MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
https://doi.org/10.47193/mafis.3412021010301
RESUMEN. Los poliquetos (Annelida) son organismos en íntimo contacto con el sedimento
donde viven y el agua sobrenadante. El estrés ambiental genera rápidas respuestas en estos organis-
mos que se refleja en los individuos y sus poblaciones, por lo que se utilizan como indicadores bio-
lógicos de disturbios y de calidad ambiental. Los poliquetos han sido ampliamente utilizados en
monitoreo ambiental y en bioensayos, y muchos estudios ecotoxicológicos se realizan con polique-
tos. En casi todos los hábitats bentónicos estos organismos juegan un papel muy importante en la
organización y estructura de las comunidades bentónicas y redes tróficas. Son un ítem fundamental
en la alimentación de otros invertebrados y de aves migratorias y peces. Los poliquetos también tie-
nen importancia económica para la industria farmacéutica, y de alimentos concentrados para espe-
cies marinas de cultivo (peces y crustáceos), en el campo médico y en la bioingeniería, además de
la recreativa (acuarofilia, carnada) y por supuesto para el consumo humano. Varios de los índices de
impacto ambiental y calidad ambiental existentes se basan en las características de tolerancia/sensi-
bilidad de los organismos bentónicos, y muchos de ellos son poliquetos. Existen unos pocos trabajos
de revisión de estos organismos como indicadores, pero todos en idioma inglés. Este trabajo muestra
una actualización de los datos referidos a Latinoamérica y el Caribe, e incluye una amplia revisión
bibliográfica.
Palabras clave: Polychaeta, indicadores, contaminación, calidad ambiental, ecotoxicología,
bioensayos.
Polychaetes as biological indicators in Latin America and the Caribbean
ABSTRACT. Polychaetes (Annelida) are in intimate contact with the sediment where they live
and the supernatant water. Environmental stress generates rapid responses in these organisms that
are reflected in individuals and their populations, so they are used as biological indicators of distur-
37
*Correspondence:
roelias@mdp.edu.ar
Received: 31 August 2020
Accepted: 23 October 2020
ISSN 2683-7595 (print)
ISSN 2683-7951 (online)
https://ojs.inidep.edu.ar
Journal of the Instituto Nacional de
Investigación y Desarrollo Pesquero
(INIDEP)
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Marine and
Fishery Sciences
MAFIS
REVIEW
Los poliquetos como indicadores biológicos en Latinoamérica y el Caribe
RODOLFO ELÍAS1, *, NURIA MÉNDEZ2, PABLO MUNIZ3, ROSSANA CABANILLAS4, CARLOS GUTIÉRREZ-ROJAS5,
NICOLAS ROZBACZYLO6, MARIO H. LONDOÑO-MESA7, PAULINA JAVIERA GÁRATE CONTRERAS6,
MARITZA CÁRDENAS-CALLE8, 9, FRANCISCO VILLAMAR10, JUAN J. A. LAVERDE-CASTILLO11, KALINA M. BRAUKO12,
MARIANA ARAKI BRAGA13, PAULO DA CUNHA LANA13 yOSCAR DÍAZ-DÍAZ14
1Instituto de Investigaciones Marinas y Costeras (IIMyC), Universidad Nacional de Mar del Plata (UNMdP), Consejo Nacional de
Investigaciones Científicas y Tecnológicas (CONICET). BioIndicadores Bentónicos. Departamento de Ciencias Marinas. Funes 3250.
CC1260. 7600 Mar del Plata. Argentina. 2Unidad Académica Mazatlán, Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional
Autónoma de México (UNAM), P.O. Box 811, Mazatlán 82000, Sinaloa, México. 3Instituto de Ecología y Ciencias Ambientales (IECA),
Facultad de Ciencias, Universidad de la República (UdelaR), Montevideo, Uruguay. 4Laboratorio de Consultoría en Áreas Marinas Costeras
(CEAMS), Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Nacional Mayor de San Marcos, Av Carlos Germán Amézaga 375 - Edificio Jorge
Basadre, Ciudad Universitaria, Lima 15081, Perú. 5Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Nacional Mayor de San Marcos, Av Carlos
Germán Amézaga 375, Edificio Jorge Basadre, Ciudad Universitaria, Lima 15081, Perú. 6Faunamar Ltda., Lira # 2355, San Joaquín, Chile.
7Instituto de Biología, Facultad de Ciencias Exactas y Naturales, Universidad de Antioquia, Calle 67 # 53-108. Medellín, Colombia. 8Facultad
de Ingeniería Química, Universidad de Guayaquil, Ciudadela Universitaria Salvador Allende. Av. Delta y Av. Kennedy, Guayaquil, Ecuador.
9Bioelite, División Ambiental, Bosques El Salado Mz. 301 S2B, Guayaquil, Ecuador. 10Facultad de Ciencias Naturales, Universidad de
Guayaquil, Guayaquil, Ecuador. 11Bogotá, Colombia. 12Universidade Federal de Santa Catarina, Campus Universitário Reitor João David
Ferreira Lima, s/n, CEP 88040-900, Florianópolis, Brasil. 13Centro de Estudos do Mar, Universidade Federal do Paraná, Av. Beira-Mar s/n,
Pontal do Sul, CEP 83255-000, Paraná, Brasil. 14Instituto Oceanográfico de Venezuela, Universidad de Oriente, Cumaná, Venezuela
INTRODUCCIÓN
Los impactos ambientales negativos generados
por el ser humano son incesantes. Desde micros-
cópicos desechos plásticos hasta derrames de
hidrocarburos visibles desde el espacio, y desde
islas de basura en medio de los océanos hasta
invisibles derrames de nutrientes que inducen
eutrofización, la humanidad degrada los ecosiste-
mas acuáticos. La contaminación de los océanos
es global.
La contaminación de los ecosistemas marinos
(del griego polluthio, suciedad del mar) puede
percibirse en muchos casos a simple vista, pero
no es posible conocer qué efectos nocivos puede
tener esta contaminación para los seres vivos.
Para determinar el grado de toxicidad de los con-
taminantes se utiliza algún nivel de organización
biológico. Los efectos tempranos de los contami-
nantes sobre los organismos son respuestas mole-
culares o bioquímicas, y se conocen como “mar-
cadores”, los cuales son específicos pero de poca
significancia ecológica (ya que se producen aún
en presencia de pequeñas cantidades de contami-
nantes). Por otra parte, los efectos crónicos de la
contaminación son detectados por la respuesta de
los organismos o niveles de organización superio-
res (especies, poblaciones, comunidades). A estos
organismos o niveles de organización se los cono-
ce como “indicadores” y son ecológicamente sig-
nificativos, manifestándose cuando el daño
ambiental es alto (debido a años o décadas de
exposición a contaminantes). Por eso es común
diferenciar la contaminación (presencia de ele-
mentos no naturales en el medio) de la polución,
que son los efectos negativos de los contaminan-
tes (Chapman 2007).
Muniz et al. (2013) muestran que los indicado-
res de la calidad ambiental pueden ser divididos
en tres grandes categorías: (1) especies caracterís-
ticas o especies indicadoras, (2) índices univaria-
dos e (3) índices multimétricos. Los indicadores
biológicos ayudan a la simplificación y síntesis
de datos complejos, facilitando la trasmisión de la
información para el público interesado, incluyen-
do los propios usuarios del recurso, la prensa y
los tomadores de decisión. La idea fundamental
que sustenta el concepto de “indicador biológico”
es que los organismos o grupos seleccionados
brinden, expresen o integren información sobre
su hábitat. Esto puede mostrarse a través de la
presencia/ausencia, condición, abundancia relati-
va o biomasa, suceso reproductivo, estructura de
la asociación (o sea, la composición y la diversi-
dad), función en la comunidad (como estructura
trófica o diversidad funcional) o cualquier otra
combinación de estas características.
Particularmente para los poliquetos es difícil
encontrar una especie única que pueda ser consi-
derada como indicador biológico en un ambiente
bentónico degradado, ya que cada región biogeo-
gráfica parece responder de forma diferente a las
condiciones ambientales, al igual que sus espe-
cies. De esta manera se crea la necesidad de eva-
luar la viabilidad y efectividad de cada especie de
poliqueto que sea considerado como candidato a
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bance and environmental quality. Polychaetes have been widely used in environmental monitoring and bioassays and many ecotoxico-
logical studies are carried out with polychaetes. In almost all benthic habitats, these organisms play a very important role in the organ-
ization and structure of benthic communities and trophic webs. They are a fundamental item in invertebrates feeding and for migratory
birds and fishes. Polychaetes are also economically important for the pharmaceutical industry, as concentrated food for cultured marine
species (fish and crustaceans), in the medical field and in bioengineering, as well as to recreational (aquarium, bait) and of course for
human consumption. Several of the existing environmental impact and quality indices are based on the tolerance/sensitivity character-
istics of benthic organisms, and many of them are polychaetes. There are a few revision works of these organisms as indicators, but they
are written in English. This work shows an upgrade referring to Latin America including an extensive literature review.
Key words: Polychaeta, indicators, contamination, environmental quality, ecotoxicology, bioassays.
indicador biológico (Borges-Rocha et al. 2013).
Tal vez, el único que podría ser considerado un
indicador universal es el complejo de especies de
Capitella. Este capitélido, frecuentemente men-
cionado como C. capitata o variantes de esta
especie, es mencionado consistentemente en
ambientes degradados por exceso de materia
orgánica (Pearson y Rosenberg 1978). Sin embar-
go, se demostró que existen muchas especies
crípticas de Capitella “dentro” de Capitella por
ser un complejo de especies externamente simila-
res pero genética y fisiológicamente diferentes
(Grassle y Grassle 1976; Blake 2009; ver también
Silva et al. 2017). Hasta tanto se resuelva local-
mente la identidad de este organismo, debemos
suponer que Capitella capitata (oriunda de Groe-
landia) es una mala identificación en latinoaméri-
ca y el Caribe, aunque se mantendrá la nomencla-
tura original en esta revisión.
Los poliquetos son organismos de cuerpos
blandos, mayormente de respiración cutánea y
hábitos infaunales o epifaunales. Están en íntimo
contacto con el medio donde viven, en particular
con el sedimento, pero también con el agua sobre-
nadante y por lo tanto responderán en forma acti-
va a la presencia de substancias polucionantes.
Rhoads y Boyer (1982) definen a esta interfase
agua-sedimento como biológicamente activa y
químicamente reactiva. Los poliquetos son uno
de los grupos con mayor sensibilidad en sustratos
blandos (Grassle y Grassle 1977; Fauchald y
Jumars 1979). Gray (1979) mostró que la res-
puesta de los organismos a la materia orgánica, a
los desechos industriales y a los hidrocarburos era
notablemente similar.
La historia de vida de los poliquetos también
contribuye a que sean buenos indicadores (Gray
1979). Los filtradores epibentónicos, al filtrar
grandes volúmenes de agua, maximizan su exposi-
ción a cualquier substancia dañina que pueda estar
en la columna de agua. De igual manera, los ali-
mentadores de depósito y otras especies de hábitat
intersticial, también se hallan expuestos a substan-
cias contaminantes presentes en el agua sobrena-
dante y en los sedimentos. Como tienen ciclos de
vida cortos, es posible utilizarlos en distintos esta-
dios. Debido a su sensibilidad para manifestar
cambios en su reproducción, en el crecimiento y
en su mortalidad, los poliquetos son ideales como
organismos para evaluar la ecotoxicología.
En algunos ambientes impactados los polique-
tos reflejan los cambios a lo largo de un gradiente
(Zajac y Whitlach 1988; Elías et al. 2003) o son
los organismos dominantes que reflejaron esos
cambios (Hily 1983; Raman y Ganapati 1983;
Addy et al. 1984; Holte y Gulliksen 1987; Weston
1990). El poliqueto Hediste diversicolor Müller
1776 está siendo usado tanto como indicador de
fármacos en el sedimento (Maranho et al. 2014,
2015), como para evaluar el efecto de los campos
electromagnéticos generados por los cables sub-
marinos (Jakubowska et al. 2019). Otros estudios
han mostrado que el gradiente de factores físico-
químicos asociados a la contaminación tiene un
correlato con el gradiente en la composición del
ensamble de poliquetos (Dauer y Connor 1980;
Hily 1983; Raman y Ganapati 1983; Del-Pilar-
Ruso et al. 2009, 2010). De igual manera, el cam-
bio temporal ha sido utilizado para determinar el
impacto ambiental de la polución orgánica (Elías
et al. 2006), y en especial con respecto a la cesa-
ción de un vertido contaminante (Serrano et al.
2011) o suspensión/mejoras en el tratamiento
(Elías et al. 2009; Del-Pilar-Russo et al. 2010).
Estos cambios sugieren fuertemente que los poli-
quetos responden en forma directa a los cambios
a lo largo del tiempo, aún en amplias áreas geo-
gráficas y también en el corto plazo (Elías et al.
2006; Benedetti-Cecchi et al. 2010; Serrano et al.
2011; Díaz-Díaz y Rozbaczylo 2020a, 2020b).
Los poliquetos son excelentes candidatos para
varios de estos enfoques. Otros grupos interna-
cionales han utilizado poliquetos para evaluar la
calidad del agua y los sedimentos. Esto ha llevado
a la aceptación internacional de los poliquetos
como indicadores de la calidad ambiental marina.
Por ejemplo, en los EE.UU., la Agencia de Pro-
tección Ambiental y el Cuerpo de Ingenieros del
39
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Ejército han propuesto una lista de géneros de
poliquetos que consideran especies sensibles y,
por lo tanto, pueden usarse en bioensayos. Estas
agencias han producido y publicado un manual
para evaluar sedimentos con poliquetos y otros
organismos que son periódicamente actualizados.
La ASTM (Sociedad Estadounidense para Prue-
bas y Materiales) y la OCDE (Organización para
la Cooperación y el Desarrollo Económico) tam-
bién incluyen pruebas de toxicidad de poliquetos
entre sus protocolos de pruebas biológicas para
pruebas y monitoreo de laboratorio e in situ. En
Canadá, el Grupo Intergubernamental de Toxici-
dad Acuática, considera a los poliquetos como
parte del conjunto básico de métodos biológicos
para toxicología y monitoreo. En este país tam-
bién están reevaluando los programas de monito-
reo ambiental marino e identificando requisitos
para el futuro. Entre otras recomendaciones, se
incluyen el uso de los poliquetos como organis-
mos de bioensayo, especialmente para material
transportado por sedimentos, como monitores de
metales pesados y compuestos orgánicos, así
como en análisis de fauna a nivel de especie,
población y comunidad y en estudios de gradien-
tes de contaminación.
Al continuar usando el bentos en general y los
poliquetos en particular, en combinación con
otros enfoques y técnicas, debería ser posible eva-
luar el estado de los ambientes marinos sujetos a
cargas crecientes de contaminación terrestre,
reconocido como uno de los principales proble-
mas en las aguas costeras (GESAMP 1990). Los
poliquetos son considerados excelentes indicado-
res del impacto antropogénico (Sivadas et al.
2009), y muchas especies tienen un alto nivel de
tolerancia a los efectos adversos de la contamina-
ción y las perturbaciones naturales (Dafforn et al.
2013). Es bien conocida la importancia del uso de
poliquetos y las comunidades bentónicas para el
seguimiento de monitoreo ambiental en platafor-
mas de extracción de petróleo en mar abierto,
estuarios, bahías y derrames de petróleo (Blan-
chard et al. 2011).
Antecedentes
Inicialmente, en los estudios ecológicos se
creyó que los poliquetos eran malos indicadores
biogeográficos (Ekman 1953; Fauvel 1959;
Briggs 1974). Esta creencia se apoyaba en la
falta de barreras geográficas en el medio marino
que pudieran limitar la dispersión de especies
con larvas planctónicas de larga duración. La
hipótesis del momento era que el flujo génico
entre poblaciones separadas era mantenido por
las corrientes oceánicas. Así se cimentó la creen-
cia de la existencia de especies verdaderamente
cosmopolitas en poliquetos y otros invertebrados
marinos. Ese presunto cosmopolitismo fue luego
reforzado por descripciones superficiales, malas
o incompletas (Elías y Rivero 2008; Elías et al.
2019a; Saracho Bottero et al. 2019). Posterior-
mente, fue Wilson Jr. (1983) uno de los primeros
en cuestionar el fenómeno del cosmopolitismo,
pero otros investigadores comenzaron a cuestio-
nar también este fenómeno (Mackie y Pleijel
1995). En épocas más recientes muchos investi-
gadores cuestionan el cosmopolitismo y mencio-
nan y demuestran la existencia de especies endé-
micas (Elías y Rivero 2008; Tewary 2015; Hut-
chings y Kupriyanova 2018; Elías et al. 2019b;
Saracho Bottero et al. 2019).
El uso de los poliquetos como indicadores
toxicológicos tiene un largo historial. Reish y
Barnard (1960) usaron el poliqueto Capitella
capitata (Fabricius 1870) por primera vez en
estudios de toxicología. Posteriormente Reish y
Gerlingher (1997) sumarizan los resultados de
estudios de toxicidad en evaluación de sustancias
tóxicas por medio de poliquetos. Un total de 48
especies de 20 familias han sido utilizadas como
organismos de evaluación de tóxicos en el medio
marino. Los organismos más comunes utilizados
con este fin son los pertenecientes a las familias
Capitellidae, Dinophilidae, Dorvilleidae y Nerei-
didae. Las evaluaciones incluyen la superviven-
cia por efectos agudos, el crecimiento por efectos
crónicos y ciclos de vida a partir de la producción
40 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
de descendientes. Los tóxicos evaluados incluyen
metales, hidrocarburos, detergentes, pesticidas,
sedimentos contaminados y radiación. Algunas
de estas evaluaciones fueron posibles por los cul-
tivos realizados en laboratorio. Estos efectos fue-
ron resumidos en su momento en dos tablas, una
conteniendo la respuesta de los poliquetos a
materiales tóxicos y otra de compuestos de origen
humano acumulado por poliquetos (ver Reish
1980, 1984). En la actualidad se realizan pruebas
ecotoxicológicas en el laboratorio utilizando poli-
quetos que permiten medir algunas respuestas
cuantitativas, tales como mortalidad, crecimiento,
alimentación y reproducción, así como cualitati-
vas, como la formación de tubos, producción de
hemoglobina y anormalidades morfológicas
(Méndez 2017).
El trabajo pionero de Pearson y Rosenberg
(1978) sobre la respuesta de la comunidad bentó-
nica al fenómeno de enriquecimiento orgánico
mostraba la presencia de tres familias de polique-
tos (Capitellidae, Spionidae, Cirratulidae) como
característicos y abundantes en zonas enriqueci-
das por descargas cloacales y por fábricas de
pulpa de madera. Es decir, que estos poliquetos
son indicadores de la calidad ambiental o ecoló-
gica. El modelo de curvas SAB (Species,Abun-
dance,Biomass) a lo largo de un gradiente espa-
cial o temporal producido por descargas de estos
tipos es aún utilizado. De igual manera han sido
mencionadas otras familias que son indicadores
de calidad ambiental, sea por presencia o por
ausencia. Por ejemplo, Rygg (1985) menciona
que la ausencia de especies sensibles como Har-
mothoe imbricata (Linnaeus 1767, Polynoidae) y
Maldane sarsi Malmgren 1865 (Maldanidae)
podrían ser indicativos de deterioro ambiental.
También sugirió que si los géneros Paramphino-
me (Amphinomidae), Ceratocephale (Nereidi-
dae), Harmothoe y Lumbrineris (Lumbrineridae)
están ausentes y la diversidad específica es baja
existen buenas probabilidades de que el sitio esté
impactado. También es aceptado que, en las eta-
pas iniciales de la sucesión, luego de la cesación
de un impacto ambiental, las familias de amplia
distribución como Nereididae y Nephtydae son
indicadoras (Pearson y Rosenberg 1978).
Los poliquetos han sido utilizados también
como indicadores biogeográficos (Giangrande et
al. 2005). En Latinoamérica, Bremec et al. (2010)
analizaron datos históricos entre las latitudes
36° S y 55° S, a partir de muestras provenientes
de la plataforma continental de la Argentina reco-
lectadas durante las campañas 1978-1979 del
“Shinkai Maru”. Dos conjuntos de especies en
dos áreas bien definidas fueron determinados,
con un límite aproximado a los 60 m de profundi-
dad, y en correspondencia con las clásicas “Pro-
vincia Biogeográfica Magallánica” y “Provincia
Biogeográfica Argentina”. El último trabajo sobre
los poliquetos del Banco Burdwood (55° 10′ S-
59° 48′ W), un área marina protegida, muestra su
similitud con el área Magallánica (Bremec et al.
2019). Chile ha dedicado particular atención a los
aspectos biogeográficos de su mar y existe una
extensa bibliografía al respecto (Montiel et al.
2004, 2005a, 2005b; Moreno et al. 2006, Montiel
y Rozbaczylo 2009).
Pokclington y Wells (1992) mencionan la res-
puesta de todas las familias de poliquetos y des-
criben su uso como organismos para bioensayos y
para monitorear la presencia de compuestos tóxi-
cos. Incluso se han desarrollado índices de cali-
dad ambiental que utilizan exclusivamente poli-
quetos (ver más adelante).
Los poliquetos son organismos idóneos para
bioensayos de ecotoxicología. Debido a un ciclo
de vida corto, a que son fácilmente obtenidos y
transportados y que los cultivos de muchos de
ellos se pueden realizar bajo condiciones de labo-
ratorio es que estos organismos han sido utiliza-
dos para bioensayos. Akesson (1980) utilizó
poblaciones de especies de Ophryotrocha (Dorvi-
lleidae) para evaluar la toxicidad de agua intersti-
cial. Reish (1984) registró que 22 especies de
poliquetos de 12 familias, han sido utilizadas
como especies para bioensayos. La mitad de esas
especies se distribuyen entre las familias Nereidi-
41
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
dae y Dorvilleidae. Este autor destaca en particu-
lar su utilidad para evaluar toxicidad en sedimen-
tos y su evaluación en Neanthes es ampliamente
utilizada (Jenkins y Mason 1988; Harrison y
Anderson 1989; Anderson et al. 1990).
Algunos poliquetos son también buenos moni-
tores de la presencia de compuestos antropogéni-
cos en el medio marino. Muchos de estos organis-
mos acumularan material deletéreo en sus tejidos
en concentraciones proporcionales a las encontra-
das en el medio. Géneros de organismos que
muestran este comportamiento incluyen especies
alrededor del mundo que son ecológicamente sig-
nificantes y pueden ser fácilmente recolectadas.
Este grupo contiene especies infaunales que se
hallan influidas tanto por las partículas del sedi-
mento (y sus propiedades emergentes) como por
el agua intersticial. Otras especies tienen órganos
o tejidos que muestran patrones de concentración
específicos, que serán importantes para objetivos
particulares de esta clase de estudios. Más aún,
los poliquetos pueden bioacumular compuestos
antrópicos dañinos, tales como PCBs (McElroy y
Means 1988), hidrocarburos aromáticos (McEl-
roy 1988), y complejos orgánico-metálicos como
las organotinas (Langston et al. 1987) y última-
mente microplásticos (Wrigth et al. 2015).
Una reciente aplicación de los poliquetos como
indicadores y como herramientas ecotoxicológi-
cas lo muestra la revisión de Lewis y Watson
(2012), quienes consideran que los poliquetos
deben ser un componente esencial de cualquier
“caja de herramientas ecotoxicológicas”, particu-
larmente para la evaluación ecotoxicológica de los
sedimentos debido a su abundancia, su relevancia
ecológica y su contacto cercano con cualquier
contaminante de interés. En esa revisión se desta-
ca la escasez de datos sobre las respuestas repro-
ductivas de poliquetos al impacto tóxico y de los
beneficios potenciales del uso de los “puntos fina-
les” (endpoints) reproductivos de poliquetos para
comprender las consecuencias ecológicas de los
contaminantes ambientales ya que, para estos
autores, los resultados reproductivos son ecológi-
camente más relevantes que los cambios fisiológi-
cos o bioquímicos en adultos. Los poliquetos
exhiben una amplia diversidad de estrategias de
historia de vida, por lo que debe existir un modelo
de poliquetos adecuado para cada escenario de
toxicidad ambiental. Algunos de los “puntos fina-
les” más complejos, como el control endocrino de
la reproducción, el asentamiento larvario, la alte-
ración endocrina y los efectos de toxicidad mascu-
lina para evaluar los contaminantes establecidos y
los emergentes junto con los biomarcadores tradi-
cionales se sugieren como esenciales para com-
prender los efectos ecotoxicológicos completos
(es decir, los impactos ecológicos más amplios) de
cualquier contaminante (Lewis y Watson 2012).
Índices de calidad ambiental y poliquetos
Una de las formas de sintetizar la estructura
comunitaria de sustratos blandos como indicadora
de la calidad ambiental o ecológica de un área fue
a través de índices. Aunque muchos los critican
por ser una sobre-simplificación, han ganado
aceptación como herramientas para la gestión
ambiental generando un valor que los gestores y
tomadores de decisiones puedan entender por su
simplicidad. A partir de la iniciativa de la Unión
Europea los índices proliferaron en esa región (ver
Borja et al. 2009a, 2009b). Muchos de estos índi-
ces se basan en la respuesta de los organismos al
estrés ambiental y se clasifican según su grado de
tolerancia en organismos sensibles, tolerantes, y
oportunistas. Uno de estos índices, y también uno
de los más utilizados (AMBI) posee un sitio web
(https://www.azti.es) donde muchas de las espe-
cies bentónicas (mayoritariamente del hemisferio
norte) están clasificadas en alguna de las categorí-
as. Para calcular este índice en el hemisferio sur es
necesario estimar en qué categoría estará un orga-
nismo, ya que habitualmente ese organismo no
está registrado o no está estudiado. Otra proble-
mática es la falta de buenas identificaciones en los
poliquetos estudiados. Como se mencionó, el
“europeísmo” al clasificar especies derivó en
42 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
malas identificaciones, y la falta de especialistas
provoca también malas clasificaciones.
Un índice de polución basado en anélidos ha
sido utilizado para evaluar contaminación por des-
cargas de aguas negras municipales en Europa
(Bellan et al. 1988), mientras que Pearson et al.
(1983) notan que una distribución log-normal de
los poliquetos puede mostrar un impacto ambien-
tal a nivel comunitario. En Chile, Cañete et al.
(2000) propusieron un índice de vigilancia
ambiental (IVA) basado en la variación temporal
de la abundancia de dos especies de poliquetos,
Nepthys impressa Baird 1873 y Prionospio perua-
na Hartmann-Schröder 1962. Amezcua-Allieri y
González-Macías (2007) realizaron un índice inte-
grando parámetros del sedimento junto con larvas
de poliquetos en el Río Pánuco (México). Recien-
temente se aplica el BOPA (Benthic,Opportunis-
tic,Polychaete,Amphipods) como un índice basa-
do en la proporción de anfípodos/poliquetos (ver
Dauvin y Ruellet 2007; Dauvin et al. 2016).
En contraposición con los poliquetos indicado-
res de estrés o impacto ambiental en sustratos
blandos, los poliquetos de la Familia Syllidae han
sido propuestos también como indicadores en sus-
tratos duros (Giangrande et al. 2005). Estos orga-
nismos pueden ser candidatos apropiados porque
son sensibles a los disturbios y por lo tanto pueden
cumplir funciones de indicadores de impactos
positivos (por la protección dada por un área mari-
na protegida, Giangrande et al. 2004), indicadores
biogeográficos y bio-climáticos (ecológicos).
También han sido postulados como indicadores de
cambios ecológicos a gran escala y para evaluar la
tropicalización del Mar Mediterráneo. Todo esto
es posible en el Mediterráneo porque su taxono-
mía está bien conocida, pero no es de amplia apli-
cación por la falta de especialistas fuera de la
cuenca del Mediterráneo. Sin embargo, inclusive
las posibles diferencias entre los listados faunísti-
cos dentro del Mediterráneo pueden estar signifi-
cativamente influenciadas por el grado de actuali-
zación taxonómica (Musco y Giangrande 2005).
Otra forma de evaluar la calidad ambiental es
mediante la cuantificación de la diversidad fun-
cional. Esta se define como el valor, intervalo,
distribución y abundancia relativa de los caracte-
res funcionales de los organismos de una comuni-
dad que influyen en el funcionamiento del ecosis-
tema (Loreau y Hector 2001; Hooper et al. 2005).
Por lo tanto, para medir la diversidad funcional
hay que definir y medir los caracteres o atributos
funcionales que son parte del fenotipo de los
organismos y tienen influencia en los procesos
del ecosistema donde viven. En general, los atri-
butos pueden estar relacionados con la morfolo-
gía, hábitos alimentarios, comportamiento repro-
ductivo, dispersión, etc. En ambientes marinos
hay pocos estudios en los que se haya evaluado la
diversidad funcional en comparación con aque-
llos que utilizan enfoques más clásicos (taxonó-
micos). En zonas costeras del suroeste del océano
Atlántico, los estudios de tramas tróficas o grupos
funcionales de poliquetos tuvieron un buen des-
arrollo (ver Paiva 1993; Amaral et al. 1994; Petti
et al. 1996; Muniz y Pires-Vanin 1999; Barroso et
al. 2002; Pagliosa 2005; Venturini et al. 2008,
2011; Rozbacylo et al. 2009; Alves 2011; Magal-
hães y Barros 2011; Doria 2013; Mattos et al.
2013; Otegui et al. 2016). Actualmente, los estu-
dios de diversidad o grupos funcionales se res-
tringen a unos pocos registros (Gusmao et al.
2016; Garaffo et al. 2018; Llanos et al. 2020).
Un gran problema que enfrentan los ecólogos
en Latinoamérica y el Caribe es la falta de buenas
claves de identificación de poliquetos, y cuando
éstas existen no están actualizadas. Una excep-
ción lo constituyen las abundantes y bien ilustra-
das claves de Poliquetos de México y América
Tropical (Solís-Weiss 1998; de León-González et
al. 2009) y del Golfo de México, que incluye
México y Estados Unidos (Uebelacker y Johnson
1984). También se deben destacar los grandes
esfuerzos de Brasil y de Chile (ver por ejemplo
Rozbaczylo 1980) en disponer de buenas claves
de poliquetos (Amaral et al. 2013, a veces en
línea), pero que son excepciones a una ausencia
casi institucional en otros países.
43
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Suficiencia taxonómica
En ecología se ha demostrado que para deter-
minar el impacto ambiental no siempre es necesa-
rio realizar la identificación a nivel de especie. Si
bien es lo recomendado, el costo en horas/inves-
tigador es sumamente elevado. Además, aspecto
no menor, no existe el número de especialistas
necesarios para abordar tamaña empresa ni las
claves necesarias para buenas identificaciones. Es
por eso que muchos estudios se han enfocado en
determinar el nivel taxonómico “necesario” o
“suficiencia taxonómica” para determinar un
impacto ambiental. Aunque este enfoque ha des-
pertado críticas y no siempre es aceptado (Gian-
grande et al. 2005), los trabajos abordados en
Latinoamérica han mostrado auspiciosos resulta-
dos, siendo el nivel de familia generalmente sufi-
ciente para tales objetivos (Muniz y Pires-Vanin
2005; Domínguez-Castanedo et al. 2007; Soares-
Gomes et al. 2012; Marrero et al. 2013; Méndez
y Ferrando 2015).
Existen algunas revisiones de los poliquetos
como indicadores, pero todas en idioma inglés
(ver Hily y Glémarec 1986; Pokclington y Wells
1992; Levin 2000; Bellan 2003; Giangrande et al.
2005; Cyrino et al. 2017; Dean 2008; Díaz-Casta-
ñeda y Reish 2009). La presente revisión muestra
el estado del conocimiento de los poliquetos
como indicadores biológicos de impacto ambien-
tal en Latinoamérica y el Caribe, y los distintos
casos de estudio. Los casos estudiados son pre-
sentados en tres regiones: Caribe, Golfo de Méxi-
co y el Pacífico tropical, Pacífico sudamericano y
Atlántico sudamericano.
Estudios de caso en paises de Latinoamérica y
el Caribe
Caribe, Golfo de México y Pacífico tropical
México. Posee mar en sus dos lados, pero son el
Mar Caribe y el Golfo de México los que mayor
atención han obtenido en relación a estudios de
contaminación, en parte debido a que a sus costas
llegan contaminantes producto de las actividades
industriales, desechos sólidos, aguas servidas,
pesticidas, incluyendo la industria del petróleo.
Todos estos contaminantes se espera que aumen-
ten a la par que aumentan las actividades de des-
arrollo y turismo (Siung-Chang 1997; Milosla-
vich et al. 2010). En México y su zona de influen-
cia existe una antigua y amplia tradición en estu-
dios sobre poliquetos, especialmente sobre taxo-
nomía (Uebelacker y Johnson 1984; Solís-Weiss
1998; Salazar Vallejo y Londoño-Mesa 2004; de
León-González et al. 2009; entre otros). Estos
organismos también han sido utilizados como
indicadores de perturbaciones ambientales, prin-
cipalmente por excesos de materia orgánica en el
sedimento. Díaz-Castañeda y Reish (2009) reali-
zaron una revisión de poliquetos y su relación con
variables ambientales.
El registro del número de especies de polique-
tos en México más reciente corresponde a Tovar-
Hernández et al. (2014), quienes calcularon, con
base en los listados publicados, un total de 1.500
especies formalmente registradas para México, las
cuales están repartidas en 63 familias y 460 géne-
ros. En ese tiempo, las 10 familias con mayor
número de especies eran Nereididae (89), Syllidae
(83), Sabellidae (80), Spionidae y Terebellidae (77
cada una), Eunicidae (76), Onuphidae y Polynoi-
dae (73 cada una) y Lumbrineridae y Serpulidae
(68 cada una). La gran mayoría de estas especies
están depositadas en al menos seis colecciones (63
familias y 460 géneros, Tovar-Hernández et al.
2014). La mayoría de los estudios relacionados
con poliquetos en México son, básicamente, lista-
dos de especies y estudios de distribución, muchos
de los cuales están descritos en trabajos relativa-
mente actuales, entre los que destacan los tres
tomos de de León-González et al. (2009, cuya
revisión está siendo actualizada) y los trabajos
citados en Tovar-Hernández et al. (2014).
El estudio de los poliquetos como indicadores
de excesos de materia orgánica producida básica-
mente por actividades de tipo antropogénico es
44 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
relativamente nuevo en México. Los capitélidos
son considerados los mejores indicadores del
grado de contaminación orgánica por tener la
capacidad de reproducirse y establecerse en con-
diciones muy adversas (Méndez 2003). Estos son
los motivos por los cuales esta familia ha sido
estudiada ampliamente por García-Garza (2011).
En México este tipo de estudios es más numeroso
en el océano Pacífico que en el Océano Atlántico.
Entre los estudios llevados a cabo en el Océano
Pacífico se puede mencionar el primer trabajo de
este tipo que corresponde a Lizárraga-Partida
(1973, 1974), en la dársena del puerto de Ensena-
da en Baja California Norte (31° 51,6′ N-116°
37,5′ W). El estudio de 16 estaciones mostró
cinco tipos de fondos caracterizados por la domi-
nancia de diferentes especies de poliquetos:
fondo abiótico (desprovisto de fauna), fondo con-
taminado (Capitella capitata ovincola), fondo
muy afectado (Dorvillea articulata), fondo afec-
tado (Neanthes cornuta franciscana) y fondo
poco afectado (Capitita ambiseta), concluyendo
que la contaminación en esa época no había
alcanzado niveles alarmantes.
Desde la década de los noventa, un grupo de
investigadores ha utilizado a los poliquetos como
bioindicadores en diferentes zonas cercanas a la
ciudad de Ensenada, Baja California Norte.
Rodríguez-Villanueva et al. (2000) y Díaz-Casta-
ñeda y Harris (2004) caracterizaron en octubre de
1994 la Bahía de Todos Santos (31° 40′ N-31°
56′ N y 116° 36′ W-116° 50′ W) mediante el aná-
lisis de predicción de estrés, encontrando que un
70% del área de estudio fue favorable y estable,
donde las familias dominantes fueron Spionidae,
Capitellidae, Paraonidae, Cirratulidae, Madani-
dae, Ampharetidae y Nephtyidae.
Rodríguez-Villanueva et al. (2003) estudiaron
las comunidades de poliquetos de áreas someras
de la región noroeste de Baja California compren-
dida entre la frontera con Estados Unidos de Nor-
teamérica y Punta Banda (31,751° N-32,549° N y
116,639° W-117,333° W). Las familias con
mayores riquezas de especies fueron Spionidae,
Onuphidae y Terebellidae. Las especies con
mayores abundancias fueron Spiophanes duplex,
S. fimbriata,Lanassa sp. D, Pectinaria califor-
niensis y Euclymeninae sp. A, lo que indica que
los ensamblajes estaban compuestos básicamente
por especies no oportunistas y no dominantes.
Posteriormente, Álvarez-Aguilar et al. (2017)
compararon estos resultados con otro estudio rea-
lizado durante 2013 en la misma zona y observa-
ron cambios considerables en la composición de
las familias de poliquetos, con abundancias y fre-
cuencias altas de Spionidae, Chaetopteridae y
Phyllodocidae, especialmente cerca de la descar-
ga de las plantas de tratamiento de aguas residua-
les. Sin embargo, dichos cambios fueron atribui-
dos, principalmente, a perturbaciones debidas a
condiciones oceanográficas y climáticas.
Díaz-Castañeda et al. (2005) compararon la
composición de poliquetos de la Bahía de San
Quintín (30° 24′ N-30° 30′ N y 115° 57′ W-116°
01′ W) durante 1995 con la de 1998, la cual dis-
minuyó de 104 a 65 especies. Esa reducción fue
atribuida a perturbaciones de tipo antropogénico
como cultivos de ostiones y agricultura, así como
la variación de la temperatura durante “El Niño”
de 1997-1998. Esto habría provocado una fuerte
mortalidad del alga Macrocystis pyrifera, que
afectó el reclutamiento y supervivencia de algu-
nas especies de poliquetos.
En áreas cercanas a cultivos de atún en la
Bahía de Salsipuedes en Baja California Norte
(31,98° N-31,94° N y 116,8° W-116,72° W),
Díaz-Castañeda y Valenzuela-Solano (2009)
demostraron, mediante la aplicación de predic-
ción de estrés, la existencia de áreas con condi-
ciones favorables y estables (85% de estaciones
en 2003 y 78% en 2004), mientras que el resto
fueron catalogadas como moderadamente pertur-
badas. Otro estudio realizado durante 2003, 2004,
2006 y 2008 en la misma zona (Díaz-Castañeda
2013) demostró que las familias de poliquetos
mejor representadas fueron Paraonidae, Cirratuli-
dae, Spionidae, Glyceridae y Maldanidae. La
zona noroeste del área de estudio presentó acu-
45
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
mulación de carbón orgánico y nitrógeno y los
pequeños oportunistas incrementaron cerca de los
corrales de atún. El análisis MDS (non-metric
multidimensional scaling) separó las estaciones
de acuerdo con la distancia a los corrales de atún.
En el Estado de Sinaloa, el primer trabajo se
realizó en el complejo lagunar de Topolobampo
entre los 25° 32′ N-25° 45′ N y 108° 58′ W-109°
15′ W (Méndez 1997; 2009). Se analizaron mues-
tras a lo largo de dos perfiles perpendiculares a la
costa en dos zonas con influencia antropogénica:
uno en la Bahía de Ohuira y el otro frente a la ciu-
dad de Topolobampo, en la laguna con el mismo
nombre. En la Bahía de Ohuira, los contenidos de
materia orgánica fueron relativamente altos, la
diversidad fue baja, el espiónido Streblospio
benedicti fue dominante y frecuente a lo largo de
todo el perfil de cinco estaciones y C. “capitata”
estuvo presente esporádicamente. Se sugirió que
esta zona podría considerarse como una zona
contaminada sin llegar a extremos de perturba-
ción. Las principales fuentes de perturbación pro-
cedían de los desechos domésticos de la ciudad
de Juan José Ríos, a unos 10 km de la bahía, y de
desechos provenientes de actividades agrícolas. A
pesar del aporte de desechos domésticos proce-
dentes de la ciudad de Topolobampo, se observa-
ron contenidos de materia orgánica menores que
en la Bahía de Ohuira y la diversidad fue mayor
con un total de 18 especies (en comparación con
Ohuira, donde solamente se encontraron siete
especies), por lo que se concluyó que esta zona
estaba menos afectada durante el período del
estudio, a pesar de localizarse frente a la ciudad.
Posteriormente, Méndez y Green-Ruíz (1998)
caracterizaron la Bahía de Mazatlán y la Penín-
sula Isla de la Piedra (23° 09′ N-23° 17′ N y 106°
22′ W-106° 30′ W). Se realizaron mapas de pro-
fundidad, tamaño de grano y materia orgánica en
sedimentos en 60 estaciones, de las cuales se
estudiaron las familias de poliquetos en 21 esta-
ciones. Las familias dominantes fueron Cirratuli-
dae, Spionidae, Onuphidae y Pilargidae. La dis-
tribución de las familias de poliquetos estaba
gobernada por la combinación de la profundidad
y la granulometría y materia orgánica del sedi-
mento. Sin embargo, el papel de las familias
indicadoras de altos contenidos de materia orgá-
nica no fue importante, por lo que se concluyó
que la zona, como un todo, no presentaba conta-
minación extrema.
La laguna costera Estero de Urías (en la ciu-
dad de Mazatlán, Sinaloa, entre los 23° 11′ N-23°
13′ N y 106° 20′ W-106° 26′ W) presenta varias
fuentes de perturbación, por lo que constituye un
buen ejemplo para estudios de contaminación de
tipo antropogénico. Los muestreos de anélidos se
realizaron en 1997 (Méndez 2002; 2009) y en
2008 (Ferrando y Méndez 2011). Después de 11
años no hubo cambios sustanciales en la caracte-
rización de la laguna. Las zonas no perturbadas o
ligeramente perturbadas se localizaban en áreas
bordeadas por árboles de mangle y en la boca de
la laguna costera caracterizadas por presentar los
mayores números de especies, sin dominancia y
con valores bajos de materia orgánica. Durante
2008, se detectó una zona perturbada temporal-
mente, localizada frente a la descarga de agua
caliente procedente de una planta termoeléctrica
con valores de materia orgánica fluctuante tem-
poralmente y, en una ocasión, con dominancia de
Nereis procera y Scoletoma lutti. Las zonas per-
turbadas y muy perturbadas se caracterizaron por
valores altos de materia orgánica con dominan-
cia de C. capitata, S. benedicti y varios oligoque-
tos. Estas zonas reciben los desechos de una
granja de camarones, de una fábrica procesadora
de pescado y de aguas residuales urbanas e
industriales. Durante 1977, la estación localizada
frente a la fábrica procesadora de pescado no
presentó fauna, por lo que en esa época fue con-
siderada como zona muy contaminada o azoica.
Entre 2016 y 2017, se realizaron muestreos tri-
mestrales en esta laguna. El análisis de las fami-
lias de poliquetos no permitió hacer asociaciones
claras entre las estaciones de muestreo debido a
la presencia constante de las familias Capitelli-
dae, Spionidae, Cirratulidae y Nereididae. Esto
46 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
sugiere que durante ese año el sistema, como un
todo, estaba permanentemente perturbado (Mén-
dez, en prensa).
En el estado de Sonora, Ortíz-Gallarza y Orte-
ga-Rubio (2014) mencionaron que en la Bahía de
Guaymas (27° 54′ N-27° 59′ N y 110° 48′ W-110°
55′ W) hubo entre 1975 y 1986 un período de
fuerte impacto debido al gran volumen de resi-
duos generados por la descarga municipal y por
los desperdicios de la industria pesquera. Esto
ocasionó la proliferación excesiva de especies de
poliquetos de las familias Chaetopteridae y Onu-
phidae, dada la notable cantidad de estructuras
quitinosas y fragmentos de valvas. Sin embargo,
los autores no hacen mención de especies bioin-
dicadoras como tal en esta zona.
Los trabajos de poliquetos bioindicadores rea-
lizados en las costa orientales (subcuenca del
Océano Atlántico) son escasos a pesar de las acti-
vidades petroleras realizadas en el Golfo de
México. Brown et al. (2000) sostuvieron la idea
de que algunos poliquetos pueden ser indicadores
de contaminación debido a su sensibilidad y no a
su resistencia, pues en un estudio sobre el hábitat
y estructura del bentos de la parte norte del Golfo
de México encontraron que la especie más abun-
dante fue Mediomastus californiensis, excepto en
estaciones de muestreo contaminadas con DDT y
PAH.
Granados-Barba (2001) analizó la fauna de
poliquetos entre 1988 y 1990 en la sonda de Cam-
peche, dentro de la zona petrolera del sureste del
Golfo de México (18° 46′ N-20° 00′ N y 91°
33′ W-92° 34′ W). El análisis faunístico mostró
que las comunidades de poliquetos se encontra-
ban sujetas a un nivel de estrés “ligero” a “mode-
rado”, de manera que las condiciones ambientales
de índole natural (temporalidad principalmente)
eran mayores que el estrés inducido por las activi-
dades petroleras. Se concluyó que, en este caso, es
irrelevante establecer poliquetos indicadores de
contaminación en el área de estudio debido a la
falta de trabajos taxonómicos confiables así como
de estudios ecológicos y de patrones de vida de
las especies. Con los datos recopilados entre 1988
y 2006 en la misma zona, Granados-Barba et al.
(2009) aplicaron el Indice Biótico Marino de
AZTII (AMBI) para catalogar las especies en gru-
pos ecológicos, lo que permitió detectar zonas con
diferentes grados de perturbación.
Kuk-Dzul (2007) determinó el grado de conta-
minación por materia orgánica en la Bahía de
Chetumal (18° 21′ N-18° 52′ N y 87° 54′ W-88°
23′ W) utilizando a los poliquetos como bioindi-
cadores. A pesar de que la distribución de poli-
quetos estuvo gobernada principalmente por la
salinidad, se identificaron especies indicadoras de
enriquecimiento orgánico mediante la distribu-
ción Log-normal y los cambios de la comunidad
de poliquetos. Los resultados de este análisis
identificaron como especies bioindicadoras en la
zona a C. cf. capitata y Nereis oligohalina en la
época de secas y a C. cf. capitata y Eteone hete-
ropoda en la época de lluvias. Asimismo, se pro-
puso a Sigambra grubii como especie indicadora
debido a que presentó abundancias elevadas,
amplia distribución y a que fue persistente en la
zona con las mayores concentraciones de materia
orgánica. Este autor menciona el trabajo de Gon-
zález-Escalante (2001) (documento no disponi-
ble), quien evaluó a Nereis sp. y Laeonereis cul-
veri como bioindicadores del contenido de mate-
ria orgánica en la Bahía de Chetumal.
En cuanto a contaminación por petróleo, Her-
nández-Arana (2003) y Hernández-Arana et al.
(2003) estudiaron la estructura de las comunida-
des macrobentónicas en el banco de Campeche, en
el estado del mismo nombre, durante 1993. En tér-
minos generales, la gran variación espacial enmas-
caró la variación temporal así como a los indica-
dores de actividades petroleras. Se observó un
incremento en la densidad de los poliquetos opor-
tunistas pequeños cuatro meses después de la tem-
porada de “nortes”, lo que sugiere que hubo mayor
influencia del clima y de la escorrentía fluvial que
de las actividades petroleras. Posteriormente, Her-
nández-Arana et al. (2005) estudiaron el impacto
de actividades relacionadas con el petróleo sobre
47
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
las comunidades de macrofauna en el banco y
Bahía de Campeche (19° 00′ N-19° 40′ N y 91°
40′ W-92° 30′ W) en 1999. Observaron que las
estaciones cercanas a las plataformas y otras acti-
vidades petroleras presentaron menores valores de
abundancia y biomasa con diferente composición
de ensambles que las estaciones con menos plata-
formas y más alejadas de las actividades petrole-
ras. Los autores mencionaron que las familias de
poliquetos que se sabe que tienen especies oportu-
nistas, tales como Lumbrineridae, Spionidae,
Capitellidae y Cirratulidae fueron más abundantes
en estaciones donde no había actividades petrole-
ras, por lo que sugirieron que estos individuos
estaban sujetos a perturbaciones naturales. Con-
cluyeron que las respuestas de los oportunistas
ante perturbaciones naturales y antropogénicas no
fueron fácilmente distinguibles probablemente
debido al nivel de identificación taxonómica.
Qu et al. (2016) estudiaron los poliquetos en el
área influenciada por el derrame masivo de petró-
leo en el Golfo de México cuando explotó y se
hundió la plataforma Deep Water Horizon.
Encontraron que el número de especies, abundan-
cia e índices de diversidad fueron significativa-
mente menores que los valores obtenidos antes
del derrame en zonas cercanas y con profundida-
des similares. El incremento de los sigaliónidos
carnívoros fue atribuido a la acumulación de
hidrocarburos del petróleo en el sedimento. Con-
cluyeron que el derrame pudo tener impacto
cuantificable en la comunidad de poliquetos.
Los estudios ecotoxicológicos permiten evaluar
indirectamente el grado de contaminación de los
sistemas naturales mediante bioensayos de labora-
torio. En México estos estudios utilizando poli-
quetos como especies clave son escasos. Los tra-
bajos pioneros corresponden a Nuria Méndez y
colaboradores utilizando especímenes del comple-
jo de especies crípticas de Capitella como especie
experimental. Estos individuos, dados sus hábitos
detritívoros, contribuyen a la eliminación de tóxi-
cos del sedimento en medios naturales. Las espe-
cies crípticas difieren en sus estrategias reproduc-
tivas pero generalmente presentan ciclos de vida
cortos que constan de dos fases larvarias (trocófo-
ras y metatrocóforas), de juveniles y de adultos. El
conocimiento previo de los ciclos de vida de cada
especie del complejo permite realizar bioensayos
en el laboratorio utilizando las diferentes etapas
del desarrollo. Méndez (2015) presenta un esque-
ma general del ciclo de vida de Capitella spp., así
como la metodología básica utilizada durante los
bioensayos en el laboratorio. Las respuestas que
se han medido en el laboratorio son la mortalidad,
tablas de vida, crecimiento, alimentación, repro-
ducción y anormalidades en adultos, la mortali-
dad, crecimiento, formación de tubos, producción
de hemoglobina y tablas de vida en juveniles, y la
mortalidad, crecimiento y afectación de la meta-
morfosis de larvas (Méndez 2017). Después de
experimentar con larvas de Capitella spp., Mén-
dez y Green-Ruíz (2006a) detectaron una serie de
ventajas y desventajas de utilizar estos estadios
del desarrollo en estudios ecotoxicológicos.
Los estudios realizados en México con espe-
cies del complejo de Capitella spp. corresponden
a Méndez y Green-Ruíz (2005; 2006a; 2006b),
Méndez et al. (2008), Uc-Peraza y Delgado-Blas
(2015) y Calderón-Ruíz et al. (2019). Méndez y
Green-Ruíz (2005, 2006b) estudiaron el efecto
del cobre y cadmio en solución sobre juveniles y
larvas metatrocóforas de Capitella sp. Y del este-
ro del Yugo en Mazatlán (Estado de Sinaloa). Los
juveniles resultaron más sensibles al cobre en tér-
minos de mortalidad, alimentación (estimada
mediante la producción de heces fecales) y creci-
miento (mediante el tamaño del cuerpo). Sin
embargo, ninguno de los metales afectó la pro-
ducción de hemoglobina y formación de tubos
por parte de los juveniles (Méndez y Green-Ruíz
2005). Ambos metales produjeron efectos signifi-
cativos en la mortalidad en las larvas metatrocó-
foras y en la inhibición de la metamorfosis, con
efectos más severos en las larvas expuestas a
cobre (Méndez y Green-Ruíz 2006b).
Méndez et al. (2008) evaluaron el efecto del
pesticida metamidofos incorporado al sedimento
48 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
experimental en adultos de Capitella sp. Y proce-
dente del estero del Yugo en Mazatlán. El incre-
mento en las concentraciones de metamidofos
produjo una disminución significativa en la pro-
ducción de heces fecales y en la biomasa de los
organismos. Se detectaron ciertas anormalidades
y cambios de comportamiento de algunos indivi-
duos (cambio de color de rojo a amarillo, con la
disminución simultánea de movilidad) que, a
pesar de que fueron atribuidos a los efectos tóxi-
cos del metamidofos, no fueron lo suficientemen-
te severos como para interrumpir la alimentación.
La toxicidad aguda de tres marcas de detergen-
tes fue evaluada en Capitella sp. C de la Bahía de
Chetumal (en el Estado de Quintana Roo, en el
Caribe). El porcentaje de la mortalidad aumentó
al aumentar las concentraciones de los detergen-
tes durante 48 h de exposición. La variación en la
toxicidad de los tres detergentes pudo haber sido
causada por las diferencias en las concentraciones
de las fórmulas y del ingrediente activo (sulfona-
to de alquilbenceno lineal) contenidos en cada
fórmula, así como por la presencia de otros ingre-
dientes tales como enzymas, silicato de sodio, tri-
polifosfato, blanqueadores y perfumes (Uc-Pera-
za y Delgado-Blas 2015).
Calderón-Ruíz et al. (2019) calcularon la con-
centración letal media de los plaguicidas Mala-
tion 500®y Tyson 4e®(ingredientes activos:
malatión y clorpirifós, respectivamente) en Capi-
tella sp. de la Bahía de Chetumal y encontraron
que el clorpirifós resultó más tóxico. Así, el mala-
tión fue clasificado como ligeramente tóxico,
mientras que el clorpirifós como moderadamente
tóxico para esta especie. Los cocientes de riesgo
indicaron que el riesgo ecológico de ambos pla-
guicidas es despreciable.
Los análisis de metales pesados acumulados en
los tejidos del anfinómido Eurythoe complanata
realizados por Méndez y Páez-Osuna (1998) per-
mitieron utilizar esta especie en estudios ecotoxi-
cológicos futuros debido a su gran capacidad para
acumular agentes tóxicos, así como a su disponi-
bilidad y facilidad de ser recolectada en la costa
de Mazatlán. Así, en México se han realizado dos
trabajos de ecotoxicología utilizando esta especie
en el laboratorio procedente de Mazatlán, corres-
pondientes a Vázquez-Núñez et al. (2007) y a
Méndez et al. (2009). La realización de dos bioen-
sayos de 8 días (con y sin sedimento) permitió
evaluar la acumulación y eliminación de mercurio
(en solución) por E. complanata. Se observó un
efecto significativo y positivo de las concentra-
ciones de mercurio en la acumulación de los espe-
címenes del experimento sin sedimento, mientras
que con sedimento no hubo efecto significativo.
Los individuos del experimento sin sedimento
acumularon casi el doble que los del experimento
con sedimento, lo que indica la importancia del
sedimento en el proceso de la bioacumulación.
Cierta eliminación de mercurio (25 a 36%) se
observó únicamente en el experimento sin sedi-
mento, lo que sugirió que se necesitaban más de 8
días para eliminar completamente el mercurio. Se
sugirió que E. complanata puede ser un buen can-
didato para estudios ecotoxicológicos con metales
pesados (Vázquez-Núñez et al. 2007).
Los efectos letales del mercurio en solución en
la mortalidad de E. complanata se observaron
durante 10 días y se calcularon tanto la concentra-
ción como el tiempo letales medios. Se observó
mortalidad en todos los tratamientos, siendo
mayor en las mayores concentraciones de mercu-
rio. Se observaron anormalidades morfológicas
que fueron más evidentes en los tratamientos con
mayores concentraciones: oscurecimiento del
cuerpo, piel rasposa blanca y opaca, proboscis
evertida e inflamada e intestino expuesto (Mén-
dez et al. 2009).
En relación con otras especies de poliquetos,
Uc-Peraza y Delgado-Blas (2008) determinaron
la concentración letal media de dos detergentes
domésticos, uno no iónico y el otro aniónico, uti-
lizando a Nereis oligohalina de la Bahía de Che-
tumal como especie de prueba. El detergente con
surfactante aniónico resultó más tóxico para esta
especie. Posteriormente, los mismos autores
determinaron experimentalmente la toxicidad de
49
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
cuatro detergentes domésticos biodegradables
utilizando a Laeonereis culveri como especie de
prueba. Se observaron diferencias significativas
en los valores de la concentración letal media.
Los cocientes de riesgo indicaron que los cuatro
detergentes pueden ocasionar daño a los organis-
mos que viven en el sedimento y, por consiguien-
te, a todo el ecosistema. En este trabajo, los auto-
res propusieron a L. culveri como herramienta
para la evaluación de riesgos ambientales por
detergentes domésticos (Uc-Peraza y Delgado-
Blas 2012).
Ramírez-Álvarez et al. (2007) midieron la pro-
porción de los isótopos estables ɗ 13C y ɗ 15N y
del carbono y nitrógeno de la materia orgánica
particulada en la región costera del noroeste de
Baja California, entre los 32,552° N-32,23° N y
117,397° W-116,933° W. Se realizaron análisis de
isótopos estables del poliqueto Spiophanes
duplex y se concluyó que la materia orgánica par-
ticulada proveniente de las aguas residuales de las
plantas de tratamiento puede proveer más del
57% del carbono asimilado por este poliqueto en
áreas localizadas a unos 26 km de la salida de
emisión de las aguas.
Recientemente, ha existido interés en los micro-
plásticos en el océano a nivel mundial dada su
capacidad de absorber ciertos compuestos tóxicos.
El trabajo pionero en el tema corresponde a
Gómez-Hernández (2016), quien evaluó la
influencia de microplásticos y fluoranteno en el
terebélido Eupolymia rullieri de Puerto Morelos
(en el estado de Quintana Roo, Caribe mexicano).
Observó que el fluoranteno disminuye la cantidad
de arena que este poliqueto pueden procesar, pero
la combinación de microplásticos y fluoranteno no
presentó efectos significativos en la tasa de proce-
samiento de arena. De igual manera, dicha combi-
nación no presentó efecto cuantificable en el cre-
cimiento y la tasa de mortalidad. Se indica que E.
rullieri es de difícil manejo en el laboratorio.
Costa Rica. El conocimiento de los poliquetos
tiene marcadas diferencias entre sus litorales
sobre el Océano Pacífico y el Mar Caribe. Esto se
debe a la mayor extensión de la línea de costa en
el Pacífico (1.254 km) con respecto al Caribe
(212 km), a la mayor heterogeneidad y compleji-
dad estructural del litoral en el Pacífico (Cortés y
Wehrtmann 2009), y a la mayor intensidad de
muestreos en la cuenca del Pacífico (Dean 2004,
2017). Así, actualmente en el Pacífico de Costa
Rica se conocen 219 especies de poliquetos
(Dean 2004, 2009; Dean y Blake, 2015), y en el
Caribe solo se conocen 75 especies (Dean 2004,
2012, 2017).
Por otra parte, la costa pacífica de Costa Rica
asiente una mayor población y posee mayor
infraestructura que la costa Caribe, por lo que los
problemas de generación de desechos y potencia-
les contaminantes son mayores. Maurer y Vargas
(1984) y Maurer et al. (1988) estudiaron algunos
aspectos de la estructura de las comunidades
macrofaunales del Golfo de Nicoya (litoral Pací-
fico). Estos autores encontraron que algunas
especies de poliquetos eran las dominantes en
este tipo de ecosistemas, con abundancias muy
superiores a las de las demás especies. A partir de
estos resultados, Dean (2004, 2008) postuló que
especies que incluyen capitélidos de los géneros
Capitella y Mediomastus, espionidos del Género
Streblospio, el nereidido Neanthes succinea, el
anfinómido Eunice complanata y cirratulidos de
los géneros Chaetozone y Caulleriella serían
especies con potencial como indicadoras biológi-
cas en el Golfo de Nicoya. Ello es así porque, al
tratarse de especies “oportunistas”, se pueden uti-
lizar para hacer el seguimiento de perturbaciones
ecológicas como la contaminación.
Cuba. El estudio de los poliquetos inicialmente
fue promovido por investigadores europeos del
siglo XIX, cuyo interés fue conocer la fauna
marina circundante de la isla por medio de expe-
diciones oceánicas, entre los que destacan los tra-
bajos de Mörch (1863) y Ehlers (1879); éste últi-
mo registró al menos seis especies de poliquetos
recolectados en la Habana y zonas cercanas. Pos-
50 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
teriormente, en 1939 la Universidad de la Habana
se integró a las investigaciones colaborando en
diferentes expediciones con instituciones extran-
jeras. Pero, no fue hasta pasada la mitad del siglo
XX cuando la poliquetofauna de Cuba comenzó a
darse a conocer a través de los trabajos de Rullier
(1974), Ibarzábal (1986), San Martín (1986a;
1986b; 1990; 1991a; 1991b; 1992; 1993; 1994),
ten Hove y San Martín (1995), San Martín et al.
(1997), Bastida-Zavala y Salazar-Vallejo (2000),
Bastida-Zavala y ten Hove (2003), Fernández et
al. (2008), Ibarzábal (2008), Ibarzábal y Helguera
(2008) y Álvarez y San Martín (2009).
Actualmente, los poliquetos constituyen uno
de los grupos más diversos y abundantes, y en
algunos casos dominantes, de la macrofauna ben-
tónica de la isla (1.500-3.200 ind. m-2) registrán-
dose hasta la fecha un total de 427 especies, de las
cuales 54 tienen a la isla como localidad tipo
(García et al. 2013). Pero como ocurre en muchos
de los países caribeños, el conocimiento sobre el
grupo sigue siendo escaso (Díaz-Díaz et al.
2017a).
Ibarzábal (1996) estudió la comunidad de poli-
quetos bentónicos en la Habana (el interior de la
bahía, el canal de entrada y la costa aledaña), la
cual fue descrita por Mederos (1989) como un
sistema eutrófico altamente productivo y con sig-
nos evidentes de deterioro (provocados principal-
mente por los vertimientos urbanos y los drenajes
pluviales), que se manifiestan en un bajo conteni-
do de oxígeno, altas concentraciones de hidrocar-
buros y un deficiente estado sanitario. Del análi-
sis se obtuvo que los poliquetos, a pesar de ser el
grupo dominante, en general presentaron muy
baja densidad (entre 9,6 y 12 ind. 10 cm-2; inclu-
sive estaciones sin individuos); sin embargo, ésta
fue aumentando en dirección a la salida de la
bahía (al alejarse del foco de contaminación),
definiéndose dos comunidades: una al interior de
la bahía con especies resistentes a la contamina-
ción, y la otra típica de lugares costeros menos
intervenidos. En detalle, se identificaron 10 espe-
cies: Americonuphis reesei, Arabella iricolor,
Branchiomma nigromaculata, Schistomeringos
rudolphi, Dorvillea cerasina, Exogone dispar,
Neanthes caudata, Stenoninereis martinsi,Stre-
blospio benedicti y Timarete filigera. Entre ellas
S. martinsi y S. benedicti tenían una amplia distri-
bución dentro de la bahía, que como ya se indicó
es una zona altamente intervenida. Respecto a las
tres zonas estudiadas por Ibarzábal, en la zona
interior hubo una brusca disminución de la fauna
con presencia de solo tres especies: S. martinsi,S.
benedicti y S. rudolphi, lo que denotó, según la
autora, una contaminación de naturaleza tóxica.
Por otra parte, en el canal de entrada se encontró
un biotopo con características intermedias (mayor
influencia del interior que de la costa) con cinco
especies que coinciden en todo el monitoreo: S.
rudolphi, S. martinsi, S. benedicti, T. filigera, B.
nigromaculata. La costa aledaña, por su parte,
mostró tanto un incremento en densidad de poli-
quetos (entre 25,8 y 34,4 ind. 10 cm-2), como un
aumento en número de especies (siete especies
que no estuvieron en el interior: T. filigera, D.
cerasina, E. dispar, N. caudata, A. reesei, A. iri-
color, B. nigromaculata), comunes en zonas lim-
pias. Esto quedó confirmado por los índices eco-
lógicos: H’, J’ y C (dominancia), que indican una
mejora en las características ambientales desde el
interior hacia la zona costera. Adicionalmente,
utilizando el índice de similitud de Sørensen, se
detectó la presencia de tres grupos: Grupo 1,
compuesto por S. martinsi,S. rudolphi y S. bene-
dicti (especies conocidas por su marcada asocia-
ción a lugares fuertemente contaminados); el
Grupo 2, constituido por A. iricolor,E. dispar, T.
filigera, B. nigromaculata yN. caudata; y el
Grupo 3, con A. reesei y D. cerasina (especies
propias de zonas con enriquecimiento orgánico).
Por su parte, Armenteros et al. (2003) analiza-
ron la variación espacial y temporal en la abun-
dancia y composición del meiobentos en la Haba-
na. En esta, encontraron 16 taxa en total, dentro
de los cuales los poliquetos llegaron a representar
más el 25% de la densidad total en una estación
localizada en una zona de descarga directa de
51
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
residuales industriales (en las estaciones más ale-
jadas dominó nematoda), y explican que ello se
debe posiblemente a la resistencia del grupo a la
carga orgánica y a las condiciones reducidas en el
sedimento derivadas de esta.
Por otro lado, Arias-Schreiber et al. (2008) se
propusieron averiguar si la causa de la disminu-
ción en las capturas de langostas y peces del Golfo
de Batabanó (zona de importancia comercial)
estaba relacionada con cambios en la comunidad
bentónica y la pérdida de hábitat en el lugar. Para
ello, analizaron muestras de bentos de dos cruce-
ros con 20 años de diferencia. Sobre poliquetos,
obtuvieron más especies en el segundo crucero
que en el primero (86 versus 62). También obser-
varon que poliquetos, nemátodos y copépodos son
los más abundantes de la zona, y entre los prime-
ros hubo una alta densidad y ocurrencia cerca de
la Península de Zapata de Eupolymnia crassicor-
nis, Syllis mexicana, Notomastus hemipodus,
Axiothella mucosa y Paraprionospio sp. Esto últi-
mo, respaldó la idea de una zona perturbada alre-
dedor del área comercial. Los autores concluye-
ron que la comunidad bentónica efectivamente
había cambiado con el paso de los años, y que, a
diferencia de la fauna pelágica, la fauna del bentos
sí refleja las condiciones ambientales locales evi-
denciada por los cambios en la diversidad y abun-
dancia de poliquetos. Además, destacaron que el
estudio permitió la identificación de dos zonas
principales: las perturbadas con pérdida de hábitat
(Pinar del Río y La Coloma) y las áreas modera-
damente perturbadas (Península de Zapata y norte
de Isla de La Juventud).
Helguera et al. (2011) describieron los patrones
de distribución espacio-temporal de los ensam-
bles de poliquetos en la Bahía de Cienfuegos
(lugar que está fuertemente contaminado debido a
la acumulación orgánica e inorgánica en la cuen-
ca, con niveles relativamente altos de metales
pesados e hidrocarburos presentes en los sedi-
mentos), para luego discutir la calidad ambiental
de los fondos blandos del lugar. El resultado fue-
ron seis taxones, de los cuales uno correspondió a
poliquetos. De estos, se obtuvieron 1.623 indivi-
duos correspondientes a 12 familias donde Spio-
nidae, seguido de Opheliidae, fueron los domi-
nantes (aportaron con el 90% de los individuos).
Siendo los poliquetos alimentadores de depósitos
superficiales el grupo trófico dominante en la
bahía (79%), entre los cuales Streblospio bene-
dicti, Polydora sp. y Paraprionospio pinnata
(Ehlers 1901) se contaron entre las especies más
representativas, seguido por los alimentadores de
depósitos sub-superficiales (13,7%) con Medio-
mastus ambiseta como la más abundante, y los
carnívoros (6,2%). Concluyeron que hay sínto-
mas claros de eutrofización relacionados con el
enriquecimiento orgánico y una macrofauna ago-
tada, lo que sugiere un ecosistema amenazado
donde las acciones de gestión deben aplicarse con
urgencia. Respecto a P. pinnata González y Qui-
ñones (2000) estudiaron sus adaptaciones enzi-
máticas en condiciones hipóxicas en la zona de
mínimo oxígeno (ZMO) en la Bahía de Concep-
ción, Chile. El estudio refirió que posiblemente
las vías del lactato y las del piruvato oxidorreduc-
tasas (forman subconjuntos) permitirían la sobre-
vivencia en estos ambientes a través del manteni-
miento de la tasa metabólica bajo tales condicio-
nes. Lo que en cierta medida podría explicar la
presencia de esta especie en el evento hipóxico
referido por Helguera et al. (2011).
Díaz-Asencio et al. (2015) evaluaron la res-
puesta temporal a la hipoxia estacional (período
húmedo-lluvia), tanto de la macrofauna bentónica
como de los sedimentos, en la Bahía de Cienfue-
gos. Lograron recolectar 817 individuos, siendo
los poliquetos el grupo dominante en cuanto a
abundancia (57% del total). De estos, la familia
dominante fue Spionidae (75%), y las especies
más abundantes fueron Prionospio steenstrupi y
Polydora sp. (caracterizados como colonizadores
rápidos). Cabe destacar que los picos de abundan-
cia de los poliquetos correspondieron a picos de
reclutamientos de ambas especies, y que Para-
prionospio pinnata también estuvo presente como
oportunista. Además, los autores obtuvieron
52 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
patrones de distribución de los poliquetos diferen-
te al de los otros taxa, debido a un efecto sinérgico
que se da entre la baja hidrodinámica de la colum-
na de agua (estratificación salina en época de llu-
vias) y la hipoxia derivada del enriquecimiento
orgánico. Según los investigadores, los poliquetos
fueron capaces de aprovechar estas condiciones
(especies oportunistas) y establecerse en la zona
muy rápido, para luego permitir el establecimiento
de otras especies (pioneras). Concluyeron que la
hipoxia estacional de la bahía influye sobre la geo-
química tanto del agua como de los sedimentos, y
además reduce la abundancia y diversidad de la
macrofauna (disminución del oxígeno afecta el
funcionamiento del ecosistema negativamente).
Las investigaciones en Cuba que apuntan a
determinar la importancia que pudiesen tener los
poliquetos en ecología (específicamente como
indicador biológico) son muy escasas. La mayo-
ría de los trabajos citados anteriormente conclu-
yeron que los poliquetos constituían un grupo
dominante y frecuente en distintas zonas bentóni-
cas de la isla. Es necesario realizar más investiga-
ciones sobre este grupo relacionadas tanto con
taxonomía (generar más especialistas en el tema,
mejorar y afinar el proceso de identificación de
los ejemplares, poder relacionar lo que esta cien-
cia básica aporte como nuevo conocimiento con
otras áreas de estudio, etc.). Fundamentalmente
se requieren investigaciones en ecología de
ambientes impactados, de manera de poder dar a
conocer y comprender con claridad el uso que
pudiesen eventualmente tener estos organismos
como indicadores del estado ecológico marino
cubano.
Puerto Rico. La revisión y re-análisis de la infor-
mación compilada por Dean (2012) sobre los
poliquetos del Mar Caribe evidenció que se habí-
an registrado 36 familias, 127 géneros y 208
especies, con validez científica. Estos números se
actualizarán pronto con los registros de polique-
tos asociados a ecosistemas mesofóticos alrede-
dor de la isla (Laverde-Castillo, com. pers.).
Los ecosistemas costeros alrededor de Puerto
Rico, al igual que ocurre en otras localidades del
Caribe, siguen siendo impactados por tensores
ambientales como: disposición de aguas negras
municipales, vertidos industriales, actividad de la
infraestructura costera, escorrentía procedente de
la agricultura, etc. (Diez et al. 2019). Entre los
ecosistemas más afectados por esta problemática
se hallan los ecosistemas bentónicos. En Puerto
Rico, los ecosistemas bentónicos más afectados
se hallan cerca de los centros urbanos más pobla-
dos: San Juan y el área metropolitana, Ponce,
Agudilla, Guánica y Mayagüez. Pese a la proble-
mática previamente descrita, los estudios que
relacionen el efecto de la contaminación sobre las
comunidades biológicas bentónicas, sobre todo
de fondos blandos, son limitados, y más aún lo
son los relacionados con el empleo de los poli-
quetos como indicadores ambientales.
La mayoría de los estudios que evalúan la
macrofauna de fondos blandos, y que de manera
simultánea monitorearon algunos parámetros
abióticos, son reportes presentados en agencias/
autoridades estatales o federales, de difícil consul-
ta, la llamada “literatura gris”. Uno de estos repor-
tes, que contiene “información útil” a los fines de
la presente revisión es el trabajo de Rivera (2005)
para la NOAA (National Oceanic and Atmosphe-
ric Administration). En este reporte, el autor revisó
la información de cuatro campañas de muestreo
realizadas en el “Estuario Bahía de San Juan”
entre 1987 y 2002. El re-análisis de esta informa-
ción permite colegir lo siguiente: i) en algunos
sectores de este sistema estuarino se presentaron
bajos niveles de oxígeno disuelto en la columna de
agua (< 2 mg l-1); ii) los poliquetos fueron el grupo
mejor representado en términos de abundancia y
riqueza específica en todas las campañas de mues-
treo consideradas; iii) Capitella sp. (referida como
C. capitata) estuvo presente en tres de las campa-
ñas, siendo el organismo dominante en algunas
estaciones; iv) los espiónidos Prionospio steens-
trupia y Streblospio benedicti aparecieron en dos
de las campañas, siendo relativamente muy abun-
53
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
dantes, y al menos la primera de éstas podría ser
considerada a futuro como una especie candidata
como “potencial bioindicadora”, dado que se
conoce que especies de este género han sido pro-
puestas a tal efecto en otras áreas geográficas.
Antillas holandesas (Aruba, Bonaire, Curaçao,
Saba, Sint Eustatius y Sint Maarten). Los poli-
quetos bentónicos están representados por 30
familias, 100 géneros y 151 especies (Naturalis
Biodiversity Center 2017).
Williams (2009), en un trabajo en arrecifes
coralinos someros en Bonaire, propuso al serpúli-
do Spirobranchius giganteus como especie bioin-
dicadora de condiciones de estrés ambiental (pre-
sencia de nutrientes y de sedimentos finos) en el
arrecife. La autora basó esta premisa al hallar con-
centraciones significativamente más altas de fos-
fato en los sitios de mayor impacto, sitios en los
cuales S. giganteus exhibió mayores densidades.
Colombia. El estudio de los poliquetos se ha
hecho interrumpidamente, aunque esto no haya
significado un gran avance en su conocimiento.
Londoño-Mesa (2017) ha diferenciado tres
momentos en su estudio, los cuales comenzaron
con las descripciones de Augener de poliquetos
del Pacífico, a comienzos del siglo XX, pasando
por un fuerte avance en cuanto listados en las
décadas de 1970-1980, para terminar en el
momento actual en el que no solo se están des-
arrollando listados, sino también se ha vuelto a
realizar descripciones detalladas de las especies.
Sin embargo, la falta de suficientes poliquetólo-
gos, o de estudiantes e interesados en el grupo, ha
hecho que el avance aún sea lento.
Al pensar en la importancia de los poliquetos,
la idea de considerarlos como indicadores bioló-
gicos está totalmente comprobada. Fernández-
Rodríguez y Londoño-Mesa (2015) hacen un aná-
lisis de la terminología usada exponiendo las
diferencias o confusiones con términos como
“bioindicador” o “biomonitor”.
El creciente auge de los programas de consul-
torías en el país con el fin de evaluar los ecosiste-
mas, ha hecho que surjan empresas consultoras, o
que los grupos de investigación asociados a uni-
versidades y otras instituciones se dediquen a esta
labor. Por lo tanto, esta presión ha dado como
resultado un aumento en el número de registros
de especies, pues cada proyecto consultor debe
ofrecer su material identificado a las colecciones
biológicas del país, según lo reglamenta la Agen-
cia Nacional de Licencias Ambientales (ANLA).
No obstante, estas empresas consultoras, e inclu-
so proyectos de investigación sobre poliquetos,
generalmente tienen y deben usar claves taxonó-
micas de otros países o regiones, con lo cual se
identifican especies no propias de nuestras dos
costas, ya que los listados de especies han repeti-
do eidéticamente los nombres de las especies para
otras regiones lejanas como Mar Mediterráneo,
Mar del Norte, Pacífico oeste, entre otras. Así, el
problema taxonómico aumenta debido a que se
continúan registrando especies erróneamente.
Por otro lado, es importante resaltar que desde
2017 han surgido importantes expediciones cien-
tíficas, tanto al Caribe como al Pacífico, promo-
vidas por la Comisión Colombiana del Océano-
CCO, en conjunto con universidades e institucio-
nes públicas y privadas, así como fundaciones,
ONG’s y las corporaciones ambientales regiona-
les (Londoño-Mesa 2017). Dichas expediciones
han dado como resultado un gran número de
muestras que, debido al impedimento taxonómico
ofrecido por la falta de información de nuestras
especies, apenas están comenzando a dar impor-
tantes resultados en biodiversidad.
En cuanto a números, y al igual que se mencio-
na para otros países como México, éstos son más
claros y numerosos para el litoral Caribe que para
el Pacífico. En total, Londoño-Mesa (2017) men-
ciona que hay 54 familias, 203 géneros y 298 para
ambos litorales, repartidos en un 79,6% para el
Caribe y un 20,4% para el Pacífico. No obstante,
es importante resaltar que hay 319 registros solo
con nombres de familia y 271 registros solo con
nombres de géneros para el Caribe colombiano,
54 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
lo cual podría incluir un importante número de
especies una vez se pudiera resolver sus identifi-
caciones. Más recientemente, de León et al.
(2019) elaboraron un listado para las especies del
Caribe colombiano en la cual incluyeron 51 fami-
lias, 230 géneros y 293 especies. Sin embargo,
estos números podrían ser mayores dado que no se
incluyeron en este listado las especies reportadas
para la Reserva de la Biósfera Seaflower, por Lon-
doño-Mesa et al. (2016): 49 familias, 66 géneros y
131 especies.
El recuento anterior en cuanto al número de
especies tiene como finalidad resaltar que, a
pesar de lo poco que se ha logrado en taxonomía,
lo que se ha hecho en cuanto a indicadores bioló-
gicos es aún menor. Un buen estado del arte es
presentado por Fernández-Rodríguez y Londo-
ño-Mesa (2015). Se incluyen los pocos estudios
preliminares que se han realizado hasta el
momento, con familias como Eunicidae y Tere-
bellidae, y particularmente con la especie Capite-
la capitata (Familia Capitellidae), ampliamente
considerada con indicador biológico por conta-
minación de materia orgánica (Fernández-Rodrí-
guez et al. 2016).
Entre los estudios de contaminación ambiental
para el Caribe colombiano, en los cuales se repor-
tan otras famlias, se incluyen los datos no publi-
cados aún sobre el hundimiento de una barcaza en
la zona de anclaje del Puerto de carbón Drum-
mond (Santa Marta, Caribe), por parte de la Uni-
versidad Jorge Tadeo Lozano en 2013. En esta
investigación, se reportaron organismos de las
familias Glyceridae, Lumbrineridae, Mageloni-
dae y Spionidae, como los primeros colonizado-
res de fragmentos grandes de carbón.
Otro estudio aún no publicado considera a las
especies de la Familia Serpulidae, Ficopomatus
uschakovi y F. miamiensis asociadas a las raíces
del mangle rojo, como indicadoras por su toleran-
cia a las condiciones existenes en el Golfo de
Urabá, el segundo estuario más grande en el Cari-
be colombiano.
Entre los estudios de impacto ambiental para el
Pacífico colombiano, Lucero-Rincón et al. (2008)
evaluaron la relación existente entre la cantidad
de sedimentos que se encuentran en la desembo-
cadura fluvial y el crecimiento de la macrofauna
bentónica. La abundancia de organismos de la
Familia Capitellidae se relacionó con la alta carga
de sedimentos transportada por el Río Anchicaya,
el cual desemboca en el estuario más grande del
Pacífico colombiano, la Bahía de Buenaventura.
Para esta misma bahía, Serna-Giraldo et al.
(2013) evaluaron el efecto de la exposición conti-
nua a contaminantes en el ADN de la especie
Lumbrineris verrilli (Lumbrineridae) en Bahía de
Buenaventura, sugiriendo solamente que esta
bahía podría estar perturbada.
En conclusión, para Colombia solo pocos estu-
dios han sido realizados con el propósito de usar
los poliquetos como indicadores de contamina-
ción ambiental. A pesar de las 51 familias regis-
tradas para Colombia, solo siete de ellas han sido
consideradas.
Venezuela. El conocimiento taxonómico sobre
este grupo es muy exiguo, habiéndose identifica-
do hasta la fecha aproximadamente 532 especies
contenidas en 241 géneros y 49 familias (Díaz-
Díaz et al. 2017b).
Cinco estudios están relacionados con aspectos
bioquímicos. Marcano et al. (1997) analizaron
aspectos relacionados con la actividad de lisozi-
mas celómicas en Eurythoe complanata (Pallas
1766) inducida por la toxicidad por metales pesa-
dos. Nusetti et al. (2001, 2005) estudiaron los bio-
marcadores del estrés oxidativo en E. complanata
expuesto al cobre durante un corto período, y
sobre las enzimas antioxidantes y regeneración de
tejido de esta especie expuesta a contaminación
por hidrocarburos, respectivamente. Zapata-
Vívenes et al. (2005) describieron las respuestas
inmunológicas y cicatrización en el poliqueto E.
complanata expuesto al cobre y Hernández-
López et al. (2008) analizaron la actividad anti-
bacteriana y antimicótica de Spirobranchus
giganteus giganteus (Pallas 1766).
55
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Existen pocos trabajos ecológicos sobre comu-
nidades bentónicas que incluyan a los poliquetos,
y apenas nueve son específicos para poliquetos
(Bone y San Martín 2003; Díaz-Díaz y Liñero-
Arana 2006; Liñero-Arana y Díaz-Díaz 2006,
2009, 2011a, 2011b, 2013; Chollett y Bone 2007;
Fernández et al. 2012; Brett et al. 2013; Díaz-
Díaz et al. 2014).
Chollett y Bone (2007) analizaron el efecto
causado por un período inusual de fuertes y soste-
nidas precipitaciones sobre la comunidad de poli-
quetos asociados a praderas de Thalassia testudi-
num Koenig 1805, comparando localidades de
mayor influencia oceánica o continental, tomando
como referencia la respuesta de los poliquetos
oportunistas y estructura y composición de espe-
cies pertenecientes a la Familia Spionidae, las cua-
les mostraron cambios transitorios expresados por
un gran aumento de la densidad y riqueza de espe-
cies. Las especies oportunistas, que tienen disper-
sión limitada (Streblospio gynobranchiata Rice y
Levin 1998 y polidóridos) se encuentran común-
mente en lugares con influencia continental, mien-
tras que no se encuentran especies que común-
mente tienen mecanismos de dispersión en zonas
bajo influencia oceánica (Prionospio). Asimismo,
los patrones de recuperación observados indican
diferentes ritmos: mientras que las comunidades
oceánicas mostraron una recuperación rápida, las
comunidades continentales son devueltas a sus
estados originales lentamente. Por lo tanto, los
patrones observados en las comunidades de poli-
quetos bentónicos asociados a T. testudinum indi-
can claramente que los procesos de recoloniza-
ción, la dinámica de sucesión y el tiempo de recu-
peración depende de la escala espacial de la per-
turbación, la historia de vida de las especies invo-
lucradas y las condiciones particulares del hábitat.
Brett et al. (2013) describieron las variaciones
espacio-temporales de poliquetos en una región
bajo influencia antropogénica (actividades de
pesca, turismo y refinerías de petróleo). El estu-
dio involucró la evaluación del sedimento y el
análisis de estos invertebrados en la Península de
Paraguaná. Se cuantificaron 7.368 poliquetos que
comprendieron un total de 35 familias, siendo
Capitellidae (35%) y Spionidae (21%) las más
abundantes que llegaron a representar más de
6.000 ind. m-2, y sugieren la existencia de un dis-
turbio local asociado con las actividades de la
refinería, basado en el predominio de organismos
detritívoros. Este estudio mostró la utilidad de
analizar datos biológicos para detectar influencias
antropogénicas cuando no está disponible la
información química.
Pacífico sudamericano
Ecuador. El conocimiento que se tiene sobre los
poliquetos es escaso, siendo las Islas Galápagos
la que presentan una mayor claridad taxonómica.
En Ecuador continental se conocen un total de
100 especies de poliquetos hasta 2017 (de León-
González 2017). Sin embargo, investigaciones
relacionadas sobre poliquetos como indicadores
de contaminación en ecosistemas marino costeros
en Ecuador son casi inexistentes.
En la parte continental de Ecuador, los estudios
de las comunidades de poliquetos han estado
enfocados principalmente hacia la determinación
taxonómica de las especies, evaluación de la
composición, abundancia y diversidad de espe-
cies presentes en ecosistemas marinos y estuari-
nos, tanto a nivel intermareal como submareal,
como una medida útil para la valoración de la
salud de dichos ecosistemas (Vinagre et al. 2017).
De la literatura de fuentes primarias y secundarias
analizadas para esta zona, son pocos los trabajos
donde se relaciona la presencia de poliquetos
como indicador de una característica particular
del medio donde habitan las especies o donde
existen indicios de contaminación (Villamar
1983, 2000, 2006, 2013; Calderón 2016; Cárde-
nas-Calle 2016; de León-González 2017; Cárde-
nas-Calle et al. 2020). Entre las especies conside-
radas como indicadoras de alguna alteración al
ecosistemas acuático se encuentran cinco espe-
cies: Capitella capitata, Cossura brunnea, Boc-
56 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
cardia tricuspa, Paraprionospio pinnata y Nereis
(Hediste) diversicolor contenidas en las familias
Capitellidae, Cossuridae, Spionidae y Nereididae.
Una de las especies que normalmente se la
relaciona como indicador de enriquecimiento
orgánico, presente en sedimentos marinos pertur-
bados (Newell et al. 1998) y derrames de hidro-
carburos (Pearson y Rosenberg 1978) es Capite-
lla capitata. Esta especie ha sido registrada en la
zona costera continental de Ecuador, en la zona
centro en la Provincia de Manabí (Villamar 2006;
de León-González 2017) en suelos arenosos en
Jaramijó y en áreas de playas y litorales rocosos
en Barbasquillo en Manta (Villamar 2006); así
también ha sido reportada su presencia en la zona
centro sur en la Provincia del Guayas en los
ramales estuarinos del Estero Salado que ingresan
a la zona urbana de Guayaquil y cuyos sedimento
se encuentran contaminados por hidrocarburos
(245,66 mg kg-1) y metales pesados tales como
cadmio (4,01 mg kg-1) y plomo (40,17 mg kg-1)
según estudios realizado en el 2011 (Cárdenas-
Calle 2016). Esta especie ha sido registrada en el
estuario exterior del Golfo de Guayaquil en la
zona infralitoral de la Isla Santa Clara en zonas
rocosas durante la época seca en el 2015 (Cárde-
nas-Calle et al. 2020) e influenciadas por arenisca
propia en esta zona (Santana y Dumont 2000). Ha
sido encontrada también en los sedimentos de los
fondos de la Isla Floreana y en las playas de la
Isla Isabela en Galápagos (Villamar 2000).
Crossura brunnea es otra especie registrada en
la costa central de Ecuador en la Bahía de Manta
(Villamar 2013), considerada como una de las
especies más abundantes que vive en sedimentos
limo-arenosos, en ambientes eurihalinos y es
señalada como una especie de ambientes contras-
tantes (Fernández-Rodríguez y Londoño-Mesa
2016).
Por otro lado, Boccardia tricuspa y Parapro-
nospio pinnata han sido usadas como indicadores
de la salud de ecosistemas marino costeros (Dix
et al. 2005; Calderón 2016) estando la presencia
de ambas relacionada con zonas con alto porcen-
taje de materia orgánica, las misma que han sido
reportadas en la plataforma continental (Villamar
1983) y el estuario exterior del Golfo de Guaya-
quil en la Isla Santa Clara durante el 2007 en
época seca (Calderón 2016).
Nereis (Hediste) diversicolor es una especie
que se la asocia a contaminación por metales
pesados (Luoma y Bryan 1982) y es usada como
marcador de acidificación en agua de mar
(Sokołowski et al. 2020). Esta especie ha sido
registrada en la costa norte de Ecuador en Esme-
raldas en la Reserva Marina Galeras San Francis-
co (RMGSF), en la costa central en la Provincia
de Manabí en el Parque Nacional Machalilla
(PNM), en la zona centro sur en parte más salien-
te de la costa de Ecuador en el área de Producción
Faunística Marino Costera Puntilla de Santa
Elena (REMACOPSE) y al sur en la Provincia de
El Oro en la Isla Santa Clara en el Refugio de
Vida Silvestre Isla Santa Clara (RVSISC) (Cárde-
nas-Calle et al. 2020).
En la costa ecuatoriana han sido pocos los
esfuerzos realizados por entender la función que
cumplen los poliquetos como bioindicadores de
calidad ambiental. Se deberían desarrollar estu-
dios a nivel de bioensayos, ecotoxicología y vali-
daciones en campo relacionando la estructura
comunitaria de los poliquetos con variables físico-
químicas para entender la relación entre la distri-
bución de dichas comunidades y contaminantes.
Esto permitirá la obtención de una lista de indica-
dores de contaminación para el monitoreo de
aguas y sedimentos en estuarios y zonas marinas,
los cuales deberían ser incorporados en los crite-
rios referenciales de calidad de aguas marinas y
estuarinas establecidas en la norma ambiental
ecuatoriana y ser requeridos como un indicador de
importancia en estudios de impacto ambiental,
seguimiento de la calidad ambiental de actividades
productivas que se realizan en la franja costera, así
también para determinar el efecto de la contamina-
ción sobre la fauna de poliquetos y comunidades
macrobentónicas en puertos, estuarios, bahías,
playas y plataformas localizadas en mar abierto.
57
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Perú. Los poliquetos son un grupo representativo
de las comunidades marinas. En la actualidad, se
cuenta con pocos estudios desarrollados en taxo-
nomía, siendo aportes principalmente en base a
expediciones científicas. Aguirre y Canales
(2017), mencionan que el estado actual del cono-
cimiento del grupo registra un total de 43 fami-
lias, 113 géneros y 188 especies, siendo las fami-
lias con más especies registradas Nereididae,
Alciopidae, Polynoidae, Lumbrineridae, Phyllo-
docidae y Syllidae con aproximadamente entre 8
a 14 especies por familia.
Algunos poliquetos son considerados como
indicadores de la calidad ambiental, en particular
las especies de las familias Capitellidae y Spioni-
dae (Pocklington y Wells 1992). Si bien los repre-
sentantes de estas familias son habitantes conspi-
cuos en el mar del Perú, según la literatura espe-
cializada solo han sido reportadas dos especies de
Capitellidae y siete especies de Spionidae (Agui-
rre y Canales 2017). A pesar de ello, la evaluación
de la calidad ambiental utilizando los poliquetos
en el Perú se basa en estudios ecológicos, descri-
biendo cambios de la comunidad macrobentónica
de un estado a otro a lo largo de un gradiente de
impacto ambiental como lo sugieren Pearson y
Rosenberg (1978). Asimismo, muchos trabajos se
centran en describir los efectos de la contamina-
ción en la composición y estructura del macro-
bentos (e.g. Gray et al. 1990; Clarke 1993; War-
wick 1993; Anderson 2017), además de los efec-
tos sobre el estado trófico de los poliquetos en
base a lo indicado por Fauchald y Jumars (1979).
Una característica importante en el mar perua-
no es la intensa zona mínima de oxígeno (< 0,5
ml l-1) presente desde ambientes someros, que
cambia las características del fondo afectando a
las comunidades biológicas (Tarazona et al.
2003). Esta característica ha sido abordada en
diversos estudios ecológicos en los que se discute
la respuesta de los poliquetos a los cambios gene-
rados por la influencia de los periodos cálidos del
evento El Niño (EN). Asimismo, adicionalmente
a la presión natural (e.g. EN), existe una presión
originada por las actividades antropogénicas
como la agroindustria, pesquería (industrial y
artesanal), extracción de recursos de importancia
económica, descargas domésticas, entre otros,
generando impactos sobre el ecosistema marino.
Si bien los efectos de las presiones naturales han
sido abordados en las décadas anteriores, en el
Perú aún existe una brecha por saldar respecto a
los efectos de estas actividades antropogénicas
sobre las comunidades marinas.
Las investigaciones sobre los poliquetos como
indicadores relacionados a impactos antropogéni-
cos y su relación a la calidad ambiental han sido
desarrolladas de forma indirecta por el Instituto
del Mar del Perú (IMARPE), ya que sus estudios
se centran en bancos naturales de recursos hidro-
biológicos, algunos trabajos en contaminación
ambiental y ecotoxicología. Por otro lado, en
estos ultimo años el Organismo de Evaluación y
Fiscalización Ambiental (OEFA) está generando
una serie de estudios relacionados a los impactos
antropogénicos en las principales bahías del país,
en donde los poliquetos están tomando protago-
nismo y son considerados como una parte impor-
tante para una adecuada evaluación ambiental.
La presente revisión muestra los trabajos reali-
zados en el Perú sobre la comunidad macrobentó-
nica, destacando la participación de los polique-
tos y su relación con parámetros ambientales rela-
cionados a mayores concentraciones de materia
orgánica en sedimentos, cambios en la concentra-
ción de oxígeno, así como la presencia de metales
pesados y experimentos de laboratorio relaciona-
dos a ecotoxicología.
El mar del Perú se caracteriza por presentar
naturalmente zonas hipóxicas desde profundida-
des someras, con alta cantidad de materia orgáni-
ca, cuyas características están relacionadas a
variaciones interanuales como el ciclo “El Niño
Southern Oscilation” (ENSO).
La comunidad macrobentónica, principalmen-
te los poliquetos, han sido utilizados como indi-
cadores para el reconocimiento temprano de cam-
bios hacia períodos cálidos dentro del ENSO
58 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
(asociado a la llegada de las ondas Kelvin, incre-
mento de temperatura, oxígeno y salinidad). Al
respecto, Tarazona (1990) y Tarazona et al.
(1991) demostraron respuestas anticipadas de los
poliquetos en ambientes someros (< 34 m de pro-
fundidad) convirtiéndose en indicadores a los
eventos del Niño en la Bahía de Ancón ubicada
en la costa central del Perú.
El fondo marino en la Bahía de Ancón durante
los períodos cálidos se caracteriza por un aumen-
to de especies, densidad y biomasa de macroben-
tos en particular de los poliquetos (Tarazona
1990). A los 15 m de profundidad se reporta este
aumento con la dominancia de los poliquetos
Owenia collaris y especies tolerantes a los cam-
bios en la concentración de oxígeno disuelto
(OD) como: Hermundura fauvelli, Magelona
phyllisae y Chaetozone sp. A los 34 m de profun-
didad se caracteriza por la aparición de especies
oportunistas, durante el período cálido como
Paraprionospio pinnnata, y especies considera-
das inmigrantes, como Leitoscoloplos chilensis.
En la misma bahía, Peña et al. (2006) determinan
que la coincidencia en el reclutamiento en prima-
vera y el inicio del evento del Niño 1997-1998
generó una alta densidad de la población de
Sigambra bassi, determinando diferente respues-
ta de los poliquetos a las distintas intensidades del
período cálido del ENSO.
Gutiérrez et al. (2008) reportan resultados
similares en cuanto a la respuesta de los polique-
tos a los cambios interanuales y periodos de oxi-
genación frente al Callao, donde se evaluó una
estación a 94 m de profundidad en el período
1992 al 2005. Se observó un patrón parecido en la
respuesta de los poliquetos a los pulsos de oxíge-
no con un aumento en la densidad y biomasa del
bentos como el reclutamiento de Paraprionospio
pinnata al inicio de los eventos y luego la domi-
nancia de S. bassi durante los eventos del Niño
moderados.
En el Perú son pocas las investigaciones rela-
cionadas a la ecotoxicología aplicada a los poli-
quetos. Herrera-Perez y Méndez (2019a) estudia-
ron el comportamiento de Capitella sp., un impor-
tante indicador de estrés por alta carga de materia
orgánica, realizando experimentos en laboratorio
bajo condiciones controladas de temperatura (20-
26° C) y salinidad (30-34) demostrando alta mor-
talidad con el tiempo al incremento de temperatu-
ra. Asimismo, Herrrera-Perez y Méndez (2019b)
continuaron con sus ensayos en Polydora sp.
demostrando su alta sensibilidad a concentracio-
nes de Cd (11,25 y 75 mg l-1) a partir de las prime-
ras 24 h de exposición, determinando una concen-
tración letal media (CL50) de 2,59 mg l-1 durante
72 h, manteniendo la misma respuesta que otros
estudios y demostrando una mayor sensibilidad
que otras especies.
En el Perú los estudios en relación al impacto
realizado por la extracción de recursos comercia-
les y su relación a los poliquetos son escasos o
restringidos a estudios de diversidad asociado a
bancos naturales. Borowski (2001) reportó expe-
rimentalmente la respuesta de los poliquetos a
distintos escenarios de extracción de nódulos de
manganeso en fondos abisales frente a Perú a
4.150 m de profundidad, proponiendo a las espe-
cies Paraonella abranchiata,Ophelina abranchi-
ta y Leanira sp. como posibles indicadores de
disturbio durante el proceso de extracción.
Por otro lado, en el norte del Perú se encuentra
el ecosistema de manglar que presenta la continua
extracción del cangrejo de manglar (Ucides occi-
dentales) y la concha negra (Anadara tuberculo-
sa). Los sedimentos de las zonas de extracción
son removidos continuamente por los extractores
afectando a la comunidad acompañante. En ese
sentido Cabanillas et al. (2016) describen el
ensamble de poliquetos asociado a zonas con
extracción de U. occidentalis (cangrejales) y A.
tuberculosa (conchales). Se reportó diferencias
entre la composición del ensamble poliquetos
entre ambas zonas, las cuales estuvieron asocia-
das a las características de cada biotopo como los
valores extremos del potencial redox del sedi-
mento (< -250 mV) asociado a procesos anaeró-
bicos. A pesar de las diferencias en la composi-
59
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
ción, ambas zonas presentaron dominancia de los
capitélidos Notomastus hemipodus,Mediomastus
spp. y el nereidido Perinereis nuntia.
La Bahía de Paita, ubicada al norte del Perú,
presenta una gran actividad de la industria de pro-
cesamiento de recursos hidrobiológicos que en
muchos casos vierte sus efluentes al mar. Yupan-
qui et al. (2011a) reporta la variación batimétrica
y temporal de la composición por gremios trófi-
cos del grupo de poliquetos en la Bahía de Paita
(Norte del Perú). El estudio discute la relación de
los poliquetos al tipo de sedimento, materia orgá-
nica y a la profundidad. En las zonas más someras
se presentó mayor dominancia de la Familia
Magelonidae (Magelona alleni y M. phyllisae),
Lumbrineridae (Lumbrineris sp.) y Sabellidae
(Chone sp.), mientras que en mayores profundi-
dades, las cuales estuvieron relacionados a mayor
contenido de materia orgánica, se encontró las
familias Paraonidae (Tauberia sp. y Aricidea sp.),
Spionidae (Paraprionospio pinnata) y Cossuri-
dae (Cossura sp. y Cossura chilensis).
En estudios posteriores, OEFA (2017a) evalúa
la estructura del macrobentos en la Bahía de
Paita, reportando condiciones de mayor perturba-
ción, con dominancia de oligoquetos, asociadas a
mayor contenido de materia orgánica y sulfuros
debido a las actividades antropogénicas realiza-
das al sur de la bahía. Por otro lado, destaca la
presencia de los poliquetos Owenia collaris y
Nepthys impressa como indicadores de zonas
menos impactadas, ya que se encontraron asocia-
dos a condiciones de menor contenido de materia
orgánica y mayor concentración de oxígeno
disuelto.
Bahía Ferrol se ubica en la costa central del
Perú y presenta un fuerte impacto antropogénico,
principalmente por la intensa actividad de proce-
samiento industrial de recursos pesqueros y verti-
mientos de aguas residuales al fondo marino.
Orozco et al. (1996) reportó altas concentraciones
de nutrientes y anoxia en donde dominaron los
poliquetos Magelona phyllisae, Chaetozone sp. y
Capitellidae. En estudios posteriores, Tresierra
(2007) reporta que entre 2001-2005 Bahía Ferrol
presentó la dominancia de los poliquetos O.
collaris,Diopatra chilensis,L. chilensis yMedio-
mastus branchiferus. Asimismo, en un estudio
realizado por OEFA (2016) se reportó la domi-
nancia de los poliquetos M. phillisae,C. chilensis
yChaetozone sp. asociados a condiciones de
mayor perturbación, principalmente en la zona
central de la bahía, con alta concentración de
materia orgánica (> 15%) producto de los efluen-
tes pesqueros.
El Callao es una de las zonas más importantes
debido a que se encuentra el primer puerto del
Perú. Aquí se realiza un intenso tráfico naviero
relacionado a las industrias pesqueras, refina-
miento de petróleo, recibe las descargas de las
aguas residuales tratadas provenientes de la ciu-
dad de Lima, además de la descarga de los ríos
Rímac y Chillón con alta carga de contaminación.
Valle (1998) determinó un impacto considerable a
partir del uso de las curvas ABC explicados en
parte a la alta carga orgánica, sulfuros y metales
pesados. M. phyllisae dominó en densidad consi-
derándolo una especie tolerante a las perturbacio-
nes. En estudios posteriores OEFA (2017b) repor-
ta que los fondos marinos están fuertemente
impactados, principalmente a lo largo de la zona
industrial donde las especies que dominaron en
abundancia son L. chilensis,H. fauvelli,Aphelo-
chaeta aequiseta,M. branchiferus yP. pinnata.
Bahía Sechura (Norte del Perú) se encuentra en
una zona de convergencia de aguas frías de la
corriente costera y aguas ecuatoriales. Es impor-
tante por su alta producción hidrobiológica que
está impactada por las actividades de industria
pesquera, hidrocarburos y embarque de fosfatos
entre otros. Yupanqui (2011b) reporta la dominan-
cia de los poliquetos en zonas la bahía con alta
concentración de materia orgánica destacando
poliquetos no determinados de la Familia Capite-
llidae, Aricidea simplex y M. phyllisae. OEFA
(2017c) indica la dominancia de los poliquetos en
la bahía, y que la menor riqueza y abundancia está
relacionada a la zona sur donde encontramos una
60 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
mayor actividad industrial. Las especies H. fauve-
lli, C. chilensis y Aricidea catherinae están rela-
cionadas con altas concentraciones de materia
orgánica y mayor profundidad. Además, se desta-
có la zona central de la bahía asociada con altas
concentraciones de cadmio donde se reportó la
dominancia de Lumbrineris annulata. Por último,
se reporta a Platynereis bicanaliculata presente
en zonas con menor perturbación.
Chile. Existe una consolidada línea de investiga-
ción sobre aspectos taxonómicos y ecológicos en
poliquetos marinos bentónicos. Varios autores
han estudiado su distribución geográfica y han
hecho hincapié en sus aspectos biogeográficos
(Montiel et al. 2004, 2005a; Moreno et al. 2006;
Montiel y Rozbaczylo 2009). Numerosos autores
han contribuido al conocimiento de los poliquetos
en Chile, registrando hasta la fecha un total de
593 especies bentónicas repartidas en 47 familias
a lo largo de la costa desde Arica (18° 28′ S) en el
límite norte hasta el Cabo de Hornos (55° 56′ S)
en el límite sur, incluidas las aguas interiores del
área de fiordos y canales patagónicos (Rozbaczy-
lo y Moreno 2010; Rozbaczylo et al. 2017). Sin
embargo, aún hay pocos estudios sobre cuántas y
más exactamente cuáles especies de poliquetos
bentónicos en Chile pueden ser consideradas
como indicadoras de cambios de estado ecológi-
co, ya sea debido a fluctuaciones naturales que
ocurren en un ambiente determinado o alteracio-
nes causadas por el incremento de diferentes acti-
vidades antrópicas. La presencia o ausencia de
algunas especies provee un mecanismo para eva-
luar el estado de las comunidades (Pocklington y
Wells 1992; Cañete et al. 2000). Evidentemente,
para establecer que en un área particular han ocu-
rrido variaciones en la composición de la polique-
tofauna, y que estas puedan ser atribuidas a posi-
bles cambios ambientales, es imprescindible
conocer su condición de riqueza y abundancia
previa en dicha área o bien interpretar los resulta-
dos a partir de la presencia de aquellas especies
que son consideradas indicadoras de estado eco-
lógico. Estos estudios, sin embargo, deben estar
sustentados por determinaciones taxonómicas
muy rigurosas y confiables a nivel de especie. Por
esta razón, Rozbaczylo y Moreno (2018) y Díaz-
Díaz y Rozbaczylo (2020a) además de destacar la
importancia del grupo, señalan la necesidad
urgente e imperiosa de contribuir fuertemente a
una sólida formación taxonómica de profesiona-
les, analistas de laboratorio e investigadores bió-
logos marinos y acuicultores, sobre los inverte-
brados marinos bentónicos en general, pero muy
particularmente de los poliquetos por ser uno de
los grupos que más información pueden entregar
a estos aspectos y los que menos atención han
recibido, posiblemente por el bajo número de
especialistas que hay en nuestro país y la supuesta
dificultad que presentan para trabajar con ellos
sin una adecuada capacitación.
Los poliquetos son uno de los taxa más impor-
tantes en las comunidades marinas bentónicas de
fondos blandos en todo el mundo, y se utilizan en
programas de vigilancia ambiental para evaluar el
estado de los sedimentos submareales o la conta-
minación a través del análisis de variables comu-
nitarias, así como en numerosos estudios de eva-
luación de impacto ambiental (Raman y Ganapati
1983; Pocklington y Wells 1992; Cañete et al.
2000).
Como parte de un programa de vigilancia
ambiental en la Bahía de Quintero (32° 45′ S, 71°
29′ W), Cañete et al. (2000) propusieron un índice
de vigilancia ambiental basado en la variación
temporal de la abundancia de dos especies de
poliquetos, Nepthys impressa Baird 1871 y Prio-
nospio peruana (Hartmann-Schröder 1962), para
incorporarlo en programas de seguimiento
ambiental en el medio marino. Estas especies son
consideradas indicadores biológicos de situacio-
nes de contaminación principalmente de tipo
orgánica, reflejando la influencia de diversos
tipos de actividades antrópicas, como los residuos
industriales y domiciliarios, sobre los atributos
biológicos de las comunidades bentónicas del
área. Para Bahía Quintero, este índice permite
61
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
evaluar alteraciones en las condiciones ambienta-
les cuando las estimaciones de otras variables no
las reflejan. Si bien este índice solo sería aplica-
ble en aquellas zonas donde las dos especies
cohabitan, estaría sujeto, además, a estudios tem-
porales, lo que haría que su uso resultara limita-
do, pero se podría adaptar a estudios efectuados
en otras localidades al considerar la totalidad de
las especies de néftidos y espiónidos presentes en
cada bahía (Cañete et al. 2000).
En un sector submareal, frente a una descarga
de aguas servidas y pluviales en Punta Arenas
(53,16° S-70,93° W), Patagonia chilena, Cañete
et al. (2004) observaron que las especies Prionos-
pio orensanzi Blake 1983 y Rhynchospio glutaea
(Ehlers 1897) fueron muy abundantes, con un
33,3 y 28,3% de la abundancia total, junto con
otras 41 especies de poliquetos. Otros espiónidos
que también fueron abundantes en esa área son
Spiophanes bombyx (Claparède 1870) y Boccar-
dia polybranchia (Haswell 1885).
Carrasco (1977) señaló la presencia de Cossura
chilensis Hartmann-Schröder 1965 en altas densi-
dades habitando fondos someros de la Bahía de
Concepción con predominio de sedimentos fan-
gosos reducidos. Posteriormente, Soto y Lemus
(2016) aportaron antecedentes ecológicos impor-
tantes sobre esta especie habitando en sustratos
mixtos y profundidades entre 50 y 140 m, con un
rango de temperatura entre 10,89 y 13,08 °C, con
densidades cercanas a 3.000 ind. m-2. Carrasco et
al. (1997) encontraron que la Familia Spionidae
fue la más diversa y abundante en las bahías San
Vicente y de Concepción, en las cuales el porcen-
taje de contenido de materia orgánica en el sedi-
mento alcanzó valores de hasta 22,51%. En la
Bahía San Vicente Dipolydora socialis (Schmar-
da, 1861) y Spiophanes bombyx (Claparède
1870), representaron un 28,2% del total de la
abundancia, mientras que en la Bahía de Concep-
ción Paraprionospio pinnata (Ehlers 1901) repre-
sentó un 13,5% del total.
Cañete et al. (1999) analizaron la comunidad
de poliquetos en tres localidades de Aysén y
encontraron que aquella en la cual el sedimento
presentó el mayor contenido de materia orgánica
(hasta 9,69%) presentó la mayor abundancia de
poliquetos de la especie Prionospio patagonica
Augener 1923, la cual representó más del 82%
del total de la abundancia para esa localidad,
seguida por Aricidea sp. 1 con un 6%, Sosanides
glandularis Hartmann-Schröder 1965 con un
4,5% y Leitoscoloplos kerguelensis (McIntosh
1885) con un 1,72%.
Oyarzún et al. (1987) encontraron en la Bahía
de Talcahuano a Owenia collaris Hartman 1955
como una especie frecuente en sedimentos enri-
quecidos con hasta un 13,94% de materia orgáni-
ca, aunque solo representó el 3,8% del total de la
abundancia, después de Carazziella carrascoi
Blake 1979 con una abundancia del 60,1% y de
Cossura chilensis con una abundancia del 24,7%.
Sin embargo, la mayor abundancia de O. collaris
se encontró en la estación de muestreo con menor
contenido de materia orgánica (4,4%), lo cual, en
cierta medida, compromete su uso como indicador
de estado ecológico considerando que en el resto
de las estaciones con mayor contenido de materia
orgánica tan solo fue recolectado un ejemplar.
Pinedo et al. (2000) analizaron la distribución de
O. fusiformis Delle Chiaje 1844 en la Bahía de
Blanes en el Mar Mediterráneo y la relacionaron
con variables físico-químicas del sedimento.
Observaron que las mayores densidades (hasta
10.585 ind. m-2) se encontraron en fondos donde
predominan los sedimentos finos, que la mayor
densidad de Owenidae se encontró cerca de un
efluente de aguas residuales, que las menores den-
sidades fueron encontradas en aquellas zonas
donde predominan los sedimentos finos y medios,
y que en ambas zonas existe una elevada cantidad
de materia en suspensión. Además, en aquellas
zonas donde el sedimento está constituido princi-
palmente por partículas gruesas la densidad fue
muy baja, por lo cual concluyeron que el patrón de
distribución espacial de esta especie está influen-
ciado por el tamaño de las partículas del sedimen-
to. Por su parte, Gutiérrez et al. (2000) estudiaron
62 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
el efecto de la concentración de oxígeno disuelto,
el contenido orgánico y la calidad del sedimento
en la distribución vertical de la macrofauna bentó-
nica durante El Niño (EN) de 1997/1998 frente a
Concepción, Chile central. En este estudio, los
poliquetos, además de ser el grupo dominante, fue
el más diverso con 32 especies de un total de 62
macroinvertebrados, siendo Paraprionspio pinna-
ta la especie dominante seguida por Aricidea pig-
mentata Carrasco 1976, Cossura chilensis, Medio-
mastus branchiferus Hartmann-Schröder 1962 y
Haploscoloplos chilensis (Hartmann-Schröder
1965). En otro estudio, Neira y Palma (2007) ana-
lizaron la densidad, biomasa, diversidad y riqueza
de especies de la macrofauna bentónica en
ambientes óxicos en Bahía Coliumo (36° 32′ S-
72° 57′ W), Chile central, siendo los poliquetos el
grupo dominante (51,8%), compuesto principal-
mente por M. branchiferus, Nepthys ferruginea,
Lumbrineris tetraura (Schmarda 1861), C. chilen-
sis, P. pinnata y Tharyx sp., representando más del
90% de la dominancia en la estación cercana a la
boca de la bahía. Sin embargo, los autores señalan
que los valores de biomasa fueron superiores a los
referidos en otros estudios de la zona (Carrasco y
Gallardo 1989; Gallardo et al. 1995; Sellanes et al.
2007). También se determinó que el porcentaje de
arena y el contenido de materia orgánica en el
sedimento fueron los principales factores ambien-
tales que regulan la estructura de la macrofauna de
Bahía Coliumo, coincidiendo con lo señalado por
Carrasco y Gallardo (1983) para el Golfo de Arau-
co y por Gutiérrez et al. (2000) para Concepción.
Paraprionospio pinnata, es un sedimentívoro
superficial tolerante a la hipoxia severa en ambien-
tes estuarinos (Llansó 1992) que coloniza fondos
poco profundos, generalmente normóxicos des-
pués de la hipoxia aperiódica y la acumulación de
sulfuro dentro de los sedimentos (Harper et al.
1991). En Concepción, P. pinnata parece ser la
especie macrofaunal mejor adaptada enzimática-
mente para hacer frente a la hipoxia.
Lancellotti y Stotz (2004) evaluaron la magni-
tud y la extensión del impacto producido por la
descarga de materiales alóctonos inertes en la
estructura de la macrofauna bentónica de fondos
blandos, en un gradiente batimétrico, en la zona
submareal de Ensenada Chapaco, una pequeña
bahía en el centro-norte de Chile. La descarga
sostenida y prolongada de tales materiales produ-
ce una elevada turbidez en la columna de agua y
una alta sedimentación en la zona submareal. Los
resultados mostraron que la macrofauna presente
en la bahía a 20 y 50 m de profundidad sufrió una
importante disminución en la abundancia y rique-
za de especies, no así aquellas presentes a 110 m
de profundidad. Entre las pocas especies registra-
das en los fondos empobrecidos entre 20 y 50 m
de profundidad, el poliqueto Lumbrineris bifilaris
Ehlers 1901, junto al cumáceo Diastylis tongo-
yensis Gerken y Watling 1998, fueron las espe-
cies dominates. Por otro lado, los mismos autores
señalan que la ausencia total de especies de poli-
quetos oportunistas (capitélidos, espiónidos y
cirratúlidos) podría estar asociada con los niveles
de turbidez y sedimentación en la bahía.
A contar de 1977, numerosas especies de poli-
quetos bentónicos han sido encontradas en
ambientes marinos extremos, como los “oasis
hidrotermales” (hydrothermal vents) y las filtra-
ciones frías de metano (cool-seep). En Chile,
Sellanes et al. (2004) dieron a conocer la fauna
encontrada en una filtración fría de metano entre
651 y 934 m de profundidad frente a Concepción
(36° S), donde registraron cinco familias de poli-
quetos (Onuphidae, Sternaspidae, Lumbrineridae,
Sabellidae y Maldanidae), siendo el onúfido Hya-
linoecia artifex Verrill 1880 la especie numérica-
mente dominante, con un 66,2% del total.
Con el objeto de conocer el comportamiento
fisiológico de algunas especies de poliquetos aso-
ciadas a condiciones ambientales hipóxicas en la
zona de mínimo oxígeno (ZMO), González y Qui-
ñones (2000) estudiaron en la Bahía de Concep-
ción (36° 41′ 50″ S-73° 00′ 08″ W) las adaptacio-
nes enzimáticas de Paraprionospio pinnata,
Nephtys ferruginea Hartman 1940, Glycera ame-
ricana Leidy 1855, Haploscoloplos sp., Lumbri-
63
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
calus composita (Hartmann-Schröder 1965)
(= Lumbrineris composita), Sigambra bassi (Hart-
man 1947), Aricidea pigmentata, Cossura chilen-
sis, y Pectinaria chilensis Nilsson 1928, encon-
trando que el lactato y las piruvato oxidorreducta-
sas son una vía metabólica importante para el
mantenimiento de la tasa metabólica bajo condi-
ciones ambientales hipóxicas. En cada especie
estudiada encontraron un subconjunto diferente de
cuatro piruvato oxidorreductasas, pero solo en dos
especies, Paraprionospio pinnata y Nepthys
ferruginea Hartman 1940, detectaron la presencia
de todas ellas. Esto les brindaría un alto grado de
plasticidad metabólica, permitiéndoles ocupar un
amplio rango de condiciones ambientales. Las
especies de poliquetos bentónicos en la zona de
mínimo oxígeno frente a Chile presentan notables
especializaciones morfológicas y funcionales para
habitar en estas zonas, incluyendo un aumento del
número y la longitud de las branquias, sistema
vascular sanguíneo, metabolismo anaeróbico y
reducción del tamaño corporal (González y Qui-
ñones 2000; Levin 2003; Gallardo et al. 2004;
Palma et al. 2005; Quiroga et al. 2005).
Sobre la dinámica temporal de los poliquetos
bentónicos en el Sistema Corriente de Humboldt
(SCH) frente a Chile, se cuenta con los trabajos de
Carrasco (1997) y Carrasco y Moreno (2006)
basados en un análisis de series de tiempo de largo
plazo con 15 años de muestreos sobre la estructura
de un ensamble de poliquetos bentónicos en Punta
Coloso, norte de Chile (23° 45′ S), en profundida-
des de entre 50 y 60 m. Estos estudios sugieren
que la estructura del ensamble de poliquetos pre-
senta una alta resiliencia y persistencia en el tiem-
po analizado, a pesar de la alta variabilidad
ambiental y las fluctuaciones estacionales e inter-
anuales de las condiciones oceanográficas, como
son las perturbaciones del fenómeno El Niño
Oscilación del Sur (ENOS) registradas en esta
zona del Océano Pacífico suroriental.
Posteriormente, Labra et al. (2016) analizaron
la dinámica temporal de largo plazo correspon-
diente a 15 años de muestreos (1993-2007) de 13
especies de poliquetos bentónicos recolectadas en
los fondos blandos de Punta Coloso, y evaluaron
la importancia relativa de la denso-dependencia,
la temperatura superficial del mar invernal
(SSTW) y el índice de Oscilación del Sur (SOI)
sobre la dinámica de los poliquetos. Los resulta-
dos muestran que todas las especies presentaron
oscilaciones en las abundancias que son consis-
tentes con retroalimentaciones poblacionales
denso-dependientes negativas. Además, la selec-
ción de modelos para seis especies mostró el
efecto de las variables ambientales SSTW, siendo
el índice SOI relevante para dos de las especies
de poliquetos.
Recientemente Gómez et al. (2019) evaluaron
el rendimiento del arenicólido Abarenicola pusi-
lla (Quatrefages 1866) en la eliminación de lodo
enriquecido orgánicamente proveniente de un sis-
tema de acuacultivo recirculante. El estudio con-
sistió en exponer durante 45 días a A. pusilla, con
densidades de 60, 75, 150 y 200 ind. m-2, a lodos
con 0,5-10% de contenido de materia orgánica
(MO) respecto al sedimento inerte total. La
mayor tasa de eliminación de materia orgánica
total se alcanzó en sedimentos con 10% de conte-
nido de MO con una densidad de 200 ind. m-2,
mostrando además un aumento significativo en la
biomasa de los organismos referida al carbono
total (24,75%), carbono orgánico (24,68%) y con-
tenido de lípidos (0,65%), además de una tasa de
crecimiento de 3,06% día-1 y una supervivencia
de 91,67% al final del experimento. Estos resulta-
dos muestran que A. pusilla podría usarse como
una especie remediadora de los compuestos orgá-
nicos contenidos en los lodos de la acuicultura
marina. Los resultados también sugieren que A.
pusilla es un candidato potencial para el reciclaje
de nutrientes de los sistemas de acuicultura mari-
na en tierra.
Díaz-Jaramillo et al. (2010) realizaron un estu-
dio que proporciona la primera línea de base para
la caracterización de las respuestas antioxidantes
en la especie estuarina Perinereis gualpensis Jel-
des 1963, con ejemplares recolectados en los
64 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
estuarios de Biobío, Itata, Lingue y Valdivia, que
son áreas con diferentes grados de impacto antró-
pico. Los resultados obtenidos sugieren que esta
especie es adecuada para monitorear las perturba-
ciones ambientales en diferentes áreas estuarinas
en Chile donde esta especie está presente. Las res-
puestas antioxidantes (niveles del antioxidante
glutatión (GSH), glutatión-S-transferasa (GST) y
la capacidad antioxidante total) se presentan como
biomarcadores potenciales para la exposición a
diferentes condiciones de contaminación. Sin
embargo, los autores señalan que, para estudios
futuros, algunas variables deberán ser considera-
das puesto que podrían incidir en las respuestas.
Un gran avance se ha producido recientemente
en este país con la publicación del libro de los
poliquetos bentónicos frente a las costas de Chile,
fiordos y canales australes como indicadores del
estado ecológico (Díaz-Díaz y Rozbaczylo
2020b).
La acuicultura se ha transformado en una de las
actividades económicas de mayor dinamismo en
Chile (Buschmann et al. 2009), siendo el cultivo
de salmón la principal actividad acuícola en
Chile, la cual ha crecido casi continuamente desde
1978 ubicando al país como el segundo mayor
productor del mundo después de Noruega. Sin
embargo, este crecimiento tiene impactos ambien-
tales que deben tomarse en cuenta en la regula-
ción de la industria (Buschmann y Pizarro 2001).
Como medida regulatoria, la Subsecretaría de
Pesca y Acuicultura mediante Resolución Exenta
Nº 3612/2009, regula las metodologías para ela-
borar la caracterización preliminar de sitio (CPS)
y la información ambiental (INFA), y señala que
es obligatorio determinar, como mínimo a nivel
de género, las familias Capitellidae, Cirratulidae y
Oweniidae. Sin embargo, Díaz-Díaz y Rozbaczy-
lo (2020a) señalan que, en el caso de Capitellidae,
de las cuatro especies registradas en Chile tan solo
Notomastus chilensis es una especie válida, y los
registros de Capitella capitata deben referirse a
Capitella cf. capitata, mientras que las otras dos
especies son nomen dubium o cuya presencia en
Chile es considerada cuestionable (N. latericeus).
En el caso de la Familia Cirratulidae también
existen varios problemas taxonómicos que resol-
ver. En cuanto a Oweniidae, Díaz-Díaz y Roz-
baczylo (2020b) destacan que son pocos los estu-
dios que indican que los ouénidos podrían ser
considerados como bioindicadores de condición y
que, además en Chile, no es una familia que apa-
rezca mencionada con frecuencia en los estudios
bentónicos. En Chile, la Familia Oweniidae cuen-
ta con escasas publicaciones que informen sobre
su presencia en áreas con enriquecimiento orgáni-
co (Yanez 1971; Carrasco 1976; Oyarzún et al.
1987; Bustamante-Díaz 2006) y ninguna referen-
cia que la asocie a zonas impactadas por la acui-
cultura. Por otro lado, en Chile son muy pocos los
trabajos de investigación realizados sobre el tema
y los pocos refieren que han ocurrido impactos
adversos localizados en el fondo marino en las
zonas de cultivo, asociados con cambios fisico-
químicos, cambios en los sedimentos y pérdidas
significativas de la biodiversidad bentónica, al
menos un 50% en promedio en tales zonas (Bus-
chmann 2002; Soto y Norambuen 2004; Bus-
chmann et al. 2006).
Atlántico sudamericano
Brasil. Es emblemático en Latinoamérica. A par-
tir del “padre” de los poliquetos en Brasil, el Dr.
Edmundo Nonato y sus primeros discípulos,
Cecilia Amaral, Paulo Lana y Paulo Paiva, el cre-
cimiento del número de investigadores en poli-
quetos fue creciendo año a año, transformándose
en exponencial hacia el año 2020. El catálogo de
especies de poliquetos de Brasil y la base de datos
Nonato (bautizada en honor al “padre” de los
poliquetos de Brasil) muestran la existencia de
1.341 especies pertenecientes a 474 géneros en 70
familias. Esto está basado en las 733 referencias
y los 15.000 registros para las costas de Brasil
(Amaral et al. 2013; Pagliosa et al. 2014).
Ya en 1979, las altas abundancias del Capitelli-
dae Capitella capitata fueron asociadas a la polu-
65
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
ción orgánica en las playas del litoral de São
Paulo (Amaral 1979), siendo este uno de los pri-
meros registros de un poliqueto bioindicador en
este país. Hasta 1999 el conocimiento taxonómi-
co sobre los poliquetos, en clara expansión, fue
acompañado por un aumento desproporcionada-
mente tímido de los estudios de bioindicadores.
La dominancia de las especies C. capitata y Hete-
romastus filiformis (así conocidas en esa época y
luego sujetas a revisión) y el empobrecimiento de
la diversidad en los grupos funcionales de ali-
mentación de poliquetos en respuesta a descargas
cloacales, fueron la mejor expresión de esos estu-
dios pioneros sobre indicadores (Amaral et al.
1998; Muniz y Pires 1999).
El reconocimiento del valor de los poliquetos
como bioindicadores se intensificó marcadamen-
te a partir de 2000, simultáneamente con un
aumento explosivo de la ocupación del litoral y
su correspondiente degradación ambiental. Estas
dos últimas décadas fueron marcadas por cerca de
60 publicaciones en relación a estrategias de
campo cuantitativas y la identificación de por lo
menos 59 taxones de poliquetos indicadores de
perturbación ambiental, o sea, con respuesta al
estrés ambiental (Tabla 1). La resolución taxonó-
mica usada ha variado entre especies, géneros y
familias, niveles considerados suficientes o satis-
factorios para indicar la calidad ambiental (Muniz
y Pires 2005; Soares-Gomes et al. 2012; Checon
y Amaral 2017).
La mayoría de las especies y los géneros indi-
cadores, comprendiendo el 64% de los taxones,
se agrupan en las familias Capitellidae, Nereidi-
dae y Spionidae. Esas son, inclusive, las familias
indicadoras más expresivas de la costa Este de
América del Sur, según un reciente meta-análisis
de los efectos del enriquecimiento orgánico sobre
poliquetos (Fernández-Rodríguez et al. 2019).
Esas familias están compuestas por un conjunto
de especies tolerantes, responsables de la dismi-
nución de la complejidad de las comunidades de
poliquetos sometidos a polución u otras formas
de impacto. Las principales especies bioindicado-
ras que las componen son los nereididos Laeone-
reis acuta (también citada como L. culveri), los
capitélidos Capitella capitata, Heteromastus
similis y H. filiformis y los espiónidos Streblospio
benedicti y Scolelepis squamata. Todos estos
taxones están siendo revisados o deberían ser
revisados taxonómicamente ya que, de hecho,
corresponden a “complejos de especies” más o
menos crípticas. En condiciones de estrés ellas
tienden a ser favorecidas por su modo de vida
oportunista y por mecanismos fisiológicos de
tolerancia a hipoxia, altas temperaturas y también
detoxificación (Llansó 1991; Oeschger y Vis-
mann 1994; Ferreira-Cravo et al. 2009). En este
sentido, variaciones en las comunidades de poli-
quetos pueden ser indicadoras tan sensibles como
las oscilaciones en la densidad de especies tole-
rantes individuales.
Por otro lado, también existen evidencias que
las respuestas metabólicas pueden variar incluso
entre especies hermanas, lo que podría llevar a
diferentes grados de tolerancia en un mismo
género, como ya fue demostrado para Capitella
(Linke-Gamenick et al. 2000). El clásico comple-
jo de espécies crípticas de Capitella capitata fue
recientemente resuelto en Brasil, en donde se
constató la ocurrencia de cuatro especies diferen-
tes ampliamente distribuídas a lo largo de la
costa: Capitella aracaensis, Capitella biota,
Capitella neoaciculata y Capitella nonatoi (Silva
et al. 2017). Como no hay respuestas ambiguas
para este género en Brasil, es muy probable que
todas tengan el mismo patrón de respuestas posi-
tivas frente al estrés ambiental, pero es imprescin-
dible que esto mismo sea resuelto para otros
géneros taxonómicamente problemáticos, como
es el caso de Laeonereis (el cual está siendo lle-
vado a cabo), Heteromastus y Scolelepis.
El principal uso de los poliquetos a lo largo de
la costa brasileña aún está relacionado a uno de
los problemas más antiguos del desarrollo huma-
no: el vertido de efluentes domésticos o cloacas
sobre planicies fangosas, playas, formaciones
rocosas y en ambientes sublitorales de toda la
66 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
67
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Tabla 1. Poliquetos bioindicadores identificados en estudios de campo en Brasil y los autores de esos trabajos (a partir de trabajos
publicados en revistas indexadas).
Table 1. Bioindicator polychaetes identified in field studies in Brazil and their respective authors (works published in indexed
journals).
Ampharetidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Capitellidae
Chaetopteridae
Chaetopteridae
Cirratulidae
Cossuridae
Fabriciidae
Glyceridae
Glyceridae
Goniadidae
Goniadidae
Lumbrineridae
Magelonidae
Magelonidae
Magelonidae
Maldanidae
Maldanidae
Nephtyidae
Nephtyidae
Nereididae
Isolda pulchella
Capitellidae
Capitella capitata o
Capitella sp.
Heteromastus sp.
Heteromastus similis
Heteromastus filiformis
Capitella nonatoi
Capitomastus minimus
Dasybranchus platyceps
Mediomastus capensis
Spiochaetopterus nonatoi
Chaetopterus variopedatus
Cirratulidae
Cossura candida
Fabricia filamentosa
Glyceridae
Hemipodia californiensis
Goniadidae
Glycinde multidens
Lumbricalus januarii
Magelonidae
Magelona papillicornis
Magelona posterolongata
Maldanidae
Euclymene sp.
Nephtys sp.
Nephtys fluviatilis
Nereididae
Gomes et al. (2017)
Muniz y Pires (2000), Nunes y Parsons (2000), Fernández-
Rodríguez et al. (2019), Gomes et al. (2020)
Amaral (1979), Amaral et al. (1998), Peso-Aguiar (2000),
Rizzo y Amaral (2000, 2001a, 2001b), Amaral et al. (2003),
Mendes y Soares-Gomes (2011), Valença y Santos (2012),
Brauko et al. (2016), Souza et al. (2016), Rodrigues et al.
(2017), Tavares Cutrim et al. (2018), Abessa et al. (2019)
Souza et al. (2013), Brauko et al. (2016), Tavares Cutrim et al.
(2018)
Muniz et al. (2005), Pagliosa y Barbosa (2006), Bernardino et
al. (2015), Brauko et al. (2020)
Amaral et al. (1998, 2003), Rizzo y Amaral (2000)
Checon et al. (2018)
Rizzo y Amaral (2000)
Muniz et al. (2005)
Muniz et al. (2005), Venturini et al. (2011)
Muniz et al. (2005), Santi et al. (2006)
Eça et al. (2013)
Petti y Nonato (2000)
Venturini et al. (2011)
Omena y Creed (2004)
Ribeiro et al. (2016)
Machado et al. (2017)
Hatje et al. (2016)
Peso-Aguiar et al. (2000)
Camargo et al. (2017)
Gomes y Bernardino (2020)
Omena y Creed (2004), Pagliosa (2005)
Abessa et al. (2019)
Muniz y Pires (2000)
Peso-Aguiar et al. (2000)
Abessa et al. (2019)
Muniz et al. (2005), Pagliosa y Barbosa (2006), Brauko et al.
(2020)
Ribeiro et al. (2016), Fernández-Rodríguez et al. (2019)
Familia/taxon bioindicador Autores
68 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
Tabla 1. Continuación.
Table 1. Continued.
Nereididae
Nereididae
Nereididae
Nereididae
Opheliidae
Opheliidae
Orbiniidae
Oweniidae
Paraonidae
Paraonidae
Pilargidae
Pilargidae
Pilargidae
Poecilochaetidae
Poecilochaetidae
Sabellidae
Saccocirridae
Serpulidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Laeonereis sp.
Laeonereis acuta o
Laeonereis culveri*
Namalycastis abiuma
Alitta succinea
Armandia polyophthalma
Thoracophelia furcifera
Scoloplos sp.
Owenia fusiformis
Paraonidae
Aricidea sp.
Pilargidae
Sigambra sp.
Sigambra grubii
Poecilochaetidae
Poecilochaetus australis
Branchiomma luctuosum
Saccocirrus sp.
Ficopomatus enigmaticus
Spionidae
Scolelepis sp.
Scolelepis squamata
Scolelepis chilensis
Spiophanes missionensis
Streblospio sp.
Streblospio benedicti
Nóbrega-Silva et al. (2016), Gomes et al. (2017)
Peso-Aguiar (2000), Rizzo y Amaral (2000, 2001a, 2001b),
Amaral et al. (2003), Geracitano et al. (2004a, 2004b), Muniz
et al. (2005), Pagliosa (2005), Pagliosa y Barbosa (2006),
Ferreira-Cravo et al. (2007), Paixão et al. (2010), Mendes y
Soares-Gomes (2011), Pires-Vanin et al. (2011), Souza et al.
(2013, 2016), Bernardino et al. (2015), Brauko et al. (2015,
2016, 2020), Gusmao et al. (2016), Pagliosa et al. (2016),
Sardi et al. (2016), Weis et al. (2017), Checon et al. (2018),
Pennafirme et al. (2019)
Aviz et al. (2011), Oliveira et al. (2013)
Gomes et al. (2017)
Pires-Vanin et al. (2011)
Vieira et al. (2012)
Peso-Aguiar et al. (2000)
Abessa et al. (2019)
Muniz y Pires (2000), Petti y Nonato (2000)
Pagliosa (2005), Camargo et al. (2017)
Muniz y Pires (2000), Petti y Nonato (2000)
Brauko et al. (2015, 2016)
Peso-Aguiar et al. (2000), Venturini y Tommasi (2004),
Bernardino et al. (2015)
Petti y Nonato (2000)
Santi et al. (2006)
Oricchio et al. (2019)
Omena et al. (2012)
Muniz et al. (2005)
Nunes y Parsons (2000), Petti y Nonato (2000), Mayer-Pinto y
Junqueira (2003), Ribeiro et al. (2016), Fernández-Rodríguez
et al. (2019)
Machado et al. (2017), Rodrigues (2017)
Peso-Aguiar et al. (2000), Rizzo y Amaral (2000, 2001a,
2001b), Amaral et al. (2003)
Rocha et al. (2013)
Muniz et al. (2005)
Valença y Santos (2012)
Brauko et al. (2015, 2016), Camargo et al. (2017), Rodrigues
et al. (2017)
Familia/taxon bioindicador Autores
costa del país (Muniz et al. 1998; Muniz y Pires
1999, 2000; Nunes y Parsons 2000; Breves-
Ramos et al. 2005; Santi et al. 2006; Venturini et
al. 2011; Aviz et al. 2012; Vieira et al. 2012;
Souza et al. 2013; Weis et al. 2016; Brauko et al.
2020). En playas arenosas eutrofizadas, además
de las especies del complejo Capitella capitata,
de Laeonereis acuta y de Heteromastus similis,
ya fue evidenciada también la alta resiliencia del
espiónido Scolelepis squamata, del glicerideo
Hemipodia californiensis y del Opheliidae Tho-
racophelia furcifera (Amaral et al. 1998, 2003;
Rizzo y Amaral 2001; Vieira et al. 2012; Macha-
do et al. 2017). Altas abundancias de Saccocirrus
sp. en estos ambientes también apuntan a consi-
derarlos entre los raros poliquetos meiofaunales
considerados como tolerantes e indicadores de
polución orgánica (Omena et al. 2012). Por otra
parte, Rocha et al. (2013) muestran que Scolele-
pis chilensis (Hartmann-Schröder 1962), especie
muy común en playas del sur y sureste brasileño,
es sensible a sedimentos contaminados y al aporte
de oxígeno. En los ambientes de sustrato duro,
por otra parte, los poliquetos indicadores identifi-
cados en estudios de campo son más bien escasos.
Aumentos en las abundancias de espiónidos en
general y de Polydora websteri en particular, ade-
más de una alta ocurrencia de deformidades en
los nereideos Perinereis anderssoni y P. ponteni
en sustratos duros rocosos, son señales promiso-
rias de ser indicadores y merecen mayor atención
en futuros estudios (Mayer-Pinto y Junqueira
2003; Breves-Ramos et al. 2005; Coutinho y San-
tos 2014). Es importante señalar que las especies
exóticas, muy comunes en ambientes de substrato
duro, también son importantes indicadores de
intenso tráfico de embarcaciones en regiones por-
tuarias y marinas por su oportunismo y supresión
de especies nativas, como es el caso de la domi-
nancia por Branchiomma luctuosum e Hydroides
elegans (Oricchio et al. 2019).
Un párrafo aparte merece la búsqueda de indi-
cadores en ambientes estuarinos, los más estu-
diados en Brasil. En efecto, el extenso litoral bra-
silero posee grandes cuencas hidrográficas que
generan vastos ambientes estuariales (Lana y
Bernardino 2018). En estos ambientes con alto
grado de estrés ambiental, no es fácil encontrar
organismos tolerantes al estrés inducido por la
actividad humana, ya que se superponen distin-
tos impactos naturales (Dauvin y Ruellet 2007;
Elliott y Quintino 2007). Hay evidencias de una
gran variabilidad espacio-temporal en las res-
puestas de las asociaciones macrofaunales domi-
nadas por poliquetos sometidos a impactos como
el de las descargas cloacales (Souza et al. 2013,
2016). Además de este efecto, en esos ambientes
relativamente más confinados, las comunidades
69
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
Tabla 1. Continuación.
Table 1. Continued.
Familia/taxon bioindicador Autores
*Laeonereis acuta también es conocida como Laeonereis culveri.
Spionidae
Spionidae
Spionidae
Sternaspidae
Syllidae
Sternaspidae
Polydora websteri
Prionospio heterobranchia
Spiophanes duplex
Sternaspidae
Exogone arenosa
Sternaspis scutata o
Sternaspis sp.
Breves-Ramos et al. (2005), Pagliosa (2005)
Santi et al. (2006), Brauko et al. (2016)
Brauko et al. (2016)
Gomes y Bernardino (2020)
Muniz et al. (2005)
Peso-Aguiar et al. (2000), Rodrigues et al. (2017)
responden también a otros efectos de pequeña
escala. Esto ocurre cuando los forzantes de ori-
gen antrópico y los naturales actúan simultánea-
mente en un mismo sistema.
Siendo así, existe una casi constante ambigüe-
dad en las respuestas de bioindicadores en
ambientes estuarinos, los cuales están amplia-
mente habitados por especies consideradas indi-
cadoras de perturbaciones antrópicas, incluso
ante la ausencia de contaminantes (Breves-
Ramos et al. 2005). O sea, cuando el grado de
polución no es intenso la estructura de las asocia-
ciones o inclusive las especies de poliquetos tien-
den a responder de acuerdo con los forzantes
naturales predominantes (Barros et al. 2008;
Hatje et al. 2008). Un ejemplo es Heteromastus
similis, especie reconocida como oportunista (ver
listado del índice AMBI, Borja et al. 2000) pero
que con la ausencia de contaminación pronuncia-
da en estuarios de Santa Catarina terminó prospe-
rando mucho más en áreas no eutrofizadas, suje-
tas solo a los aportes de materia orgánica natural
proveniente de los manglares de la región (Brau-
ko et al. 2020).
La contaminación moderada en estuarios
puede resultar en una alta riqueza específica, con-
trariando el clásico modelo de sucesión comuni-
taria a lo largo de un gradiente orgánico postulado
por Pearson y Rosenberg (1978). En estos
ambientes, las especies de equilibrio son natural-
mente resilientes y consiguen sobrevivir a las
condiciones moderadas de contaminación, y se
terminan sumando al creciente número de espe-
cies oportunistas (Souza et al. 2013). De igual
manera, las curvas de k-dominancia y las curvas
de Abundancia/Biomasa (ABC) para evaluar la
respuesta del macrobentos, muestran que es facti-
ble utilizarlos como indicadores ambientales,
pero que en estuarios con un menor número de
especies más resilientes tienen una variabilidad
asociada al enriquecimiento orgánico natural.
Esto puede ser detectado como ruido de fondo y
enmascarar el impacto que se desea estudiar
(Aviz et al. 2011; Baudisch 2014). En estos
ambientes las especies tienden a mostrarse más
sensibles, apenas delante de los impactos más
severos, como fue el caso de la disminución de
Euclymene sp., Scoloplos sp. y Sternaspis scuta-
ta, sujetas a más de 40 años de derrames de petró-
leo en la Bahía de Todos los Santos (2° 47′ S-38°
37′ W) (Peso-Aguiar et al. 2000). Desde una pers-
pectiva más funcional, fue verificado que el efec-
to de los hidrocarburos policíclicos aromáticos
(HPAs) provocaba cambios profundos en la
estructura trófica funcional de los ensambles de
poliquetos bentónicos (Venturini y Tommasi
2004). Los cambios funcionales en asociaciones
de poliquetos estuarinos, como los mostrados por
los gremios tróficos, pueden ser todavía más con-
servativos frente a impactos que los cambios
estructurales, y pueden ser más útiles como indi-
cadores de estabilidad ambiental y la manuten-
ción de los servicios ecosistémicos (Magalhães y
Barros 2011). Esto ocurre porque los estuarios
con alta redundancia en los gremios alimentarios
de poliquetos se pueden recuperar más rápida-
mente de disturbios y retener más funciones eco-
lógicas naturales que aquellos con baja o ninguna
redundancia, ya que más especies tendrían la
capacidad de expandir sus nichos para compensar
la pérdida de especies vecinas.
Los índices de calidad ambiental basados en el
grado de sensibilidad/tolerancia de la macrofauna
bentónica (por ejemplo: AMBI, BOPA, BENTIX)
que muchas veces es dominada por poliquetos,
han sido cada vez más explorados en Brasil
(Muniz et al. 2005; Omena et al. 2012; Valença y
Santos 2012; Brauko et al. 2015, 2016, 2020; Che-
con et al. 2018; Netto et al. 2018). Esos estudios
se enfocaron no solo en la aplicación de los índi-
ces, sino también en evaluaciones críticas del des-
empeño y eficiencia, las cuales dependen fuerte-
mente del nivel de sensibilidad y del consecuente
valor bioindicador de cada taxón que compone el
índice. Esto significa que, con el avance de esos
estudios, más especies de poliquetos con niveles
aún desconocidos de sensibilidad al impacto
ambiental fueron evaluadas. Para el índice AMBI,
70 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
por ejemplo, muchos taxones tuvieron su clasifi-
cación ecológica evaluada a partir de datos locales
pre-existentes como Dasybranchus platyceps,
Mediomastus capensis y Sigambra sp., considera-
dos oportunistas; Spiophanes missionensis y Spio-
chaetopterus nonatoi, clasificados como toleran-
tes; y Nephtys fluviatilis y Exogone arenosa, con-
siderados indiferentes al estrés ambiental (Muniz
et al. 2005; Brauko et al. 2020). A pesar del reco-
nocimiento de especies bioindicadoras y por lo
general el buen funcionamiento de estos índices,
los estudios unánimemente aconsejan cautela en
su interpretación debido a algún grado de ambi-
güedad en las respuestas y de inconsistencias entre
los diagnósticos generados por los distintos índi-
ces (Brauko et al. 2015; Checon et al. 2018). Es
importante que se haga un planeamiento cuidado-
so antes de su aplicación, con la incorporación de
escalas espacio-temporales más influyentes en el
sistema o que considere múltiples escalas de
modo de facilitar la separación de los efectos de
disturbios antrópicos de los naturales.
Paralelamente al uso más convencional de
poliquetos como indicadores a los niveles orga-
nísmicos y supraorganísmicos, la indicación a
niveles suborganísmicos se ha tornado una rutina
para muchos grupos de investigación en Brasil. A
pesar de ser más reciente, los abordajes experi-
mentales ecotoxicológicos de campo y de labora-
torio han crecido mucho en las dos últimas déca-
das. La adopción de indicadores de niveles subor-
ganismicos y su creciente empleo se deben a su
presunta mayor exactitud y precisión, que los
vuelven promisorios para las evaluaciones de
impacto y de monitoreo ambiental. En este con-
texto, el nereideo Laeonereis acuta ha sido consi-
derado una especie modelo, adecuada como orga-
nismo para evaluaciones en experimentos ecoto-
xicológicos (Rand et al. 1995) por: i) presentar
una amplia distribución y abundancia; ii) respon-
der más directamente a la exposición química,
por ser sedentaria y por sus hábitos detritívoros;
iii) ser fácilmente muestreada, manipulada, acli-
matada y cultivada; y iv) por ser razonablemente
conocida en términos de fisiología, comporta-
miento, ecología y genética. Estudios pioneros de
campo encuentran alteraciones bioquímicas en L.
acuta colectados tanto en una ensenada poluída
como en una no poluída en el estuário de la Lagu-
na dos Patos en Río Grande do Sul (Geracitano et
al. 2004a; Ferreira-Cravo et al. 2007). En estua-
rios contaminados, L. acuta presentó actividad
elevada de enzimas antioxidantes y alta produc-
ción de Especies Reactivas de Oxígeno (EROs),
además de los productos y efectos del estrés oxi-
dativo, como el aumento de la peroxidasa lipídica
(LPO) y la presencia de micronúcleos en sus
células, respectivamente (Geracitano et al. 2004b;
Rosa et al. 2005; Ferreira-Cravo et al. 2007; Weis
et al. 2016). Dada la facilidad con que se encuen-
tra L. acuta en cualquier época del año y en áreas
impactadas y no impactadas, esta especie fue uti-
lizada en bioensayos pioneros de ecotoxicología
en Rio Grande do Sul, donde el grupo de investi-
gación de la FURG (Fundaçao Universidade de
Rio Grande) estableció las condiciones de su
mantenimiento en laboratorio y evaluó su estrés
oxidativo (Geracitano et al. 2001).
Las substancias tóxicas analizadas en el poli-
queto L. acuta en experimentos de laboratorio
fueron el Cobre (Cu) (Geracitano et al. 2002,
2004a; Ferreira-Cravo et al. 2009), Arsénico (As)
(Ventura-Lima et al. 2007), Cádmio (Cd) (Sandri-
ni et al. 2008), microcistina (Leão et al. 2008),
peróxido de hidrógeno (H2O2) (da Rosa et al.
2008), herbicida (Tarouco et al. 2017) e hidrocar-
buro de diesel (Braga et al. 2018). Las pruebas
toxicológicas mostraron que este poliqueto es
sensible a las sustancias tóxicas y que sus res-
puestas a nivel suborganismico varían de acuerdo
con la dosis y el tiempo de exposición. En estos
experimentos, los efectos con más respuesta fue-
ron las actividades de las enzimas antioxidantes
en exposición aguda o crónica. La mayoría de los
análisis detectaron aumentos significativos en los
niveles de superóxido dismutasa (SOD), glutatio-
na-S transferasa (GST) y catalasa (CAT) (Geraci-
tano 2002; Geracitano et al. 2004b; Ventura-Lima
71
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
et al. 2007; da Rosa et al. 2008; Leão et al. 2008;
Sandrini et al. 2008; Braga et al. 2018). Simultá-
neamente, también fueron verificadas disminu-
ciones significativas de las actividades de SOD,
GST y CAT (Ventura-Lima et al. 2007; da Rosa et
al. 2008; Leão et al. 2008; Sandrini et al. 2008).
El desbalance en el sistema de defensa antioxi-
dante fue constatado por medio de la presencia de
altos valores de LPO (Geracitano et al. 2002;
Geracitano et al. 2004a; Ventura-Lima et al.
2007; Leão et al. 2008; da Rosa et al. 2008) y por
el aumento de la producción de EROs (Sandrini
et al. 2008; Tarouco et al. 2017), lo que generó
estrés oxidativo en algunos casos verificable a
través de las modificaciones en las moléculas
(Leão et al. 2008; Braga et al. 2018).
En algunos experimentos los investigadores
detectaron respuestas biológicas más específicas
en L. acuta. Los procesos de desintoxicación de
As y Cu también fueron representados a través de
niveles elevados de los biomarcadores específi-
cos, como especies metiladas de As y de proteínas
tipo metalotioneína (MT) (Geracitano et al.
2004a; Ventura-Lima et al. 2007). Curiosamente,
los resultados indicaban que los animales expues-
tos al Cu de un sitio poluído en laboratorio pre-
sentaban niveles de MT más altos que los sitios
no poluídos, sugiriendo que se manifestaba una
adaptación fisiológica para eliminar este metal
(Geracitano et al. 2004a).
Otros experimentos estudiaron biomarcadores
de efecto y susceptibilidad para verificar si hubo
estrés oxidativo. Esto fue constatado por el
aumento de los niveles de reticulación en la pro-
teína del ADN y por la inducción de micronúcle-
os que indican daños al ADN de L. acuta expues-
tos a microcistina y fracción soluble de petróleo
de diesel (Leão et al. 2008; Braga et al. 2018). La
presencia de aductos de ADN indican que el orga-
nismo sufre estrés, lo que compromete la vitali-
dad de sus células en función de la alteración de
la integridad molecular (Jha et al. 2004). Otro
interesante hallazgo fue la reducción de la activi-
dad de la enzima colinesterasa de L. acuta some-
tidos a exposición crónica de un tipo de herbicida
(Tarouco et al. 2018). Estas enzimas son respon-
sables del control del sistema nervioso y sus bajos
niveles indican exposición prolongada a agrotóxi-
cos organofosforados que pueden inhibir su acti-
vidad vital (Sandrini et al. 2013).
La exposición de poliquetos a sustancias tóxi-
cas en condiciones de laboratorio ha permitido
una mejor comprensión de sus efectos. Por otro
lado, la variabilidad de las condiciones ambienta-
les del mundo real dificultan la aplicación directa
de esos resultados de laboratorio a situaciones
muy prácticas de evaluación de impactos y moni-
toreos ambientales. Generalmente, los contami-
nantes ocurren en la naturaleza, lo que lleva a
efectos sinérgicos cuando los organismos son
expuestos (Reish y Gerlinger 1997). Como alter-
nativa o como complemento de los abordajes eco-
toxicológicos estandarizados de laboratorio, los
investigadores brasileños vienen adoptando cada
vez más abordajes experimentales de campo para
llegar a inferencias más realistas a través de: i)
adición de contaminantes a las áreas naturales
(Faraco y Lana 2003; Gandra et al. 2006; Botter-
Carvalho et al. 2011; Sandrini-Neto et al. 2016;
Sardi et al. 2016); o ii) por el transplante de poli-
quetos en zonas contaminadas (Mayer-Pinto y
Junqueira 2003; Barros et al. 2018). Simulaciones
de derrames de diesel en el estuario de Paranaguá
no encontraron un patrón consistente para todas
las respuestas bioquímicas de L. acuta, debido a
que las variables físicas pudieron haber interferi-
do en la dilución y dispersión del diesel (Sandri-
ni-Neto et al. 2016; Sardi et al. 2016). En todas
las exposiciones hubo una inducción evidente de
la enzima GST, indicada por los autores como el
marcador más apropriado para evaluar los efectos
de la polución por hidrocarburos policíclicos aro-
máticos (HPAs) en estuarios tropicales, lo cual
también fue corroborado en bioensayos de labo-
ratorio (Sandrini-Neto et al. 2016; Sardi et al.
2016; Braga et al. 2018). El GST es una de las
vías de biotransformación de fase II más eficien-
tes para productos químicos potencialmente tóxi-
72 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
cos en invertebrados (Duarte et al. 2017). La
inducción de esta enzima ha sido ampliamente
sugerida como biomarcador de exposición a pro-
dutos químicos y desintoxicación de contaminan-
tes orgánicos como los HPAs (van der Oost et al.
2003; Duarte et al. 2017).
Experimentos manipulativos de campo (Faraco
y Lana 2003; Mayer-Pinto y Junqueira 2003;
Gandra et al. 2006; Botter-Carvalho et al. 2011) y
de laboratorio (Silva et al. 2013; Sarmento et al.
2017) demostraron la resiliencia de L. acuta y de
otras especies de las familias Nereididae, Gonia-
didae, Nephytidae y Pilargidae en situaciones de
estrés súbitos. La tolerancia y la rápida tasa de
recolonización fue constatada durante la exposi-
ción a diesel (Faraco y Lana 2003; Gandra et al.
2006; Egres et al. 2012), a toxinas de algas (Silva
et al. 2013), en simulaciones de hipóxia y anóxia
(Botter-Carvalho et al. 2011) y de cambios climá-
ticos (Sarmento et al. 2017). Además de estas
familias, los Spionidae también revelaron su
papel bioindicador por la formación de tubos
mucosos cuando fueron transplantados a áreas
poluídas (Mayer-Pinto y Junqueira 2003).
De una manera general, estos trabajos mues-
tran que los efectos constatados en experimentos
de campo son validados para las escalas espacia-
les y temporales estudiadas, y que los índices uni-
variados no son suficientemente sensibles para
capturar las diferencias de escala de recuperación
de las asociaciones de poliquetos en un ambiente
de estrés natural. Estos estudios manipulativos
señalan también qué cambios significativos pue-
den ocurrir en la estrutura de las comunidades
bentónicas en escalas de largo plazo (Faraco y
Lana 2003; Mayer-Pinto y Junqueira 2003; Bot-
ter-Carvalho et al. 2011).
Aunque el desarrollo de métodos ecotoxicoló-
gicos con especies marinas y estuarinas haya sido
reciente en Brasil, es inadecuado que los bioensa-
yos se hayan restringido a apenas una sola espe-
cie como modelo ecológico, como ha sido el caso
de Laeonereis acuta. Esta preocupación se debe a
la escala continental de la costa brasileiña que
presenta diferentes ambientes y alta diversidad de
poliquetos. Es urgente la estandarización de
métodos más nuevos y de nuevos posibles poli-
quetos indicadores (Dean, 2008). En este contex-
to, fue desarrollado un protocolo para evaluar la
toxicidad aguda de diferentes tipos de sedimentos
en una nueva especie modelo, el Opheliidae
Armandia agilis, el cual mostró ser reactivo en
sedimentos contaminados a través del test de
dósis letal mediana (LC50) y señalado como
capaz de discernir áreas contaminadas de no con-
taminadas (Saes et al. 2018).
Aunque los ensayos ecotoxicológicos se hayan
restringido a unas pocas especies, los protocolos
desarrollados ya se demostraron eficaces para una
buena evaluación de la toxicidad (Faraco y Lana
2003; Mayer-Pinto y Junqueira 2003; Geracitano
et al. 2004a, 2004b; Gandra et al. 2006; Ventura-
Lima et al. 2007; da Rosa et al. 2008; Leão et al.
2008; Sandrini et al. 2008; Ferreira-Cravo et al.
2009; Botter-Carvalho et al. 2011; Egres et al.
2012; Silva et al. 2013; Coutinho y Santos 2014;
Sandrini-Neto et al. 2016; Sarmento et al. 2017;
Tarouco et al. 2017; Barros et al. 2018; Braga et
al. 2018; Saes et al. 2018). Merece destacarse el
cuidado de los investigadores en las mejoras de
los diseños de muestreo de sus experimentos, con
la explicación de las hipótesis y con la adopción
de métodos estadísticos robustos. El uso de poli-
quetos como sentinelas permitió diseños experi-
mentales con adecuada replicabilidad temporal y
espacial, imprescindible para inferencias estadís-
ticas válidas.
Los tests toxicológicos pueden ser implementa-
dos para llenar los vacíos de la legislación
ambiental en lo referente a cantidades permitidas
de contaminantes en los cuerpos de agua. Las
jurisdicciones que implementan tests ecotoxicoló-
gicos en la reglamentación y control del vertido de
efluentes y de la calidad del agua en los cuerpos
hídricos del país son la resolución de CONAMA
Nº 357/2005, y complementada y alterada por la
CONAMA Nº 430/2011 (en conjunto, las resolu-
ciones representan los patrones para el vertido de
73
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
efluentes que se deben seguir en Brasil). Protoco-
los estandardizados de toxicidad proporcionan
orientación para la aplicación de tests para evaluar
la peligrosidad de productos químicos aislados.
Las especies usadas y protocolos más relevan-
tes de la literatura científica fueron desarrollados
y aplicados en las costas del Atlántico Norte,
Golfo de México y el Pacífico de EE.UU. En este
contexto, aún faltan protocolos específicos para
regiones subtropicales y tropicales de América
del Sur, especialmente para ambientes costeros de
transición debido a las presiones exponenciales
de polución (Anderson y Phillips 2016). Este
hecho hace crecer en importancia la necesidad de
intensificar los estudios ecotoxicológicos en Bra-
sil, ya que la mayoría de los patrones actuales de
calidad de aguas son basados en variables
ambientales, no siendo considerados los efectos
adversos de los contaminantes sobre los organis-
mos acuáticos o sobre el ser humano. Investiga-
ciones más recientes han procurado abordar y
solucionar problemas ambientales, tales como
contaminación orgánica por la precariedad del
saneamiento básico (Leão et al. 2008; Botter-Car-
valho et al. 2011; Silva et al. 2013; Barros et al.
2018), la contaminación por actividades indus-
triales y portuarias (Geracitano 2002; Faraco y
Lana 2003; Geracitano et al. 2004b; Gandra et al.
2006; Ventura-Lima et al. 2007; da Rosa et al.
2008; Sandrini et al. 2008; Ferreira-Cravo et al.
2009; Egres et al. 2012; Sandrini-Netto et al.
2016; Sardi et al. 2016, Braga et al. 2018; Saes et
al. 2018), las actividades agrícolas (Tarouco et al.
2017) y evaluar cambios climáticos globales
(Sarmento et al. 2017). En este sentido, las apro-
ximaciones experimentales de laboratorio y de
campo han demostrado la utilidad de los polique-
tos como señaladores de problemas ambientales
recurrentes y persistentes, muy comunes en paí-
ses en desarrollo.
Uruguay. Se ha trabajado mucho a nivel de
comunidades bentónicas y su relación con varia-
bles ambientales, incluyendo el impacto antrópi-
co. Los poliquetos en particular no han sido obje-
to de estudios específicos, aunque muchos resul-
tados muestran a estos organismos como los pre-
sentes en sitios impactados, mostrando alto grado
de tolerancia (Venturini et al. 2004; Borthagaray
et al. 2006; Bergamino et al. 2008; Castiglioni et
al. 2018).
Para trabajar con índices bióticos y ecológicos
(como el AMBI) para la evaluación de la salud
ambiental y el grado de perturbación antrópico
fue necesario clasificar a los organismos bentóni-
cos de aguas uruguayas en los grupos ecológi-
cos/funcionales, trabajo este que se encuentra
documentado para los poliquetos en Muniz et al.
(2005, 2006, 2011, 2012) y Hutton et al. (2015).
El trabajo de revisión de los poliquetos de Uru-
guay publicado por Muniz et al. (2017) muestra
más de 300 especies pertenecientes a 42 familias
de poliquetos en las costas y plataforma continen-
tal uruguaya, destacando la falta de estudios taxo-
nómicos específicos, pero también el gran poten-
cial de estos organismos para ser utilizados como
indicadores ambientales y como bioindicadores
frente a impactos antrópicos.
Argentina. El estudio de los poliquetos estuvo
siempre subvalorado. Los estudios sobre el tema
fueron rechazados por el sistema científico-tecno-
lógico, y la taxonomía de poliquetos nunca fue
prioritaria y rara vez obtuvo financiación. El pri-
mer trabajo publicado en 1962 para identificar
poliquetos a nivel de familia fue una traducción
de una clave francesa.
Lobo Orensanz (1945-2015), el primer poli-
quetólogo de la Argentina, compiló las especies
citadas para el sur del Brasil, Uruguay, Argentina
y sur de Chile (47° S) (Orensanz et al. manuscri-
to). Debido al “europeísmo”, la gran mayoría de
las especies fueron citadas como las mismas pre-
sentes en aguas europeas, dando lugar a la creen-
cia de la existencia de alta cantidad de especies
cosmopolitas y pocas endémicas. Una revisión
del material de estas regiones está dando como
resultado nuevas consideraciones sobre el ende-
74 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
mismo en el Cono Sur (Elías et al. 2017, 2019a,
2019b; Saracho Bottero et al. 2019).
En la Argentina se conocen 61 familias con
317 géneros (ocho de ellos por describir) y más
de 600 especies para las dos provincias biogeo-
gráficas: la “Provincia Biogeográfica Argentina”
templado-cálida y la “Provincia Biogeográfica
Magallánica” templado-fría. El número de espe-
cies es estimativo, ya que varias especies aún no
han sido descriptas para la ciencia, y algunos
registros de este catálogo mencionan “especies”
(spp.) u organismos englobados en Cirratulus
“near” cirratus (O. F. Müller 1776) así como la
existencia de “complejos de especies” en grupos
como Syllidae, Platynereis, Capitella, etc. (Elías
et al. 2017).
Los estudios de poliquetos como indicadores
empezaron por accidente. La existencia de gran
cantidad y variedad de poliquetos en estudios
ecológicos obligó a muchos investigadores a
internarse en este territorio. El primer trabajo
ecológico que mencionaba la presencia de un
gran parche de poliquetos fue López Gappa et al.
(1990, 1993), cuyos autores mencionaban la pre-
sencia de Boccardia sp. en densidades de
500.000 ind. m-2 asociado a la comunidad inter-
mareal en presencia de una descarga cloacal de
Quequén (38° S-58° W). Sin embargo, este traba-
jo midió la cobertura de la comunidad y no cuan-
tificó a los poliquetos. En 2001 se publica el estu-
dio de los anélidos de Quequén (López Gappa et
al. 2001). Más recientemente Dolagaratz-Carri-
cavur et al. (2018) evaluaron la respuesta de
Laeonereis acuta a la contaminación por cadmio
a partir de poliquetos obtenidos en el estuario del
Río Quequén. En el submareal de ese ambiente,
en el puerto, Godoy et al. (2011) encuentran
como indicadores de enriquecimiento orgánico a
nemátodos y a Capitella sp.
Un poco antes, en 1987, la comunidad bentóni-
ca infaunal del estuario de Bahía Blanca (38° S-
62° W) mostraba que el 50% de las especies y el
72% de los individuos eran poliquetos (Elías
1987). En este ambiente dos factores determina-
ban gran parte de la estructura comunitaria del
bentos, uno era el gradiente de enriquecimiento
orgánico y el otro el gradiente de salinidad. Los
poliquetos respondían tanto al gradiente salino
como al gradiente de enriquecimiento orgánico y
por lo tanto indicaban la calidad ambiental. Altas
densidades de poliquetos Terebellidae (Nicolea y
Thelepus) y del Orbiinidae Leodamas verax Kin-
berg 1866 (como Scoloplos verax) fueron indica-
tivos de este patrón de enriquecimiento orgánico
(Elías 1992a).
Posteriores estudios en el área mostraron la
presencia de los indicadores de enriquecimiento
orgánico en el submareal, Prionospio y Paraprio-
nospio, en el área costera bonaerense, y en parti-
cular la cita por primera vez del poliqueto Capi-
tella “capitata” sp. en áreas influidas por la des-
carga cloacal de la ciudad de Bahía Blanca (Elías
et al. 2001a). Recientemente, altas densidades del
poliqueto Aricidea sp. se hallaron indicando
depósitos de gas (Bravo et al. 2018).
Frente a la descarga cloacal de la ciudad de
Mar del Plata, a 11 m de profundidad (38° S-
57° W), se registran grandes abundancias de
Owenia sp., considerada como indicador por estar
presente en frente a la descarga de ríos y descar-
gas de aguas servidas en otros ambientes europe-
os (Elías et al. 2001b). Más adelante, también en
el submareal, se registran Prionospio spp., y
grandes abundancias de un poliqueto Cirratulidae
en relación a parches con altos valores de materia
orgánica (Elías et al. 2004, 2005). Posteriormente
identificado como una especie nueva, Caullerie-
lla trispina Elías y Rivero 2011.
En la laguna costera de Mar Chiquita
(37,75° S-57,4167° W) fue detectada la presencia
de un poliqueto invasor, Ficopomatus enigmati-
cus Fauvel 1923, formando arrecifes de grandes
extensiones que alteraron de diferentes formas al
funcionamiento del ambiente y a sus componen-
tes (Obenat y Pezzani 1994; Schwindt et al. 2001,
2004; Luppi y Bas 2002; Bruschetti et al. 2011;
Bazterrica et al. 2012, 2013). Este mismo orga-
nismo también invadió lagunas costeras de Uru-
75
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
guay, donde también produjo cambios significati-
vos (Borthagaray et al. 2006).
Además, las planicies de marea de esta laguna
costera mixohalina se caracterizan por poblacio-
nes del poliqueto Laeonereis acuta (Treadwell
1923), también característico de otros ambientes
salobres de la región desde Santos (Brasil), hasta
Península Valdés, Argentina (Elías y Ieno 1993;
López Gappa et al. 2001; D’Amico et al. 2004;
Martin y Bastida 2006). En este ambiente se regis-
tró un fenómeno único en las interacciones bioló-
gicas: la depredación de un poliqueto, Laeonereis
acuta por una hormiga Solenopsis richteri Forel
1909. En efecto, durante el verano, estas hormigas
construyen galerías intermareales perpendiculares
a la línea de costa, con el fin de acceder a las gale-
rías de este poliqueto en bajamar y así depredar
activamente a esta población de poliquetos lleván-
dolos a su nido (Palomo et al. 2003).
A partir de 1997 se comienza el estudio cuanti-
tativo de la comunidad epilítica intermareal de
sustratos rocosos en áreas naturales y en áreas
influidas por la descarga cloacal de la ciudad de
Mar del Plata. Esta ciudad balnearia, descargaba
aguas residuales sin tratamiento directamente al
intermareal con un caudal medio de 2,8 m3s-1
fuera de temporada, y 3,5 m3s-1 en verano (por la
afluencia masiva de turistas), afectando 15 km de
playas con organismos patógenos y riesgo para la
salud humana (Scagliola et al. 2006; Comino et
al. 2010). Asociados a los bancos de mitílidos se
encontraron espacialmente los poliquetos Capite-
lla “capitata” sp., Neanthes succinea Frey y
Leuckart 1847 y Boccardia polybranchia (Has-
well 1885) como organismos dominantes en las
cercanías de la descarga cloacal. A distancias
intermedias fueron abundantes los cirratulidos
Caulleriella bremecae Elías y Rivero 2008 y Pro-
tocirrineris angelicolliatio Elías y Rivero 2009.
Los syllidos Syllis prolixa Ehlers 1901, S. gracilis
Grube 1840 son importantes y dominantes en
áreas no impactadas, junto con Leodamas tribulo-
sus (Ehlers 1897) (Elías et al. 2003).
En 2006 se efectúa un estudio de la respuesta
de los poliquetos asociados a la comunidad al
efecto antes/después del verano (Elías et al.
2006). Capitella “capitata” sp. se encontró aso-
ciada a sitios impactados por la descarga cloacal
(con altos valores de materia orgánica en sedi-
mentos) y mostrando siempre el característico
comportamiento oportunista en relación a la
materia orgánica, al igual que Neanthes succinea,
ambos numéricamente importantes cerca de la
descarga cloacal y después del verano. Protoci-
rrineris angelicolliatio, Caulleriella bremecae,
Boccardia polybranchia yBoccardia spp. fueron
comunes en distancias intermedias a la descarga
cloacal. Por otra parte Syllis prolixa, S. gracilis, y
Leodamas tribulosus alcanzaron sus mayores
abundancias también en distancias intermedias,
pero fueron características en sitios de referencia
(no impactados) y disminuyeron su abundancia
después del verano.
El poliqueto invasor Boccardia proboscidea
Hartman 1940 fue registrado por primera vez en
la Argentina a poca distancia de la descarga cloa-
cal de la ciudad de Mar del Plata en la primavera
de 2008. Este organismo, característico del Océa-
no Pacífico, produjo una explosión demográfica
sin precedentes. Mientras que en su hábitat origi-
nal alcanzó densidades de hasta 20.000 ind. m-2,
en Mar del Plata llegaron a registrarse valores
medios de 1.400.000 ind. m-2 (Jaubet et al. 2011;
Garaffo et al. 2012). Mientras que el organismo
que estructura la comunidad, el bivalvo Brachi-
dontes rodriguezii (D’Orb. 1846) es considerado
un ingeniero ecosistémico, el poliqueto invasor es
considerado un ingeniero auto-ecosistémico, ya
que construye arrecifes donde solo él puede habi-
tar excluyendo competitivamente al bivalvo y a la
fauna asociada (Jaubet et al. 2013; Elías et al.
2015). La aparición de masivos parches interma-
reales de poliquetos presentes cerca de la descar-
ga cloacal de Mar del Plata seguido de una masi-
va cloración de los efluentes sin tratar (que pro-
dujo masiva mortalidad localmente), fue conside-
rado un pésimo ejemplo de gestión ambiental
(Sánchez et al. 2011).
76 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
La dinámica de poliquetos frente a la descarga
de aguas contaminadas fue utilizada para mostrar
tanto el efecto de la contaminación crónica como
el efecto de la cloración de esas aguas residuales
y demostrar también la mala gestión ambiental
del municipio. La mitigación, agregar cloro a los
efluentes crudos para disminuir la presencia de
fecales patógenos en playas de uso recreacional,
produjo tanto la desaparición del ingeniero eco-
sistémico como del poliqueto invasor Boccardia
proboscidea (Sánchez et al. 2011).
Los poliquetos fueron caracterizados a largo
plazo (10 años) con el fin de que sean clasificados
según su grado de tolerancia de acuerdo con el
gradiente ambiental producido por la descarga
cloacal (Sánchez et al. 2013), con el fin de ser uti-
lizados en los índices de calidad ambiental. Esto
derivó en la primera aplicación de índices de cali-
dad ambiental diseñado para fondos blandos y
aplicado a la fauna asociada a la matriz de un
bivalvo intermareal de sustrato duro (Garaffo et
al. 2018).
Luego, en el puerto de Mar del Plata los poli-
quetos fueron utilizados también como indicado-
res de calidad ambiental, ya que constituyeron la
gran mayoría de las especies presentes en el
pequeño espejo de agua del puerto (23 de 35
taxones) y correspondieron al 62% de la abun-
dancia total. El interior del puerto, con pobres
condiciones ambientales (exceso de materia orgá-
nica, anoxia, presencia de hidrocarburos y cobre),
es habitado solo por Capitella “capitata” sp.,
mientras que en la boca del puerto se registraron
Mediomastus sp., Maldanidae y Aglaophamus
uruguayi Hartman 1953. Finalmente, un tercer
grupo intermedio y más diversificado estuvo
caracterizado por Polydora spp., Tharyx sp.,
Mediomastus sp., Capitella “capitata” sp. y
Capitella sp. (Rivero et al. 2005).
Recientemente fue estudiada una larga serie de
tiempo sobre la comunidad bentónica intermareal
epilítica tanto en ambientes naturales como en
sitios afectados por la descarga cloacal de la ciu-
dad de Mar del Plata. Este estudio, pionero en
este país, reúne los datos cuantitativos a lo largo
de 15 años, desde 1997 hasta 2014 (Dávila 2019).
En este trabajo se muestra la respuesta cambiante
de los poliquetos a lo largo de muchos períodos y
antes/después del verano en sitios impactados por
la descarga cloacal, alternando entre Capitella
sp., Rhynchospio glutaea (Ehlers 1897), Alitta
succinea (Leuckart in Frey y Leuckart 1847),
Boccardia spp. y B. proboscidea. Los poliquetos
indicadores de áreas no contaminadas Syllis gra-
cilis y S. prolixa fueron mucho más estables,
donde mostraron abundancias elevadas, así como
Leodamas tribulosus. Ambas especies de syllidos
son consideradas complejos de especies y debe-
rán ser estudiadas. La sucesión de la comunidad
bentónica también fue estudiada en relación a la
descarga cloacal en Mar del Plata, mostrando
períodos muy cortos de recuperación en sitios
enriquecidos (contaminados). El poliqueto inva-
sor Boccardia proboscidea fue dominante tanto
en las etapas iniciales como en las etapas finales
de la sucesión (Becherucci et al. 2016; Llanos et
al. 2019).
El estudio latitudinal de la especie invasora
Boccardia proboscidea en la Argentina mostró
que se hallaba presente desde los 37° S hasta los
47° S, con mayores abundancias en sitios de sus-
trato duro con aportes orgánicos elevados (des-
cargas cloacales). Su historia de vida caracteriza-
da como “estrategia r”, apoyado con poecilogonia
(la existencia de dos tipos de larvas, larvas de
desarrollo directo, más otras larvas de desarrollo
planctotrófico) y puestas de huevos dentro del
tubo y en paquetes de huevos nutricios (nursery)
para los juveniles, le habrían otorgado una venta-
ja adaptativa que les habría permitido ingresar y
expandirse a casi todo el litoral argentino (Gara-
ffo et al. 2015; Jaubet et al. 2018). Garaffo et al.
(2020) estudiaron la variación latitudinal de la
diversidad funcional de las comunidades interma-
reales entre los 37° S hasta los 47° S, y muestran
que está influenciada por el poliqueto auto-inge-
niero ecosistemico Boccardia proboscidea.
Becherucci et al. (2018) estudiaron la cobertu-
77
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
ra de la comunidad intermareal alrededor de la
descarga cloacal de Quequén (38° S-58° W)
como un método rápido de evaluación ambiental.
Los resultados muestran la dominancia del poli-
queto Boccardia proboscidea y de Ulva sp.,
acompañados por altos valores de materia orgáni-
ca en los sedimentos y altos valores de enteroco-
cos. En Quequén se estudió la comunidad epilíti-
ca intermareal alrededor de la descarga cloacal de
esa localidad con el fin de determinar la distribu-
ción y abundancia de los Cirratulidae en relación
a ese efluente y su preferencia de hábitat. No se
encontraron cirratúlidos, pero el poliqueto inva-
sor Boccardia proboscidea se halló presente en
grandes abundancias en relación al pequeño de-
sagüe cloacal de esta pequeña localidad turística
(38° 32′ 50,14″ S, 58° 44′ 12,3″ W) (Saracho Bot-
tero et al. 2020).
En las costas patagónicas del Atlántico Sudoc-
cidental, las áreas afectadas por los desagües pro-
cedentes de las fábricas de pescado y los pluvia-
les de Puerto Madryn (42° S-65° W) fueron defi-
nidas como “zonas perturbadas” debido a la
dominancia de los poliquetos indicadores de con-
taminación Boccardia polybranchia y Capitella
“capitata” sp., asociados a altos valores de amo-
nio, fosfatos y materia orgánica (Ferrando et al.
2010). En Caleta Valdés (42° 15′ 53″ S-63° 40′
50″ W), un lugar prístino de la península homóni-
ma, se simuló experimentalmente una contamina-
ción con petróleo (tipo Escalante). La estructura
de la comunidad macrobentónica mostró dismi-
nución de la riqueza específica y de la diversidad
en sitios contaminados respecto de sitios no con-
taminados. El retrabajamiento del sedimento
mostró los efectos negativos del petróleo sobre el
macrobentos a nivel de transporte y mezcla de
partículas. En sitios muy contaminados se obser-
varon valores nulos de los coeficientes de biodi-
fusión y bioadvencción. El poliqueto maldanido
Axiothella sp. mostró sensibilidad a la contamina-
ción por petróleo, mientras que Caulleriella bre-
mecae mostró cierto grado de tolerancia (Ferran-
do et al. 2015).
Más al sur, en la ría de Puerto Deseado (47° S-
65° W), un sitio intermareal afectado por una des-
carga cloacal sin tratar presenta estructuras biogé-
nicas (1 a 3 m2en área y de 50 cm de altura) cons-
truidas por el poliqueto Fabricinuda sp. alcan-
zando densidades medias de 107.780,7 ind. m-2
(DE =44.772,6) (Lizarralde et al. 2018).
El estudio taxonómico de los poliquetos Cirra-
tulidae en la Argentina tuvo su origen en su utili-
zación como indicadores tempranos de contami-
nación cloacal. Determinaciones superficiales lle-
varon a malas identificaciones y cuando se estu-
diaron en profundidad los cirratulidos intermare-
ales y submareales en Mar del Plata en relación a
descargas contaminantes de aguas residuales se
describieron numerosas especies nuevas (ver
Elías et al. 2017). Este fue uno de los pocos pro-
yectos aprobados en la temática taxonomía en la
Argentina, y que incluyó una beca para estudios
de doctorado.
Como fuera mencionado, los trabajos recientes
de poliquetos en el Banco Burdwood tuvieron
fines de conservación pero, por el grado de exper-
ticia de los autores, permiten también ampliar
nuestro conocimiento biogeográfico (Bremec et
al. 2019).
CONSIDERACIONES FINALES
En Latinoamérica y el Caribe es necesario apli-
car medidas científico-técnicas para seguir avan-
zando en el uso de los poliquetos como monitores
o indicadores. Pero para ello, es imperativo sentar
las bases para una taxonomía resolutiva. En la
mayoría de las universidades de la región, las cáte-
dras de taxonomía y sistemática han desaparecido,
lo que ha producido un pseudo-conocimiento de
nuestra biodiversidad. Excepto Brasil y México, el
resto de los países cuentan con muy pocos taxóno-
mos en poliquetos y otros carecen de éstos. Las
medidas arriba señaladas deben iniciar con el
reconocimiento, por parte de las autoridades, de la
78 MARINE AND FISHERY SCIENCES 34 (1): 37-107 (2021)
necesidad de identificar nuestras especies para
poder establecer aquellas que servirían como bio-
monitoras o bioindicadoras. Tener organismos
indicadores facilitará la detección de impactos
ambientales y permitirá gestionarlos a través de
las herramientas adecuadas para lograr un ambien-
te sano que posibilite un desarrollo sustentable.
Cada región biogeográfica de Latinoamérica y
del Caribe parece responder de forma diferente a
las condiciones ambientales, al igual que sus
especies de poliquetos, las cuales debe ser proba-
da como candidatas a indicador biológico. Exis-
ten registros de especies que parecen ser las mis-
mas en amplias regiones, pero esas especies están
sospechadas de formar “complejos de especies”
que deben ser dilucidados.
Es imprescindible que se conozca mejor la
taxonomía e historia de vida de los poliquetos de
aguas costeras de Latinoamérica y el Caribe (las
más directamente afectadas por los impactos
humanos), sin descuidar los estudios de organis-
mos bentónicos, en particular los poliquetos de
aguas profundas, ya que la investigación y explo-
tación de recursos naturales (gas, petróleo, mine-
rales) ya alcanzó dichas regiones. También es
importante que los programas de monitoreo y
evaluación de la calidad ambiental marina inclu-
yan análisis de poliquetos. Sería ideal que esos
trabajos sean publicados en revistas locales, o en
publicaciones de libre acceso, para permitir que
esa información no esté condicionada por la dis-
ponibilidad de dinero.
Se recomienda efectuar amplios estudios de
toxicología de poliquetos o ensayos de microes-
cala con poliquetos locales (autóctonos), y even-
tualmente estudios comparativos con otros inver-
tebrados bentónicos, para que los poliquetos sean
componentes esenciales de todas las “cajas de
herramientas ecotoxicológicas”.
Existe un buen desarrollo en el uso de algunos
poliquetos como herramientas de uso toxicológi-
co: Laeonereis culveri como herramienta para la
evaluación de riesgos ambientales se ha desarro-
llado en varios países de Latinoamérica, princi-
palmente en Brasil. Sin embargo, existe también
una deuda imprescindible que debe resolverse: la
“diversidad” de especies dentro de Laeonereis.
Un gran avance se logró al determinar las espe-
cies de Capitella, pero si se describieron cinco
especies para una sola localidad de Brasil, enton-
ces el número de especies por descubrir debería
ser grande, no solo de especies de Capitella de
otras partes de Latinoamérica y el Caribe, sino de
los múltiples “complejos de especies” que existen
en la región y que revisten importancia a nivel de
indicadores.
Otros estudios en Latinoamérica y del Caribe
que utilizaron especies de poliquetos para evalua-
ción de riesgos son aquellos con Hediste diversi-
color, Perinereis gualpensis y P. nuntia, así como
Eurythoe complanata y Armandia agilis (Tabla 1).
Así como diversas agencias extranjeras han
promocionado y alentado el uso de poliquetos
como apropiados para bioensayos, esta práctica
debe generalizarse en Latinoamérica para poder
disponer de organismos y ensayos útiles para
determinar toxicidad y para analizar las respuestas
de especies o poblaciones de poliquetos y su rela-
ción con la comunidad en vinculación a gradientes
ambientales producidos por contaminantes.
Hay urgencias que resolver. El conocimiento
de los poliquetos como indicadores es desparejo a
lo largo de Latinoamérica y el Caribe. El estudio
de los poliquetos sufre las mismas desigualdades
que los paises. Hay paises ricos de especialistas,
países con amplia tradición de estudios ambienta-
les, países con recursos económicos para invertir
en sus recursos naturales, incluyendo los estudios
en poliquetos que abarquen su taxonomía y su
aplicación en estudios ambientales (indicadores
de contaminación y bioensayos). Otros países no
cuentan con tal diversidad de recursos y allí se
deberán redoblar los esfuerzos para que los poli-
quetos no falten en esa “caja de herramientas”.
La comunidad de poliquetólogos de Latinoa-
mérica y del Caribe es muy generosa. Numerosos
SILPOLYs (simposios latinoamericanos de Poly-
chaeta) han permitido la inter-relación de poli-
79
ELÍAS ET AL.: POLIQUETOS INDICADORES EN LATINOAMÉRICA Y EL CARIBE
quetólogos de toda la región y afianzar los víncu-
los entre sus miembros. Este trabajo es una mues-
tra de la solidaridad que se puede encontrar entre
los investigadores, y como aprovechando la vir-
tualidad impuesta por la pandemia del Covid-19
se pueden hacer trabajos colaborativos que apor-
tan una síntesis de conocimiento. El presente tra-
bajo de revision fue realizado por todos los espe-
cialistas para dar una visión general de la proble-
mática y brindar un estado del conocimiento y de
sus falencias a los jóvenes estudiosos de toda
Latinoamérica y el Caribe.
AGRADECIMIENTOS
A dos revisores anónimos que mejoraron el tra-
bajo.
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