Introducción

Entre las macroalgas, las rodófitas constituyen el grupo con la mayor diversidad en el mar. Las algas rojas calcáreas representan una alta proporción de especies dentro de este filo (^{Lüning 1990}). De acuerdo con ^{Kelaher (2002)}, las algas calcáreas contribuyen al mantenimiento de la estructura de las comunidades intermareales, ya que proporcionan refugio para muchos organismos, protegiéndolos contra la acción de las olas. Las algas coralinas son un grupo de algas ubicuas y son dominantes en las comunidades de arrecifes de coral (^{Littler 1973}, ^{Glynn 1996}). Sin embargo, la abundancia de las algas coralinas en ambientes crípticos y sombreados ha sido ampliamente subestimada (^{Littler 1973}). Las algas calcáreas pueden crecer tanto en aguas profundas (200 m de profundidad) en el límite de la zona fótica (0.0015 mol m^-2 s^-1) como en aguas superficiales expuestas a altos niveles de radiación fotosintéticamente activa (PAR, por sus siglas en inglés) y radiación ultravioleta (UV) (^{Littler et al. 1991}, ^{Payri et al. 2001}). La producción primaria de las macroalgas coralinas incrustantes se considera alta debido a su gran abundancia, aunque la contribución a las tasas de producción de carbono orgánico es baja (^{Larkum y Wood 1993}). Según ^{Chisholm et al. (1990)}, la productividad orgánica posiblemente ha sido subestimada, ya que la mayoría de los estudios sobre la actividad fotosintética se han llevado a cabo con fuentes de luz artificial.

Con el objetivo de aumentar el conocimiento sobre el estado funcional de las macroalgas rojas calcáreas, se estimó la actividad fotosintética a través del uso de la fluorescencia in vivo de la clorofila a asociada al fotosistema II en muestras de macroalgas rojas calcáreas obtenidas de 2 comunidades en diferentes localidades geográficas: (1) Neogoniolithon brassica-florida (Harvey) Setchell y LR 1943 Mason, obtenida de arrecifes de vermétidos formados por Dendropoma petraeum (Prosobranchia, Mollusca) en Almería, en la costa mediterránea española, y (2) Lithophyllum margaritae (Hariot) Heydrich 1901, obtenida de rodolitos recolectados en 2 sitios de bahía Magdalena, Baja California Sur, México. Es de gran interés conocer las respuestas de las macroalgas rojas calcáreas a los cambios de las variables ambientales mediante experimentos sobre los efectos de la radiación solar y/o las variaciones de la temperatura sobre la productividad fotosintética, además de evaluar el efecto de animales asociados o fijados a las algas.

Los arrecifes de vermétidos están formados por gasterópodos marinos sésiles y macroalgas rojas calcáreas. El gasterópodo vermétido D. petraeum forma densas agregaciones cementadas por el alga roja N. brassica-florida a lo largo de la zona intermareal media en las zonas más cálidas del mar Mediterráneo, al sudeste de España. Ambas especies forman costras compactas y resistentes en zonas de aguas oligotróficas moderadamente expuestas y con bajas tasas de sedimentación (^{Calvo et al. 1998}). A pesar de su importancia como constructores biogénicos, moduladores de los procesos costeros morfológicos, indicadores de los cambios del nivel del mar y promotores de hábitats ecológicos de la biodiversidad (^{Calvo et al. 1998}), se han realizado muy pocos estudios sobre los arrecifes de vermétidos (^{Keen y Morton 1960}). La mayoría de los estudios se han centrado en los gasterópodos (^{Milazzo et al. 2014}) o en toda la comunidad, pero no se han encontrado estudios sobre las algas ni sobre las relaciones entre ambos organismos. En este contexto, es importante conocer los factores que afectan a las algas asociadas para entender cómo los cambios en el medio ambiente podrían afectar al esperado equilibrio en el arrecife. En este estudio, presentamos el efecto del aumento de la temperatura sobre la actividad fotosintética de N. brassica-florida asociada con D. petraeum recolectada en el Parque Natural Cabo de Gata-Níjar (Almería, España) (Fig. 1a).

Figura 1 (a) Sitio de recolección de vermétidos (Dendropoma petraeum) con macroalgas rojas Neogoniolithon brassica-florida en el Parque Natural Cabo de Gata-Níjar (sur de España; 36^º48´N, 2^º03´W). (b) Sitios de recolección de rodolitos (Lithophyllum margaritae) en el estuario Banderitas dentro de bahía Magdalena (Baja California Sur, México). Recuadro 1: ubicación de bahía Magdalena (cuadro negro) en el noroeste de México. Recuadro 2: ubicación del estuario Banderitas (cuadro negro) dentro de bahía Magdalena. 

Por otro lado, los rodolitos son algas coralinas no geniculadas de vida libre que forman extensas praderas en algunos fondos marinos. Constituyen importantes ecosistemas biogénicos carbonatados (^{Foster 2001}) y son refugio para muchos organismos (^{Amado-Filho et al. 2007}, ^{Foster et al. 2007}). Además sirven de alimento para especies de invertebrados y sostienen especies de importancia comercial en muchas áreas costeras (^{Kamenos et al. 2003}, ^{Steller et al. 2003}). Sin embargo, el conocimiento fisiológico de esta comunidad de algas es escaso. A nivel geológico, las algas coralinas son muy importantes para mantener la estabilidad de las playas, ya que constituyen una de las principales fuentes de sedimentos de carbonato (^{Russell y Johnson 2000}). En el golfo de California, los rodolitos forman extensas praderas y resisten condiciones físicas extremadamente variables como, por ejemplo, los altos cambios de temperatura de 8 a 32 ºC (^{Foster et al. 1997}, ^{Riosmena-Rodríguez et al. 1999)}. Lithophyllum margaritae es la especie formadora de rodolitos más abundante entre las especies coralinas no geniculadas de la región.

En este estudio, la hipótesis es que la actividad fotosintética de las algas calcáreas aumentará en las condiciones que favorezcan la tasa de respiración de los animales asociados a las macroalgas, lo que hará que el CO₂ disponible para la fotosíntesis se incremente (i.e., el aumento de temperatura en el caso de D. petraeum [vermétidos] en la primera serie experimental o la presencia de epifauna [dominada por esponjas] en los rodolitos en el caso de la segunda serie experimental). Otras variables como la irradiancia y la disponibilidad de nutrientes también fueron consideradas.

Materiales y métodos

Diseños experimentales y variables fisiológicas

Para las mediciones de fluorescencia, se utilizaron 2 fluorímetros diferentes: un equipo Water-PAM para las mediciones en mesocosmos al aire libre y para las mediciones in situ en la zona costera, y un equipo PAM-2000 para las mediciones de laboratorio. Ambos fluorímetros cuentan con luz roja como luz medida, pero la luz actínica es de color rojo en Water-PAM y suministrada por luz halógena en el caso del PAM-2000. Las características técnicas de estos fluorímetros pueden encontrarse en ^{Figueroa et al. (2013)}.

Experimento 1

En el primer conjunto de experimentos realizados en España, el sistema de mesocosmos se compuso de 3 recipientes abiertos (0.094 m² de área de superficie, 14 L de volumen) por tratamiento, conectados en paralelo a un tanque diferente de 102 L de capacidad. El flujo de agua entre cada cuadro y su depósito de cabecera fue de 0.84 ± 0.05 L min^-1, lo que representa una tasa de renovación de 26 ± 1% h^-1 (según ^{Stengel et al. 2014}) con un sistema de regulación de la temperatura del agua (Titán, Aqua Medic, Bissendorf, Alemania). Las muestras fueron incubadas en depósitos individuales al aire libre durante un período de 6 meses (de febrero a agosto de 2013) bajo condiciones solares seminaturales (EPAR [400-700 nm] reducida en un 37%; radiación UVA [320-400 nm] y UVB [280-320 nm] reducidas en un 41%) y a 2 temperaturas diferentes: temperatura ambiente (T) y temperatura ambiente incrementada 2 ^ºC (T+) (Fig. 2a, b). Las variables fisicoquímicas (pH y temperatura) fueron controladas diariamente en cada tanque con un sistema de control de AT T 2001 HC (Aqua Medic). La radiación solar incidente se midió constantemente con un radiómetro multifiltro NILU-UV6 (Geminali AS, Noruega). En general, la irradiancia incidente in situ se midió con un radiómetro U12- UV Zippo Hobo y la irradiancia incidente puntual se midió utilizando un sensor PAR esférico LI-COR en un radiómetro (Walz GmbH, Effeltrich, Alemania) (^{Quintano et al. 2013}).

Figura 2 Fotografías de vermétidos en el sitio de recolección (Parque Natural Cabo de Gata-Níjar, sur de la Península Ibérica, España) (a) y en las cubetas eperimentales (b), y de rodolitos en contenedores experimentales sin epifauna (c) y con los animales fijados, predominantemente esponjas (d). 

La actividad fotosintética estimada mediante el uso in vivo de fluorescencia de clorofila a se determinó para diferentes condiciones: en mesocosmos al aire libre, in situ y en el laboratorio.

En el caso de las condiciones en los mesocosmos al aire libre, los ciclos diarios de respuestas fotosintéticas fueron evaluados bajo radiación solar natural. El rendimiento cuántico efectivo (ΔF/Fm´) se midió con un fluorímetro Water-PAM aproximadamente cada 2 h durante 6 días con diferente intensidad de radiación (19 y 25 de abril, 3 y 29 de mayo, 18 de julio y 3 de agosto de 2013). Este parámetro se calcula como

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donde F_t es la fluorescencia intrínseca de alga incubada en luz y F_m´ es la fluorescencia máxima alcanzada después de un pulso de saturación cuando la algas se incuban en luz. La tasa de transporte electrónico (ETR, por sus siglas en inglés; μmol electrones m^-2 s^-1) se calculó de acuerdo con ^{Schreiber et al. (1995)}:

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donde E es la irradiancia incidente PAR (μmol m^-2 s^-1 de fotones), A es la absorptancia del talo calculada como la fracción de la radiación incidente absorbida por las algas (ver ^{Figueroa et al. 2003}) y FII es la fracción de clorofila a relacionada con el fotosistema II (400-700 nm), que es de 0.15 en macroalgas rojas (^{Figueroa et al. 2014a}). Los valores calculados a partir de los datos de los ciclos diarios de ETR fueron designados ETR_cd y el valor máximo de ETR obtenido a partir de todos los datos de los ciclos diarios fue designado ETR_máx(cd).

En la zona costera donde estaban creciendo los organismos (Cabo de Gata-Níjar), se realizaron mediciones in situ de ΔF/F_m´ y ETR (ETR_{in situ}) con el fluorímetro Water-PAM.

En el laboratorio, mediante el uso de un fluorímetro PAM-2000, se realizaron curvas rápidas de luz (RLC, por sus siglas en inglés), es decir, el ΔF/F_m´ frente a la irradiancia con una preincubación de la muestra durante 15 min en oscuridad. Cada réplica se sometió a un pulso de saturación con varios niveles progresivos de intensidades de luz durante 20 s en intervalos de 10 (55, 199, 258, 330, 488, 666, 891, 1260, 1830 y 2700 fotones μmol m^-2 s^-1). De las RLC, se obtuvo la máxima tasa de transporte electrónico (ETR_máx) a partir del ajuste de la función tangencial de acuerdo con ^{Jassby y Platt (1976)}.

Los datos de ETR_cd, ETR_{in situ} y ETR_máx fueron convertidos en valores de producción de oxígeno con un factor de conversión de 0.1 (10 fotones necesarios para producir 1 mol de O₂), de acuerdo con ^{Williams y Robertson (1991)} y como se describe por ^{Kromkamp et al. (2008)} para microalgas.

Experimento 2

En el experimento realizado en México, los rodolitos recolectados en Pedregoso y CFE (estuario Banderitas) se transportaron a una zona de sombra cerrada cerca de la orilla, y todos los talos fueron colocados en vasos de 4 L llenos de agua de mar (Fig. 3). Después de la aclimatación durante 6 h, los rodolitos fueron expuestos a 2 tratamientos: pleno sol y sombra (Figs. 2c, d; ³). Las RLC fueron evaluadas de acuerdo con ^{Schreiber et al. (1995)} utilizando un fluorímetro Water-PAM. La irradiancia solar se controló con 2 radiómetros U12-UV Zippo Hobo. Las muestras se colocaron en cámaras de 0.5 L y se incubaron durante 15 min en oscuridad para determinar el rendimiento cuántico máximo (F_v/F_m). Después de esto, las RLC se llevaron a cabo con 10 irradiaciones incrementales (7, 16, 23, 34, 51, 116, 166, 231, 315 y 564 μmol fotones m^-2 s^-1) a intervalos de 20 s en cada irradiancia. Los valores de ΔF/F_m´ y ETR se determinaron mediante el uso del fluorímetro Water-PAM de acuerdo con ^{Figueroa et al. (2003)}, y se calcularon como se explica en el experimento 1. A partir de las RLC, los diferentes parámetros de ETR, tales como ETR_máx, la irradiancia de saturación (Ek_ETR) y la pendiente inicial de ETR frente a la función de irradiancia (α _ETR) como estimador de eficiencia fotosintética, se obtuvieron a partir de ajustes de la función tangencial de acuerdo con ^{Eilers y Peeters (1988)}.

Figura 3 Diagrama de los sitios de recolección, profundidades y tipos de rodolitos (con o sin animales fijados [epibiontes]) en los experimentos llevados a cabo (por triplicado) en bahía Magdalena (península de Baja California, México). 

Resultados

Experimento 1

La temperatura del agua durante el periodo experimental fue de aproximadamente 19.0 ± 2.3 ^ºC en el tratamiento con T y 21.5 ± 2.3 ^ºC en el tratamiento con T+.

Los valores del ΔF/F_m´ obtenidos para N. brassicaflorida como parte de los vermétidos y N. brassica-florida incubada en mesocosmos al aire libre disminuyeron desde la mañana hasta el mediodía y aumentaron del mediodía a la tarde (Fig. 4a). La disminución fue mayor en los días con altas irradiancias diarias (Fig. 4b). La ETR_máx(cd) fue similar en el experimento con T+ (32.5 ± 0.65 μmol fotones m^-2 s^-1) y el experimento con T (29.4 ± 0.62 μmol fotones m^-2 s^-1). La producción de oxígeno estimada a partir de la ETR_máx en condiciones de laboratorio fue de 29 a 53 mmol O₂ m^-2 h^-1 en el experimento con T y de 24 a 55 mmol O₂ m^-2 h^-1 en el experimento con T+ (Tabla 1). Sin embargo, la producción de oxígeno estimada a partir de los valores de ETR_{max (cd)} en condiciones al aire libre fue mayor en el experimento con T+ que en el experimento con T (Tabla 1); la producción de oxígeno estimada para los mesocosmos bajo radiación solar (48-196 mmol O₂ m^-2 h^-1) fue aproximadamente 2 veces mayor que la producción estimada a partir de las mediciones en el laboratorio bajo iluminación artificial (31-108 mmol O₂ m^-2 h^-1; lámpara halógena, fluorímetro PAM-2000) (Tabla 1). La producción de oxígeno estimada a partir de la ETR_{in situ} (utilizando el fluorímetro Water-PAM) a temperatura ambiente fue 4 veces mayor (216 a 230 mmol O₂ m^-2 h^-1) que la producción en condiciones de laboratorio y aproximadamente 2 veces mayor que la producción en condiciones al aire libre (mesocosmos) (Tabla 1).

Tabla 1 Tasa de producción de oxígeno (mmol O₂ m^-2 h^-1) estimada a partir de la tasa de transporte de electrones para Neogoniolithon brassica-florida in situ en la zona costera (campo, 0 m de profundidad) e incubada en mesocosmos al aire libre y en condiciones de laboratorio a 2 temperaturas diferentes: temperatura ambiente (T) y temperatura ambiente incrementada 2 ^ºC (T+). Los datos se comparan con los datos de otro estudio (Chisolm 2003) para N. brassica-florida a 3 y 6 m de profundidad. 

Figura 4 Rendimiento cuántico efectivo (ΔF/F_m´, símbolos) de Neogoniolithon brassica-florida en los tanques experimentales a lo largo del día (h:min) durante el 3 de mayo (a) y 29 de mayo (b) de 2013. Los datos se presentan según la temperatura ambiente (cuadros grises, T) y la temperatura ambiente más 2 ^ºC (triángulos negros, T+). Las líneas discontinuas representan la irradiancia de la radiación fotosintéticamente activa (400-700 nm; μmol photons m^-2 s^-1). 

Experimento 2

La actividad fotosintética estimada a partir de la fluorescencia in vivo de la clorofila a para los rodolitos (L. margaritae) recolectados en bahía Magdalena (México) se muestra en las Figuras 5 y ⁶. La ETR_max para los rodolitos con epifauna adjunta recolectados a 1 m de profundidad fue mayor que la de los rodolitos recolectados a 2 m de profundidad, pero no se observaron diferencias significativas entre los 2 sitios de recolección (Fig. 5a, Tabla 2). La agrupación de datos muestra que la ETR_máx fue mayor en los rodolitos recolectados a 1 m de profundidad en Pedregoso que a 1 m de profundidad en CFE, independientemente de la presencia o ausencia de animales fijados a los rodolitos (Fig. 5b, Tabla 2). No se observaron diferencias significativas entre los 2 sitios para los rodolitos recolectados a 2 m de profundidad. Esto indica la heterogeneidad espacial de la productividad expresada como ETR en rodolitos. Como era de esperar, la productividad fue significativamente (P < 0.05) mayor para Pedregoso, el sitio con mejor calidad del agua y con sustrato rocoso, que para CFE, una ensenada que está más próxima a vertidos urbanos e industriales y presenta un mayor porcentaje de sedimentos fangosos en comparación con Pedregoso (Fig. 1b). La ETR_máx fue 2 veces mayor en Pedregoso que en CFE (Fig. 5b, Tabla 2), lo que significa que los rodolitos en Pedregoso tienen una capacidad fotosintética superior. En los rodolitos de Pedregoso (que representa un área pristina), la saturación de la irradiancia (Ek) fue mucho mayor en las algas recolectadas a 1 m en comparación con aquellas recolectadas a 2 m de profundidad (Fig. 5c, Tabla 2). Esto confirma que los rodolitos que crecen a 1 m presentan un patrón de luz solar fotosintético completo en comparación con la de los rodolitos recolectados a 2 m de profundidad (luz solar atenuada). Sin embargo, no se observaron diferencias significativas en la Ek en rodolitos recolectados a ambas profundidades en CFE (Fig. 5c, Tabla 2). La presencia de animales fijados a los rodolitos no mostró diferencias significativas por sitio y profundidad. No se observaron diferencias significativas en la eficiencia fotosintética (α _ETR) entre profundidades (Fig. 6a, Tabla 2), pero α _ETR fue mayor en los rodolitos de CFE con epifauna fijada que en los rodolitos sin epifauna (Fig. 6b, Tabla 2 ).

Figura 5 Tasa máxima de transporte de electrones (ETR_max, μ mol electrons m^-2 s^-1) (a), datos de ETR_max agrupados (b) e irradiancia de saturación (Ek, μ mol fotones m^-2 s^-1) (c) para los rodolitos (Lithophyllum margaritae) recolectados en las estaciones de muestreo Pedregoso (barras blancas) y CFE (barras negras) en bahía Magdalena a diferentes profundidades (1 y 2 m), con o sin epifauna fijada. Los tratamientos que presentan diferencias significativas se muestran con letras diferentes (P < 0.05). 

Tabla 2 Resultados del análisis de varianza para los experimentos con Lithophyllum margaritae en bahía Magdalena recolectados en 2 sitios (S, Pedregoso y CFE), a 2 profundidades (D, 1 y 2 m) y con o sin epifauna (E), respecto a los parámetros de la fotosíntesis: tasa máxima de transporte de electrones (ETR_max), irradiancia de saturación del ETR (Ek_ETR) y eficiencia fotosintética (α _ETR). Las diferencias significativas con valores P < 0.01 y P < 0.05 se muestran en negrita. 

Figura 6 Eficiencia fotosintética (α _ETR, unidades relativas) para Lithophyllum margaritae con o sin epifauna adjunta recolectada a diferentes profundidades (1 y 2 m) en las estaciones de muestreo Pedregoso (barras blancas) y CFE (barras negras) en bahía Magdalena (a), y los datos agrupados de las 2 estaciones y diferentes profundidades (b). Los tratamientos que presentan diferencias significativas se muestran con letras diferentes (P < 0.05). 

Discusión

En el presente estudio, los valores de ETR, considerada como indicador de la productividad algal, para N. brassicaflorida durante ciclos diarios fueron más altos en el tratamiento con temperatura incrementada en 2 ^ºC (T+) en comparación con aquellos obtenidos en el tratamiento con temperatura ambiente (T). El incremento en la actividad fotosintética podría ser explicado por el incremento en la disponibilidad de CO₂ debido al aumento esperado en la respiración del molusco D. petraeum en los arrecifes de vermétidos sometidos al experimento con T+.

Por otro lado, la α _ETR en L. margaritae del sitio CFE fue mayor en rodolitos con animales adheridos a ellos que en los rodolitos sin epifauna. En el caso de CFE, los animales adheridos a los rodolitos pueden probablemente proveer de CO₂, a través de la respiración, a las algas para la actividad fotosintética, como ha sido reportado por ^{Mercado et al. (1998)} para otra alga roja, Gelidium sesquipedale, con epifauna (briozoarios) adherida a su talo. ^{Mercado et al. (1998)} mostrararon que la presencia de animales adheridos (Electra pilosa) a G. sesquipedale incrementó la actividad fotosintética del alga en alrededor del 40% en comparación con las algas de las cuales los briozoarios habían sido removidos, y atribuyeron este incremento al incremento de CO₂ disponible para las algas rojas. En el caso las poblaciones de rodolitos en bahía Magdalena, la epifauna dominante adherida estuvo formada por esponjas (^{Ávila y Riosmena-Rodríguez 2011}). ^{Ávila et al. (2012)} encontraron 13 especies de esponjas viviendo asociadas a estos mantos de macroalgas no geniculadas, formando un hábitat complejo y diverso; estos autores encontraron que la función de las esponjas es formar un tejido conectivo que contribuye a la estabilidad del manto.

El ETR, y consecuentemente la producción de oxígeno, fue mayor en N. brassica-florida bajo condiciones in situ en las aguas costeras en comparación con los vermétidos incubados bajo condiciones al aire libre (mesocosmos) y bajo condiciones de laboratorio. Probablemente, las condiciones de luz natural y nutrientes naturales favorecieron la producción fotosintética del alga, en comparación con la actividad fotosintética de las muestras mantenidas en los mesocosmos o en condiciones de laboratorio. La producción de oxígeno en N. brassica-florida que formaba parte de los arrecifes de vermétidos fue mayor que aquella reportada por ^{Chisholm (2003)} para N. brassica-florida de vida libre (Tabla 1). La mayoría de los estudios acerca de algas calcáreas han utilizado radiación artificial (^{Burdet et al. 2012}); sin embargo, en años recientes, un número creciente de estudios de algas calcáreas ha utilizado una combinación de mediciones en laboratorio e in situ (^{Irving et al. 2004}, ^{Burdet et al. 2012}). En el estudio de ^{Chisholm (2003)}, la fotosíntesis neta fue variable entre distintas algas coralinas tropicales: los valores in situ más altos correspondieron a especies de Hydrolithon (24-28 mmol O2 m^-2 h^-1) y N. brassica-florida (28-14 mmol O₂ m^-2 h^-1) en vida libre, mientras que los valores más bajos correspondieron a N. brassica-florida (13.6-12.8 mmol O₂ m^-2 h^-1), Neogoniolithum conicum (10.5 mmol O2 m^-2 h^-1) y diversas especies del género Hydrolithon (16.9-14.4 mmol O₂ m^-2 h^-1) en condiciones de laboratorio. Los valores de producción de oxígeno de algas cálcareas obtenidos por ^{Chisholm (2003)} y los del presente estudio fueron mayores que aquellos reportados en estudios previos (^{Littler y Littler 1980}, ^{Littler et al. 1983}).

La ETR en rodolitos fue afectada por el sitio de recolección debido a las características ambientales y la profundidad, y por la presencia de animales adheridos a los rodolitos. Los valores de ETR_máx (capacidad fotosintética) fueron 2 veces mayores para Pedregoso que para CFE, lo cual puede estar asociado a una mayor transparencia de la columna de agua y, consecuentemente, mayor disponibilidad de luz para la fotosíntesis. El mismo resultado fue encontrado en aguas ultraoligotróficas (Parque Natural Cabo de Gata-Níjar, España) por ^{Celis-Plá et al. (2014)}. Ellos registraron altos valores de ETR_máx para Ellisolandia elongata recolectada a 2 m de profundidad en condiciones de luz. La α _ETR en rodolitos de Pedregoso fue mayor que la de aquellos recolectados en CFE, pero sólo en rodolitos sin epifauna. El análisis de varianza multivariado confirma que la variabilidad espacial fue el principal factor que influyó en el rendimiento fotosintético, ya que los valores más altos fueron para Pedregoso. La exposición a la luz solar (luz directa vs sombra) y la presencia de epifauna adherida (epibionte vs sin epibionte) tuvieron un efecto igualmente significativo en la eficiencia fotosintética; el factor menos significativo en este análisis fue la profundidad. ^{Ávila y Riosmena-Rodríguez (2011)} y ^{Ávila et al. (2012)} también reportaron que los mantos de rodolitos en CFE, en comparación con los de Pedregoso, tienen mayores densidades por metro cuadrado, mayor diversidad de especies, mayor ramificación del talo, y mayor esfericidad, que son indicadores de una zona dinámica, con corrientes de marea intensas, como la entrada del estero Banderitas (donde los sitios Pedregoso y CFE están localizados, Fig. 1b).

Adicionalmente, ^{Steller et al. (2007)} registraron que los estresantes biológicos y las variables físicas, como la temperatura, tuvieron un efecto en las tasas fotosintéticas y de calcificación en L. margaritae; las tasas fotosintéticas, tasas de calcificación y tasas de crecimiento en los rodolitos mostraron amplias variaciones como resultado de cambios de temperatura en laboratorio o en campo. Las tasas máximas de fotosíntesis y respiración incrementaron 5 veces al incrementar la temperatura de 25 a 30 ^ºC ^{(Steller et al. 2007)}. Los datos de laboratorio sugieren que el crecimiento de los rodolitos está regulado estacionalmente por la temperatura del agua de mar. Las tasas de crecimiento en campo fueron significativamente mayores en verano (5.02 ± 1.16 mm año^-1) que en invierno (0.83 ± 0.16 mm año^-1), apoyando los resultados de laboratorio (^{Steller et al. 2007}). De acuerdo con ^{Steller et al. (2007)}, los fuertes efectos en las tasas fotosintéticas, la calcificación y el crecimiento de L. margaritae en el golfo de California sugieren que los cambios en la temperatura regulan directamente la producción de estos mantos.

Los estudios del efecto del cambio climático en organismos acuáticos han sido realizados principalmente con 1 o 2 variables, y aquellos que consideran las interacciones de 3 o más factores son más escasos (^{Bischof et al. 2006}, ^{Häder et al. 2007}). Las respuestas de los fotoautótrofos a un solo factor dependen de otros factores (^{Breitburg et al. 1998}, ^{Stengel et al. 2014}). Esto es probablemente la razón de la alta variabilidad en las respuestas al incremento de CO₂ entre las algas (^{Koch et al. 2013}). La combinación de un incremento en la concentración de CO₂ y la exposición a la luz impacta de manera negativa la fotosíntesis y el crecimiento de los productores primarios marinos (^{Gao et al. 2012}). La actividad fotosintética incrementa debido al aumento de CO₂ tanto en macroalgas calcáreas (^{Reiskind et al. 1988}, ^{Semesi et al. 2009}) como no calcáreas (^{Connell y Russell 2010}, ^{Russell et al. 2011}). Se ha encontrado que las concentraciones elevadas de CO₂ disminuyen la tasa de calcificación y, por tanto, afectan el crecimiento de Corallina pilulifera (^{Gao et al. 1993}). En contraste, también se ha encontrado que los incrementos de CO₂ pueden incrementar la fotosíntesis en algas calcáreas como Halimeda (^{De Beer y Larkum, 2001}) y C. pilulifera (^{Gao et al. 1993}), pero estos efectos son enmascarados al compararlos con la disminución en la calcificación como resultado de la disminución en la tasa de saturación de carbonatos; sin embargo, este efecto es difícil de predecir.

Si la disponibilidad de nutrientes incrementa debido a mayores aportes terrestres, existe una posibilidad de incrementos sinérgicos en el crecimiento de algas cespitosas (debido a un incremento de CO₂ y nutrientes), lo que promueve un incremento en algas cespitosas en relación con macroalgas calcáreas. Por ejemplo, se conoce poco acerca de cómo las algas calcáreas responden a la radiación UV en combinación con la acidificación. La radiación UV puede actuar sinérgicamente, antagónicamente o independientemente con la acidificación del océano (alto CO₂/bajo pH del agua de mar) y afectar el proceso de calcificación (^{Gao y Zheng 2010}). En Corallina sessilis, la presencia de radiación UV inhibió el crecimiento, la evolución de O₂ fotosintético y las tasas de calificación, lo que refleja un efecto sinérgico del enriquecimiento de CO₂ con la radiación UV (^{Gao y Zheng 2010}). Sin embargo, la inhibición de la fotosíntesis inducida por radiación UV incrementa cuando la proporción de carbono inorgánico particulado/carbono orgánico particulado disminuye por la influencia de agua acidificada por CO₂. Así, las algas coralinas pueden sufrir más daño por radiación UVB al disminuir la calcificación con el aumento de la acidificación del océano. En combinación con otros factores de estrés, tales como calentamiento global, incremento en la frecuencia de tormentas y la contaminación, un aumento de radiación UV en aguas superficiales incrementará el impacto en las macroalgas litorales incluso a una tasa exponencial, de tal forma que diversas especies puedan estar en riesgo o forzadas a buscar refugio en aguas más profundas (^{Wahl et al. 2004}, ^{Connell y Russell 2010}, ^{Figueroa et al. 2014b}). La mayoría de las investigaciones han sido realizadas a nivel de especie y aún hay información escasa del efecto interactivo del cambio climático en la estructura, diversidad y producción primaria de comunidades algales y macrófitas (^{Wahl et al. 2004}, ^{Bischof et al. 2006}). Consecuentemente, la identificación de cómo las condiciones alternantes modifican la disponibilidad de recursos y las limitaciones puede facilitar la anticipación de la sostenibilidad futura de componentes principales del ecosistema y las comunidades que soporta (^{Falkenberg et al. 2013}). De acuerdo con ^{Harley et al. (2012)}, el calentamiento futuro favorecerá a los herbívoros y tendrá impactos negativos indirectos en los mantos de macroalgas formadores de dosel. Incrementos futuros en CO₂ tendrán efectos negativos fuertes en algas costrosas coralinas y efectos positivos en macroalgas no calcificantes tanto de manera directa vía crecimiento mejorado como de manera indirecta vía el consumo por herbívoros calcáreos.

Para poder evaluar la vulnerabilidad y aclimatación de las macroalgas rojas calcáreas a factores del cambio climático (^{IPCC 2014}), es necesario realizar experimentos multifactoriales bajo condiciones controladas simulando escenarios de cambio climático (^{Martin y Gattuso 2009}, ^{McElhany y Busch 2013}, ^{Stengel et al. 2014}) y usando indicadores funcionales de la fotosíntesis no intrusivos, como lo son las técnicas de fluorescencia in vivo de la clorofila a (^{Figueroa y Korbee 2010}).