Ricardo Figueroa. Profesor de Biología y M.Sc. en Zoología, Universidad de Concepción (UdeC), Chile. Doctor en Ciencias Biológicas, Universidad de Málaga, España. Investigador, Centro Eula-Chile. Dirección: Universidad de Concepción, Casilla 160-C, Concepción, Chile. e-mail: rfiguero@udec.cl

Victor H. Ruíz. Profesor de Biología y M.Sc. en Zoología, UdeC, Chile. Profesor, UdeC, Chile. e-mail: vruiz@udec.cl

Francisco Encina-Montoya. Biólogo Marino y Doctor en Ciencias Ambientales, UdeC, Chile. Académico, Universidad Católica de Temuco, Chile. e-mail: fencina@uct.cl

Alejandro Palma. Licenciado en Biología, M.Sc. en Zoología, UdeC, Chile. Colaborador académico, Departamento de Zoología, UdeC, Chile. e-mail: lpalma@udec.cl

Los métodos desarrollados para la evaluación de la calidad de las aguas son diversos y tradicionalmente han sido agrupados en índices de diversidad, índices bióticos e índices comparativos (Washington, 1984). Los últimos son de gran importancia al permitir valorar diferencias entre localidades de muestreos (Salusso y Moraña, 2002) y definir grupos de estaciones o localidades con similitud faunística, lo cual es de utilidad cuando se ha definido a priori un área en buen estado ecológico y que puede ser considerada como de referencia para comparar con las localidades restantes.

Asimismo, cuando se selecciona un método para evaluar la calidad de las aguas como un índice biótico, es imprescindible tener dos consideraciones, primero la precisión del método para entregar resultados que se ajusten a una condición lo más real posible y segundo, que el método seleccionado sea simple de aplicar para obtener resultados rápidos (Vernaux, 1982; Ricco et al., 1992; Resh et al., 1995). Ambas condiciones pueden resultar contradictorias, cuando tradicionalmente la precisión guarda relación con el nivel taxonómico al cual se trabaje y esto requiere de personal científico calificado y dedicar mucho tiempo en el análisis de las muestras, para lograr una identificación detallada de cada taxa a nivel genérico o específico (Ricco et al., 1992; Rosenberg y Resh, 1993).

Este tema no es nuevo y ha sido ampliamente discutido en relación a los programas de evaluación y monitoreo, utilizando principalmente macroinvertebrados bentónicos, por las agencias de protección ambiental de los EEUU (Barbour et al., 1995, 1999), Australia y diversos países de Europa que hoy apuntan a la normalización de métodos e intercalibración dentro de la Normativa Marco de la Comunidad Europea (Bonada, 2003). Todos estos métodos se fundamentan en una evaluación de la comunidad biológica que permita reflejar la calidad integral del ecosistema (Karr, 1981; Karr y Chu, 2002), entendida como una comunidad de organismos que tienen una composición de especies, diversidad y organización funcional comparable a un hábitat natural de una región definida (Simon, 2000). Por lo tanto, expresa la "salud general" del ecosistema o del río en estudio (Boulton, 1999; Norris y Hawkins, 2000) en términos comparativos a un área natural semejante y que previamente ha sido definida como de referencia (Norris y Thoms, 1999).

Para ello se definen protocolos de trabajo, diseñados para ser funcionales en el sentido de efectividad para expresar cambios en el ecosistema, facilidad de uso y que de aplicaciones locales puedan ser llevados a regiones más amplias (Norris y Georges, 1993; Resh y Jackson, 1993; Resh, 1995). Estos, además de entregar resultados rápidos, permiten abordar un mayor número de estaciones y/o ríos y mantener un seguimiento temporal de ellos, lo que eventualmente puede ir en desmedro por la pérdida de información al realizar muestreos cualitativos o semi-cuantitativos que pasan por establecer tiempos de muestreos, disminuyendo el número de muestras por sitio y con un bajo procesamiento de las mismas (Resh et al., 1995). Esto último también ha tenido un amplio debate, relacionado con la importancia de los tiempos mínimos y el número mínimo de individuos que deben ser considerados (Barbour, 1997; Barbour et al., 1999; Plafkin et al., 1989; Metzelling et al., 2002).

Las localidades de estudio corresponden a tres cuencas del centro-sur de Chile: la cuenca del río Chillán, la del río Damas y la del Estero Nonguén (Tabla I). La información analizada difiere en el tipo y tamaño de las cuencas, números de estaciones y del número de muestreos realizados en cada una de ellas. Sin embargo, cada cuenca estudiada es analizada independientemente con el fin de establecer patrones de agrupación para dos niveles jerárquicos definidos como "todas las taxa identificadas" hasta el nivel taxonómico más bajo posible y comparado con el nivel de familia. La información procesada corresponde a un trabajo previo de Figueroa et al. (2003) realizada en el río Damas de la localidad de Osorno, donde se estudiaron 15 estaciones a lo largo del curso principal y tributarios; a la cuenca del río Chillán en la localidad agrícola de Chillán, donde se estudiaron 18 estaciones también distribuidas en el curso principal y los tributarios más importantes (Figueroa, 2004) y, finalmente, un pequeño río el Estero Nongúen en Concepción, donde se estudiaron 5 estaciones localizadas en la cabecera del río, equidistantes a 1km desde su nacimiento. Las dos primeras localidades son cuencas de tamaño medio sometida a un uso agrícola y ganadero intensivo, y de reciente desarrollo en silvicultura. El Nonguén, en cambio, es una pequeña cuenca protegida que se encuentra en un buen estado de conservación en su parte más alta, con importante desarrollo de bosque nativo y es donde se centra este estudio. En todas las localidades y estaciones estudiadas se realizaron muestreos con una red de Surber (250µm); los macroinvertebrados recolectados fueron depositados en bolsas plásticas, fijados con formalina (5%) y transportados al laboratorio para su posterior separación e identificación hasta el nivel taxonómico más bajo posible. En Figueroa et al. (2003) se detalla la metodología y la literatura especializada. Para cada caso se consideraron 4 réplicas, las que fueron integradas y expresadas en Nºind.·m-2.

Para el análisis comparativo entre las estaciones de cada cuenca y para cada fecha de muestreo, las estaciones fueron comparadas y agrupadas en áreas con similar composición taxonómica, trabajando sobre una matriz de densidad (Nºind.·m-2). Para ello los datos de abundancia por taxa fueron transformados mediante log10(x+1) y como medida de similitud se utilizó el índice de Bray y Curtis (1957). Este índice es apropiado para este tipo de datos puesto que no toma en cuenta las dobles ausencias (Field et al., 1982; Urkiaga-Alberdi et al., 1999). Posteriormente, la matriz de similitud obtenida fue representada en un dendrograma, de acuerdo al método de la media ponderada (UPGMA). Finalmente, se realizó el análisis inverso, comparando y agrupando los taxa, previa reducción de la matriz a taxa dominantes.

La clasificación de las estaciones obtenidas para las cuencas de los ríos Chillán, Damas y Nonguén, es presentada en las Figuras 1, 2 y 3, respectivamente. Es posible observar que si bien el número de estaciones por muestreo no es el mismo para cada localidad y además existen diferencias temporales, las asociaciones obtenidas son coincidentes cuando se realiza el análisis sobre la abundancia de todos los taxa identificadas (Figuras 1a, 2a y 3a) y cuando se realiza utilizando sólo el nivel de familias (Figuras 1b, 2b y 3b). Considerando que el análisis se realiza independientemente para cada uno de los muestreos, estos pueden ser considerados como 9 casos de estudio. La misma información fue observada cuando se realizó el ejercicio inverso analizando los taxa dominantes, puesto que éstas forman parte de las familias que explican las asociaciones observadas.

Los resultados obtenidos indican que la tendencia internacional a utilizar el nivel de familia en los estudios de monitoreos de sistemas fluviales puede ser aplicada en aguas de Chile. Las asociaciones obtenidas en este estudio muestran una alta coincidencia cuando se realiza el análisis sobre la abundancia de toda la riqueza faunística identificada y cuando se realiza utilizando el nivel de familias. El nivel de familia no sólo es práctico, sino menos sensible a la pérdida de especies raras y por lo mismo, aplicable a regiones geográficas más amplias (Cao et al., 1997), que es uno de los objetivos de los índices bióticos (Resh, 1995). Esto justificaría el uso de las familias en este tipo de análisis y, eventualmente, en la aplicación de índices bióticos, lo cual ofrece grandes ventajas al reducir el esfuerzo en los muestreos y reducir el tiempo de trabajo en la identificación (Warwick, 1988). Naturalmente, la potencia del método sólo puede ser evaluada a través de una serie mayor de datos, que muestren patrones de comportamientos espaciales y temporales similares cuando se trabaja a dos niveles jerárquicos (Urkiaga-Alberdi et al., 1999; Lowell et al., 2000). Sin embargo, esta primera aproximación muestra el potencial de trabajo y lo fácil que resultaría preparar personal para realizar programas de monitoreos a nivel de gestión gubernamental, dejando el trabajo más especializado, pero no menos importante, a los especialistas.

En Chile no existen normativas respecto a la aplicación de estudios biológicos sobre los sistemas acuáticos. Una primera aproximación ha sido realizada por Figueroa et al. (2003), quienes trabajaron con un índice a nivel de familia, destacando las facilidades al trabajar con este nivel, aunque requiere de una aproximación cuantitativa para dar mayor sensibilidad al método. Este acelerado proceso, que más bien es una necesidad de abordar este problema con ejercicios continuos, el desconocimiento de la fauna de macroinvertebrados a niveles específicos y la falta de especialistas en el tema en Chile, lleva sin duda a la tentación de decidir utilizar índices de tipo cualitativo que marcan la tendencia mundial, los cuales requieren un largo proceso de ajuste y una buena correlación con otras variables ambientales (y sus variaciones temporales) para las cuales también se carece de una base de datos adecuada que permita abordar el problema con una aproximación multimétrica y con la potencia estadística requerida (Chessman, 2003).

El nivel de familia ha sido ampliamente recomendado (Kaesler y Herricks, 1979; Osborne et al., 1980; Furse et al., 1984; Hinselhoff, 1988; Lenat y Barbour, 1994) argumentando que es posible realizar identificaciones de campo con resultados inmediatos y personal con preparación básica (Warwick, 1988). Esto no significa que un nivel específico no sea necesario, puesto que confrontado con otras variables, incrementa el contenido de la información y permite ajustar el conocimiento respecto a la tolerancia de los grupos (Verdonschot, 2000).

Bajo esta premisa, comenzar por definir el nivel de familia es una buena aproximación cuando se realizan exploraciones comparativas, y es un primer e importante paso. Además, éstas integrarían suficiente información para justificar su uso en la aplicación de índices bióticos para evaluar la calidad de agua. Otro punto relevante es definir si el tipo de muestreo debe ser cuantitativo o cualitativo. Al respecto, se puede decir que no se tiene la experiencia suficiente para cualificar directamente un sistema respecto a presencia/ausencias y se requiere de una formación previa para lograr una buena capacidad de observación del sistema (Guetti, 1997, 2000). Una aproximación a nivel de familia puede minimizar los errores sobre la presencia de géneros o especies muy poco tolerantes que pueden ser encontrados en ambientes perturbados, pero su relación con una baja abundancia determina una baja calidad. Al respecto, Figueroa (2004) ha adaptado tres índices bióticos a una cuenca de uso agrícola de Chile central, demostrando que solo el de carácter cuantitativo se correlaciona mejor con otras variables biológicas como diversidad (H’) y uniformidad (J), los cuales son buenos descriptores de una comunidad (Margalef, 1985).

Finalmente, se debe destacar que la similitud en la agrupación de los taxa a ambos niveles, no sólo se debe a que los géneros/especies dominantes están dentro de la familia dominante, sino que clasificaciones a "nivel taxonómico más bajo posible", en algunos casos es familia o género/especie indeterminada, siendo finalmente el nivel de familia bastante recurrente. Ello lleva nuevamente al problema del desconocimiento de la fauna y por lo tanto, es inevitable que exista un nivel de subjetividad en todo el proceso que sólo puede ser mejorado con la experiencia, donde el carácter globalizador de la información que se entrega mediante un índice tenga un fuerte apoyo temporal. Muchos de los estudios para definir causalidades indican la necesidad de contar con estudios a escalas temporales muy largos (Lowell et al., 2000) y éstos deben ser corregidos continuamente a través de estudios de toxicidad que permitan afinar las respuestas de los organismos y con ello, el método que ha sido seleccionado (Rosenberg y Resh, 1993; Chapman, 1995; Mackie, 2001). Otra consideración es la fuerte influencia eco-regional que puedan tener algunos grupos (Vidal-Abarca et al., 1990) y que debe ser considerado frente a la diversidad climática que ofrece Chile a lo largo de 4200km, por lo que estudios de gradientes de fauna de invertebrados acuáticos versus variables ambientales son imprescindibles. Como consideración final, Siligardi et al. (2000) señalan que cuando los métodos han sido calibrados mediante una serie de tiempo y los resultados son expresados en una misma escala para hacerlos comparables y comprensibles, es suficiente para justificar su uso y obtener las conclusiones más reales respecto al sistema estudiado.

Al Centro de Ciencias Ambientales EULA-Chile de la Universidad de Concepción, UdeC y la Dirección de Investigación de la Universidad Católica de Temuco por el apoyo e infraestructura. Este trabajo fue parcialmente financiado por la Dirección de Investigación UdeC a través del proyecto Nº 99.113.50-1.

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