Validación de dos índices biológicos de integridad (IBI) en la subcuenca del río Angulo en el centro de México Validation of two indices of biological integrity (IBI) for the Angulo River subbasin in Central Mexico
Juan Pablo Ramírez-Herrejón1*, Norman Mercado-Silva2*, Martina Medina-Nava3* & Omar Domínguez-Domínguez3
Efforts to halt freshwater ecosystem degradation in central Mexico can benefit from using bio-monitoring tools that reflect the condition of their biotic integrity. We analyzed the applicability of two fish-based indices of biotic integrity using data from lotic and lentic systems in the Angulo River subbasin (Lerma-Chapala basin). Both independent data from our own collections during two consecutive years, and existing information detailing the ecological attributes of each species, were used to calculate indices of biological integrity for 16 sites in lotic and lentic habitats. We assessed environmental quality by combining independent evaluations water and habitat quality for each site. We found sites with poor, regular and good biotic integrity. Our study did not find sites with good environmental quality. Fish-based IBI scores were strongly and significantly correlated with scores from independent environmental assessment techniques. IBI scores were adequate at representing environmental conditions in most study sites. These results expand the area where a lotic system fish-based IBI can be used, and constitute an initial validation of a lentic system fish-based IBI. Our results suggest that these bio-monitoring tools can be used in future conservation efforts in freshwater ecosystems in the Middle Lerma Basin.
Key words: environmental evaluation, biomonitoring, conservation, freshwater ecosystems, fish community.
Resumen
Las acciones para detener el deterioro de los ecosistemas dulceacuícolas del centro del México requieren herramientas de biomonitoreo que permitan el análisis de su integridad biológica. En este trabajo se analizó la viabilidad del uso de dos índices biológicos de integridad (IBI) con base en las comunidades de peces en ambientes lóticos y lénticos en la subcuenca del Río Angulo (Cuenca del Lerma-Chapala). Utilizando datos provenientes de recolectas independientes durante dos años consecutivos e información sobre los atributos ecológicos para cada una de las especies, se calcularon los valores de dos IBI en 16 sistemas lénticos y lóticos. Se estimó también la calidad ambiental a través de la evaluación de la calidad del agua y del hábitat en cada sitio. Se encontró integridad biótica pobre, regular y buena. El estudio no mostró sitios con buena calidad ambiental. Los valores de los IBI presentaron correlaciones altas y significativas con aquellos derivados de metodologías independientes de evaluación ambiental. Los IBI reflejaron de forma fehaciente las condiciones ambientales en la mayoría de los sitios de estudio. Con este análisis se logró la expansión de área de uso del IBI para ambientes lóticos y una validación inicial del IBI para ambientes lénticos. Estos resultados sugieren que las herramientas pueden ser utilizadas en futuros esfuerzos de conservación en cuerpos dulceacuícolas en la cuenca del Medio Lerma.
Palabras clave: evaluación ambiental, biomonitoreo, conservación, ecosistemas dulceacuícolas, comunidad de peces.
Los ecosistemas dulceacuícolas del centro de México continúan siendo deteriorados por las actividades humanas (Ganasan & Hughes 1998, Soto-Galera et al. 1999, Mercado-Silva et al. 2006a, Mathuriau et al. 2011). La fragmentación y destrucción del hábitat, la ]]>
et al. 1998). Muchas especies de peces se han visto forzadas a vivir en poblaciones pequeñas y aisladas, en los pocos sitios donde se conservan condiciones favorables para su sobrevivencia (Domínguez-Domínguez et al. 2007). Ello las hace más susceptibles a ser afectadas por ]]>
et al. 2007) y eventos ambientales adversos (Soto-Galera et al. 1998, Orbe et al. 2002).
Ante el desfavorable escenario ambiental que presentan los ecosistemas ]]>
et al. 2005, Domínguez-Domínguez et al. 2007) que permiten reducir los impactos y restaurar los ecosistemas (Lyons et al. 1995, Mercado-Silva et al. 2002). La eficacia de estos esfuerzos depende de la disponibilidad de métodos de evaluación ambiental ]]>
et al. 2006b, Pérez et al. 2007). Para la evaluación ambienta de los ecosistemas dulceacuícolas se han utilizado las características físico-químicas del agua, la evaluación cualitativa y cuantitativa del hábitat disponible, y el seguimiento de los componentes biológicos (Karr 1981, Mercado-Silva et al. 2002, Weigel et al. 2006, ]]>
et al. 2011). La evaluación de la integridad biológica en sistemas dulceacuícolas permite estimar, de manera holística, los efectos del impacto de actividades humanas y es una metodología de amplio uso en el manejo de recursos en varias partes del mundo (Karr 1981, Fausch et al. 1990).
La integridad ]]>
et al. 1988, Weigel
et al. 2002). Estos atributos son analizados en un conjunto de sitios organizados en un gradiente de mayor a menor impacto humano, creando un índice de atributos biológicos que reflejan la condición ambiental para cada sitio. El resultado final es un índice biológico de integridad (IBI), una herramienta multi-paramétrica que permite, a partir de una muestra de la comunidad biológica, indicar la condición ambiental de un sitio dado (Oberdorff et al. 2002; Mercado-Silva et al. ]]>
et al. 2007).
Se han desarrollado diversos IBI basados en las comunidades de peces para evaluar la calidad ambiental de ecosistemas dulceacuícolas en México (Contreras-Balderas et al. 2005, ]]>
et al. 2006b, Schmitter-Soto et al. 2011). Para la región central de México existen IBI para estimar la condición ambiental tanto de lagos (Lyons et al. 2000) como de ríos y arroyos (Lyons et al. 1995). Éste último puede ser utilizado para evaluar la calidad ambiental de ríos y arroyos en varias cuencas del occidente de México debido a que ]]>
et al. 2002). El IBI para lagos (Lyons et al. 2000) fue elaborado a partir de datos históri- cos a fin de documentar el patrón de cambio de la comunidad de peces ante la degradación ambiental en los lagos del centro de México (Xochimilco, Cuitzeo, Chapala y Pátzcuaro) y no ha sido validado. ]]>
La subcuenca del río Angulo (SCRA), en el centro de México, es una de las pocas regiones en la parte media del río Lerma que aún conserva su ictiofauna nativa relativamente bien representada (Medina-Nava et al. 2005, Zubieta-Rojas et al. 2005, Ramírez-Herrejón 2008). Sin embargo, es un área ]]>
et al. 2005, Zubieta-Rojas et al. 2005, Ramírez-Herrejón 2008). Es conveniente que en la identificación de sitios prioritarios para la conservación o restauración en esta subcuenca se cuente con una herramienta como el IBI. Sin embargo, tanto para sistemas ]]>
et al. 1995, Lyons et al. 2000). Para ello se estimó si los IBI existentes: 1) pueden reflejar de manera ]]>
Materiales y Métodos
Área de estudio: La subcuenca exorreica del río Angulo (SCRA) pertenece a la región del medio Lerma de la cuenca Lerma-Chapala (20°13’12’’ N - 102°360’0’’ W y 19°36’36’’ N - 101°18’36’’ W) y tiene una superficie de 2 079km² (Fig. 1). El río Angulo fluye de sur a norte; su recorrido total es de 64km, inicia en la laguna de Zacapu y desemboca en el río Lerma (Medina-Nava 2003). El cauce del río Angulo presenta canalizaciones que se realizaron con fines agrícolas desde la ]]>
et al. (2000) pero no en Lyons et al. (1995). ]]>
Recolecta: Para obtener los datos necesarios para el cálculo de los IBI, se realizaron recolectas de peces en 16 sitios (Fig. 1). Once sitios fueron ubicados en ambientes lóticos y cinco en ambientes lénticos. Todos los sitios lénticos contaron con características físicas similares, siendo sistemas acuáticos represados y ]]>
et al. 2000). En la mayoría de los sitios lénticos se llevaron a cabo recolectas en las áreas litorales y limnéticas del cuerpo de agua. Únicamente en el sitio Ch las recolectas fueron realizadas exclusivamente en la zona litoral. Esto con el fin de homogeneizar los esfuerzos de recolecta que se ]]>
et al. 2000). En los sitios lóticos se muestrearon todos los tipos de hábitat disponibles (rápidos, pozas, remansos, entre otros). Con excepción del sitio de estudio ubicado en el río Angulo delante de la desembocadura de la laguna de Zacapu (Zr), que no fue muestreado en el primer año de recolectas, cada sitio fue muestreado durante el día en el mes de mayo (período de estiaje) en los años 2006 y 2007. Para la ]]>
et al. (1995) y Lyons et al. (2000). La identificación se ]]>
et al. (2005) y Arredondo & Guzmán (1986). Los peces recolectados en sistemas lénticos fueron pesados para determinar la biomasa por especie. La mayor parte de los organismos recolectados fue liberada una vez que fueron procesados; se tomaron ejemplares de referencia que fueron depositados en la Colección de Peces de la Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo (CPUM).
Calculo de índices biológicos de integridad: Los peces fueron clasificados de acuerdo con su origen, posición en la columna de agua, tolerancia a la degradación ambiental, hábitos de alimentación, forma de reproducción y talla máxima (longitud patrón, mm), siguiendo los criterios y definiciones de ]]>
et al. (1995), Lyons et al. (2000), Mercado-Silva (2002) y Medina-Nava (2003) (Cuadro 1). Posteriormente los parámetros y valores para ambos IBI fueron calculados siguiendo los lineamientos de Lyons et al. (1995) para ríos y Lyons et al. (2000) para lagos (Cuadros 2 y
3, respectivamente). El área de cuenca usada para calcular el IBI propuesto por Lyons et al. (1995) fue >400km2 en todos los sitios de río. En el cálculo del IBI para sistemas lénticos se determinaron los valores esperados (vE) que se refieren a los valores de los atributos del IBI que se espera obtener bajo el supuesto de que el ecosistema se mantiene en una condición ambiental sin impacto antrópico. Los vE fueron ]]>
et al. (2000), tomando en cuenta la información existente para las especies en cada uno de los sitios de estudio (Cuadro 4). Los vE en Tarejero (Ta) y en La Angostura (La) se establecieron con base en los estudios de Medina-Nava (1997); en la laguna de Bellas Fuentes (BF) siguiendo los criterios de Ceballos et al. (1994) y en la lagu- na de Naranja (Ln) lo propuesto por Benítez (1995). El cálculo del parámetro ]]>
et al. (2002), como “porcentaje de individuos de especies nativas con ectoparásitos”. Para detectar posibles cambios temporales, las calificaciones de IBI para cada sitio fueron comparadas entre ambos años de recolecta mediante el uso de la prueba t de Student pareada con el programa JMP 3.1.6.2 (SAS Institute Inc., 1995). ]]>
Evaluación de la calidad ambiental: Para la evaluación de la calidad ambiental (CAm), que en conjunto expresa la calidad del agua (CA) y la calidad del hábitat (CH), se tomaron parámetros fisicoquímicos del agua y se hicieron observaciones sobre la calidad del hábitat de cada sitio. Estos datos fueron evaluados en su conjunto considerando los criterios cualitativos y las ]]>
et al. (1995) para ambientes lóticos y Medina-Nava (2003) para ambiente lénticos. Los parámetros de la calidad de agua determinados fueron: transparencia del agua (disco de Secchi [m]), pH (papel indicador), oxígeno disuelto (método de Winkler modificado a la ácida de sodio [mg/L]), sólidos totales (mediante un conductímetro Analytical Technology INC ORION modelo 130, [mg/L]), y la presencia observable directamente de ]]>
Cuadro 5). Los parámetros de la calidad del hábitat evaluados en ambientes lénticos fueron: integridad de la línea de costa, tipos de vegetación acuática, estado de la vegetación riparia, tipo de fondo, abundancia y diversidad del hábitat y uso de suelo en el área circundante (Cuadro 6) (ver definiciones de estos criterios en Medina-Nava [2003]). Además de estos parámetros, en ]]>
Cuadro 7) (Lyons et al. 1995). El gradiente de calidad ambiental se calificó en una escala de 0-100, por lo que sitios con mejor calidad ambiental tendrán un mayor valor (Lyons et al. 1995, Medina-Nava 2003).
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Evaluación de los IBI como indicadores de la calidad ambiental: Para evaluar la efectividad de los IBI como indicadores de la calidad ambiental, se llevó a cabo un análisis de correlación entre los valores de la calidad ambiental y la calificación del IBI para cada sitio. El análisis se realizó de forma independiente para sistemas lóticos y lénticos por cada año de recolecta. Se aplicó el ]]>
Resultados
Se recolectó ]]>
Cuadro 1). Ocho especies fueron determinadas como exóticas y 14 como nativas. Se encontraron 20 especies pelágicas y dos especies bénticas, de estas últimas, una nativa (Ictalurus dugesii) y una exótica (Cyprinus carpio). Diez especies fueron definidas como ]]>
cuadro 8.
A lo largo de la cuenca, en ]]>
Cuadro 5). La CAm se estimó como pobre (CAm≤40) para ocho de los 16 sitios y como regular (CAm 45-65) para el resto. No se registraron sitios con calidad ambiental buena (CAm≥70). Los valores de CA, CH y CAm no fueron distintos entre temporadas (Cuadro 5).
Considerando el IBI ]]>
Cuadro 9). En ambientes lénticos, de los cinco sitios estudiados dos presentaron integridad biológica pobre (IBI≤40), uno regular (IBI 45-65) y dos buena (IBI≥70). El 91% (10 de 11) de las calificaciones de IBI para ambientes lóticos obtenidas en ambos años ]]>
En las evaluaciones realizadas en ambientes lóticos en 2006 (Fig. 2a) y 2007 (Fig. 2b) las correlaciones entre los valores de CAm e IBI fueron altas y ]]>
rs=0.80 y rs=0.92, respectivamente). En ambientes lénticos las correlaciones obtenidas entre los valores de CAm e IBI en ambos años de estudio fueron también altas y significativas p<0.05, rs=0.78 para el año 2006 (Fig. 2c) ]]>
rs=0.97 para 2007 (Fig. 2d).
Discusión
La ]]>
et al. 2006a; Pérez et al. 2007). A la fecha se han empleado diversos grupos biológicos para llevar a cabo análisis de calidad ambiental en varios ecosistemas dulceacuícolas en el país (de la Lanza et al. ]]>
et al. 2002). Debido a que los organismos pueden integrar las condiciones físicas, químicas y biológicas del hábitat en distintas escalas espaciales y temporales, son útiles para medir la degradación del ecosistema (Mathuriau et al. 2011). El uso adecuado de herramientas de evaluación ambiental requiere que éstas hayan sido validadas con datos independientes a aquellos con que fueron diseñadas en primera instancia. De igual manera, ]]>
et al. 2007). En el presente trabajo se llevó a cabo la expansión de área de uso y validación de dos índices biológicos de integridad, uno para ambientes lóticos y otro para lénticos en la SCRA ubicada en una de las regiones donde es urgente la utilización de estas herramientas para la ]]>
et al. 2006, Mercado-Silva et al. 2006b, Domínguez-Domínguez et al. 2007).
El IBI propuesto y validado para ríos y arroyos en las cuencas del centro-oeste de ]]>
et al. 1995, Mercado-Silva et al. 2002) es útil y válido para el río Angulo, en la región del Medio Lerma. La alta y significativa correlación de las evaluaciones de CAm e integridad biológica en ríos de la cuenca del Angulo indican que el IBI propuesto por Lyons et al. (1995) puede ser utilizado sin mayores modificaciones. ]]>
De la misma manera, la alta correlación existente entre los valores de CAm e integridad biológica para ambientes lénticos, sugieren que el índice propuesto por Lyons et al. (2000) puede ser utilizado en los ecosistemas lénticos que se ubican en la cuenca del Angulo. Este trabajo representa el primer esfuerzo por validar el IBI existente (Lyons
et al. 2000) en una región nueva, con datos distintos a aquellos empleados en su diseño para la estimación de este IBI.
La alteración de la línea de costa y el cambio de uso de suelo (agrícola y urbano) fueron características que se presentaron de forma ]]>
et al. 1999). A diferencia de Ln y BF donde la línea de costa se encuentra modificada en su totalidad, la zona litoral es artificial y el sustrato no se encuentra disponible por presentarse embebido en el sedimento. De esta forma, los valores del IBI fueron consistentes con las características del hábitat porque la mayor integridad biótica se encontró en La, Ch y Ta, mientras que Ln y BF mostraron valores de 0.
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En relación a los sitios lóticos, la canalización, la pérdida de variación en la profundidad y los aportes de aguas residuales fueron las alteraciones más comunes en la mayoría de los sitios. De manera general, en la zona más alta de la SCRA (Zc, Cn) se registró buena calidad del agua y del hábitat, donde la heterogeneidad y disponibilidad de refugios para los peces fue la característica compartida entre Zc y Cn, reflejado en la calidad ambiental e ]]>
et al. 2002). ]]>
Aunque los datos y análisis aquí presentados sugieren que la utilización de ambos IBI en la cuenca del río Angulo puede proceder sin hacer modificaciones a estas herramientas, existen algunas consideraciones importantes que deben ser tomadas en cuenta antes de hacer uso de estas en futuros estudios o evaluaciones. Muchos IBI diseñados con base en las comunidades de peces utilizan el criterio de tolerancia a la degradación ]]>
et al. (1995, 2000) se define a las especies intolerantes como aquellas que habitan comúnmente en sitios donde la degradación ambiental se encuentra en etapas tempranas, pero desaparecen de sitios con moderada degradación. Y las especies tolerantes, son aquellas que se distribuyen en sitios sin degradación ambiental pero que siguen siendo abundantes en sitios que muestran altos niveles de degradación. Sin embargo, la definición de la tolerancia de las especies y los criterios ]]>
et al. 1994, Meador & Carlisle 2007). En el río Angulo, especies típicamente intolerantes – Hubbsina turneri y Skiffia lermae – fueron recolectadas en sitios con alta degradación ambiental (Zr, Jm). Esto contradice la categorización de tolerancia de las especies, por lo que se considera ]]>
Aunque el IBI para sistemas ]]>
Menidia y el tamaño máximo de los organismos, y se anticipaba que tuvieran que ser modificados para su uso en estos sistemas acuáticos. Principalmente porque en los sistemas lénticos evaluados en el IBI original, se reportan 17 especies del género Menidia, ]]>
M. humboldtianum), la cual no fue recolectada en las jornadas de campo. Esta baja diversidad de especies en el género dio como resultado una menor valoración en este parámetro para todos los sitios; pero ello no afectó de manera importante la calificación y clasificación final de los sitios. Asimismo, la talla máxima de los peces capturados fue mucho menor que el valor esperado por Lyons et ]]>
(2000). Esto debido a que en sistemas lénticos no se recolectaron individuos del género Menidia, que fueron los peces en los que se registró la talla máxima en el IBI original. Esto parece indicar que el IBI para ambientes lénticos es lo suficientemente robusto para ser utilizado en lugares de menor extensión que aquellos para los que fue diseñado originalmente. Salvo por el presente trabajo en el sitio Ch, a la fecha el índice para lagos no ha sido probado en los demás cuerpos de agua donde fue ]]>
En el cálculo del IBI para sistemas lénticos, se modificó uno de los parámetros al no contar con personal de experiencia en el análisis helmintológico de los peces capturados. Esta ]]>
En este trabajo ]]>
Menidia, entonces sería viable probar nuevos parámetros del IBI tales como “Talla máxima de individuos del género Menidia”, ]]>
Menidia” o “Abundancia relativa de peces del género Menidia”. Estos parámetros podrían mostrar un cambio en la calidad ambiental de manera particular en la laguna de Zacapu, pues este sitio es un relicto de la Cienaga de Zacapu y solo allí se espera encontrar especies de este género.
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A través de este trabajo, se expandió el área de utilización de los IBI analizados. Con ello, se apoya el uso de estas herramientas de evaluación para la implementación de protocolos de monitoreo y conservación que sean adoptados no solo en la subcuenca del río Angulo, sino en un área importante del centro y centro-occidente de México. Aún así, se recomienda que cualquier utilización de los IBI aquí mencionados sea cuidadosamente evaluada y que las técnicas de ]]>
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Agradecimientos
Al Laboratorio de Biología Acuática “Javier Alvarado Díaz” por las facilidades otorgadas. A todas las personas que colaboraron en el trabajo de campo y de ]]>
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*Correspondencia: Juan Pablo Ramírez-Herrejón: Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, Av. Instituto Politécnico Nacional No. 195, Col. Playa Palo de Santa Rita, Apartado Postal 128, La Paz, Baja California Sur, México, CP 23090; ramirezherrejon@gmail.com Norman Mercado-Silva: School of Natural Resources and the Environment, University of Arizona, Tucson, AZ 85271, USA; nmercado@u.arizona.edu Martina Medina-Nava: Laboratorio de Biología Acuática, Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, 58080, Morelia, Michoacán, México; martinamedi@gmail.com Omar Domínguez-Domínguez: Laboratorio de Biología Acuática, Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, 58080, Morelia, Michoacán, México; goodeido@yahoo.com.mx 1. Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste, Av. Instituto Politécnico Nacional No. 195, Col. Playa Palo de Santa Rita, Apartado Postal 128, La Paz, Baja California Sur, México, CP 23090; ramirezherrejon@gmail.com 2. School of Natural Resources and the Environment, University of Arizona, Tucson, AZ 85271, USA; nmercado@u.arizona.edu 3. Laboratorio de Biología Acuática, Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, 58080, Morelia, Michoacán, México; martinamedi@gmail.com, goodeido@yahoo.com.mx ]]>
Recibido 26-X-2011. Corregido 30-IV-2012. Aceptado 29-V-2012. ]]>20051487-9919862555-5721999199519945522-28CNA.20002005225-2372000309-4042006201730-1739200721168-1801990.8123-144199840367-383199430169-1801981621-27200360491-505199219953569-58419982310-18200041857-72200220117251-26120077329-33819973525-5220032005499-504200212179-191200616533-5462006138-1502008281725-173219881312-20200519962002471720-1734200212207-217200771-112008.2011409844-85219981267-276199924133-140SAS Institute Inc.1995StatSoft2001200221686-700200622923-93620051999