Macroinvertebrados como indicadores de la calidad del agua en la reserva de la biosfera Pantanos de Centla

Abstract

De los estuarios costeros y los deltas de México a los lagos de Centroamérica y de los ríos Pantanal en el Brasil, la región de América Latina y el Caribe presenta vastos y diversos ecosistemas de agua dulce. La diversidad de especies que se encuentran en esos ecosistemas es extraordinaria. Los invertebrados y las plantas son también diversos (Bucher, 1997). Estos ecosistemas, sirven de hábitat para una amplia variedad de especies, son productivos y proporcionan diversos beneficios al hombre. Las marismas, los lagos y los ríos son ecosistemas relacionados entre sí que abastecen de agua a la región, previenen y regulan las inundaciones, previenen la intrusión de agua salada, reducen los efectos de la erosión al mantener sedimentos, retienen sustancias nutritivas y eliminan sustancias tóxicas, estabilizan el microclima, sirven de sumidero de carbono para el mundo, sirven de medio de transporte y constituyen excelentes lugares turísticos (Bucher et al., 1997). Los sistemas de agua dulce (lenticos y loticos) más que ningún otro ecosistema son sensibles a modificaciones antrópicas. Desde la antigüedad los ecosistemas han sido empleados por el hombre como fuente de recursos y como vía para la eliminación de residuos ocasionando de esta manera una degradación de los ecosistemas, cuya consecuencia principal ha causado la desaparición o reducción de manera sustancial de algunas especies que conforman las comunidades bióticas(Alonso y Camargo, 2005 y Lozano, 2005 ). Los ecosistemas acuáticos mantienen una gran diversidad de organismos, incluso mayor a los terrestres, por lo que las alteraciones en los sistemas acuáticos como la regulación de cauces, la presencia de contaminantes inorgánicos y orgánicos persistentes inducen la degradación de la calidad de agua y afectan las comunidades biológicas provocando cambios en la estructura de las comunidades, la función biológica de los sistemas acuáticos y al propio organismo, afectando su ciclo de vida, crecimiento y su condición reproductiva (Bartram y Ballance, 1996). Por lo anterior, además de los servicios ambientales que la flora y fauna brindan, resulta imperioso y prioritario proteger y conservar los ecosistemas y hábitat representativos del país, para así procurar la sustentabilidad de los recursos naturales que en la actualidad enfrentan una de las crisis ambientales más severas (Zamorano, 2009)lo cual ha provocado la proliferación de Áreas Naturales Protegidas con diversas categorías como Parques Nacionales, Monumentos Naturales, Áreas de Protección de Recursos Naturales, Reservas Naturales, Áreas de Protección de Flora y Fauna, Santuarios, Parques y Reservas Estatales y Reservas de la Biosfera. Actualmente, México cuenta con 134 sitios Ramsar, por lo que ocupa el segundo lugar a nivel mundial en números de sitios declarados, solo después del Reino Unido, entre la que destaca la Reserva de la Biosfera Pantanos de Centla. La Reserva de la Biosfera Pantanos de Centla (RBPC) fue creada el 6 de agosto de 1992, por decreto del Ejecutivo de la República Mexicana, con una superficie de 302,706 ha que representa el 12.27% de la superficie total de la entidad, teniendo como objetivo fundamental propiciar su conservación y el desarrollo socioeconómico a los habitantes que la integran. La Reserva se localiza en la llanura aluvial en el delta de los ríos Grijalva- Usumacinta, en el Estado de Tabasco, México. Abarca la mayor parte del municipio de Centla con 225,108 ha; y parte de los municipios de Jonuta 1 al este con 65,651 ha y en menor proporción el municipio de Macuspana al sur con 6,280 ha (SEMARNAP-INE, 2000) La RBPC representa el área de humedal más extenso de México y el más importante de Mesoamérica. Es considerada como un área prioritaria para su conservación y un ecosistema de una alta biodiversidad ecológica, alberga un elevado número de especies vegetales y animales de interés biológico económico y cultural. Este humedal presenta problemas particulares para su manejo integral, ya que convergen principalmente, actividades económicas primarias como la pesca, ganadería y la extracción de petróleo, lo que origina la disminución drástica de biotopos que albergan una diversidad biológica alta, así como la reducción de la diversidad y abundancia de algunas especies de invertebrados y vertebrados acuáticos. Para el monitoreo de la biota en los sistemas acuáticos se han diseñado distintos índices; entre los más comunes están los índices de diversidad, los índices de similitud y los índices bióticos (incluyendo los índices sapróbicos). De los índices de diversidad, el más utilizado es el de Shannon y Wienner (H’) el cual, para el caso de ambientes acuáticos, se ha hallado correlacionado con la calidad del agua en cuanto a la contaminación orgánica (Pérez-Munguía et al., 2007).Los índices de diversidad son uno de los conceptos más utilizados en la evaluación de la contaminación la cual utiliza tres componentes de la estructura de la comunidad: riqueza (número de especies presentes), equitatividad (uniformidad en la distribución de los individuos entre las especies) y abundancia (número total de organismos presentes), para describir la respuesta de una comunidad a la calidad de su ambiente (Marques et al., 2009). La suposición del planteamiento de la diversidad es que los ambientes no alterados se caracterizan por tener una alta diversidad, riqueza de especies, una moderada a alta cantidad de individuos y una distribución uniforme de individuos entre las especies (MECA, 2006).Los índices de diversidad más utilizados para medir la calidad del agua son: Índice de Shannon-Wiener, Índice de Simpson, y el Índice de Margalef (MECA, 2006). Índices bióticos Los métodos que emplean macroinvertebrados como indicadores de calidad de los ecosistemas fluviales han sido empleados en Europa a principios del siglo XX, estos métodos están más desarrollados para determinar la calidad del agua de los sistemas lóticos (ríos y arroyos). Se basan principalmente sobre la tolerancia o nivel de respuesta de los organismos, se pueden encontrar organismos “sensibles” que no soportan las nuevas condiciones impuestas, otros pueden ser “tolerantes” no se ven afectados por estos cambios. Si la perturbación llega a un nivel letal para los intolerantes, estos mueren y su lugar es ocupado por los organismos tolerantes. Estas variaciones en la composición y estructura de las comunidades de organismos de los ecosistemas acuáticos son signos evidentes de contaminación (Alba-Tercedor, 1996). Muchos de los métodos numéricos basados en la asignación de puntajes a la biota acuática, tienen su origen en los primeros trabajos desarrollados por Kolkwitz y Marson en 1908, propusieron el Sistema Saprobiótico Continental, que sentó las bases para el desarrollo de nuevos índices (o modificaciones) como: Trent Biotic Index (TBI) ideado para su uso en el río Trent en Inglaterra, pero desde entonces se ha adaptado para su uso en muchos países y parece constituir la base para los índices bióticos más modernos, el Belgium Biotic Index (BBI) se deriva del Índice Biótico Francés (IB). El BBI se basa en el número total de unidades sistemática y el número de unidades en diferentes grupos faunísticos. 2 Dentro de los índices más ampliamente aplicados se pueden mencionar los siguientes: TBI (Trent biotic Index), EBI (Extended Biotic Index); BS (Biotic Score), BMWP (Biological Monitoring Working Party) y ASPT (Average Score per Taxon) desarrollados para los ríos de Gran Bretaña; el índice VeT (Verneaux y Tuffery, 1967) para los ríos de Francia; IBE (Índice Biótico Esteso) para los ríos italianos; BBI (Belgian Biotic Index) para los ríos de Bélgica (DMA, 2005). El índice EPT (Ephemeroptera, Plecóptera y Trichoptera) aplicado en el Río Angosturita en Argentina y el Índice Biótico de Familia el cual fue desarrollado por Chutter (1972) para ríos de Sudáfrica y levemente modificado por Hilsenhoff (1988) para ser utilizado en ríos de Norteamérica, con el nombre Índice Biótico de Familias (IBF). Dentro de los indicadores biológicos más utilizados en la evaluación de los ecosistemas fluviales del mundo, destacan los macroinvertebrados bentónicos (>500µm) (Rosenberg y Resh, 1993).Comprenden principalmente artrópodos (insectos, arácnidos y crustáceos) dominanando principalmente los insectos (en especial sus formas larvarias); también se encuentran oligoquetos, hirudineos y moluscos (DMA, 2005). Los macroinvertebrados presentan ventajas respecto a otros componentes de la biota acuática. Entre estas ventajas destacan: su presencia en prácticamente todos los sistemas acuáticos continentales, lo cual posibilita realizar estudios comparativos; su naturaleza sedentaria, la que permite un análisis espacial de los efectos de las perturbaciones en el ambiente; los muestreos cuantitativos y análisis de las muestras, que pueden ser realizados con equipos simples y de bajo costo, y la disponibilidad de métodos e índices para el análisis de datos, los que han sido validados en diferentes ríos del mundo (Rosenberg y Resh, 1993). Además su muestreo es relativamente sencillo al igual que su identificación (sólo requiere identificar a nivel de familia). Los indicadores de calidad biológica basados en los invertebrados bentónicos están menos desarrollados en lagos y humedales. En general se han usado los macroinvertebrados de los fondos (oligoquetos y quironómidos) como indicadores de eutrofia y en particular de las condiciones de oxigenación del hipolimnio. En el proyecto ECOFRAME propuesta metodológica para la determinación del estado ecológico en lagos someros, se analiza la comunidad de macroinvertebrados del litoral de los lagos mediante la toma de muestras en tallos sumergidos de macrófitos emergentes y los sedimentos finos. Los organismos se determinan hasta familia (o grupo en el caso de los quironómidos) y se realizan recuentos a nivel de grupo (DMA, 2005). El índice QAELS (index de qualitat de l’aigua d’ecosistemas lenitics soms) elaborado para la determinación del estado ecológico de los sistemas lagunares someros de Cataluña, aúna aspectos de riqueza taxonómica con otros de abundancia. Este índice se compone de dos métricas: ACCO basado en la abundancia de cladóceros, copépodos y ostrácodos., y el RIC basado en la riqueza de insectos y crustáceos (DMA, 2005).Los índices bióticos, frecuentemente llamados índices bióticos rápidos o protocolos rápidos de biovaloración, parecen ser los mejores métodos para evaluar la calidad del ambiente de los sistemas acuáticos (Mandaville, 2002).Algunas de estas técnicas de evaluación biológica rápida se han normalizado, de modo que las comparaciones de la calidad del agua se pueden realizar entre los arroyos y lagos. 3 Índices multimétricos. Entre los conceptos y aproximaciones metodológicas más recientes se encuentra el de integridad biótica, que conjuga elementos estructurales y funcionales de los ecosistemas acuáticos para conocer el estado aproximado de sus procesos ecológicos y evolutivos. (Blocksom et al., 2002) desarrollaron y evaluaron un Índice multimétrico de integridad biótica para lagos y embalses de Nueva Jersey basados en macroinvertebrados bentónicos. (O’Connor et al., 2000) describieron un método de integración e interpretación de indicadores biológicos de 19 lagos de Nueva Inglaterra, utilizando cinco grupos taxonómicos (diatomeas, bentos, zooplancton, peces y aves). El método detecta una variación en la respuesta a las graves condiciones ambientales de los lagos que se correlacionan a través de los taxones y métrica.Los Valores de tolerancia de macroinvertebrados para su aplicación en los últimos años han sido modificados por (Plafkin et al., 1989, Bode et al., 1996, Hauer y Lamberti, 1996, Hilsenhoff, 1988; Barbour et al., 1999;) incluyendo en la lista nuevas especies. Los índices multimétricos se llaman así porque combinan en una puntuación final el valor independiente de diversas métricas que pueden ser métricas simples o índices bióticos como los descritos en el apartado anterior. La combinación de métrica es característica de cada índice y se suele adaptar para cada región. La forma de construir el índice puede ser muy variada con dos estrategias principales, la de los índices de integridad biótica (IIB) y la de aquellos que combinan varias métricas de forma específica dándoles pesos diferentes (Prat et al., 2008) La valoración de la integridad biótica de los ríos ha sido definida como “la capacidad de un ecosistema acuático de soportar y mantener balanceada e integrada con una composición de especies, diversidad y organización funcional comparable a la comunidad de los ecosistemas naturales dentro de la misma región” (Karr y Dudley, 1981). Los índices de integridad biótica (IIB) fueron propuestos por Karr (1991) y fueron diseñados específicamente para peces. Se genera para una ecorregión determinada y se seleccionan las métricas que responden a las perturbaciones por contaminación o deterioro del hábitat. Se han aplicado solo para el hemisferio Norte, y actualmente es una de las metodologías más utilizadas en estudios para definir la calidad biológica de los ríos, ya que reúnen en una única medida la variabilidad funcional y estructural de los componentes bióticos de un ecosistema fluvial para conocer el estado aproximado de sus procesos ecológicos y evolutivos (Segnini, 2003). Todos los IIB desarrollados son aproximaciones multimétricas que estiman y valoran diferentes aspectos de la estructura y función de una comunidad acuática, basados en expectativas cuantitativas construidas a partir de una comunidad con alta integridad biótica en un hábitat y región particular. Todas las versiones incluyen “métricas” relacionadas con la riqueza de especies y composición, especies indicadoras, función trófica, aspectos reproductivos, y/o abundancia y condición individual de los organismos (Carrasco, 2008).