RESUMEN

La vegetación ribereña desempeña un conjunto de funciones ecosistémicas. Tiene influencia sobre la hidrología, geomorfología, química del agua y suministro de material alóctono, por lo cual es relevante en la productividad y funcionamiento, estabilizando laderas, regulando la temperatura, filtrando y reteniendo nutrientes y otorgando hábitat a las comunidades acuáticas. Este estudio realizó una aproximación multiparamétrica en ríos mediterráneos de Chile central. Los resultados mostraron que las variables que mejor reflejan la distribución de los macroinvertebrados fueron la conductividad y los sólidos disueltos, las cuales también se correlacionaron significativamente con la calidad de ribera y del hábitat fluvial. Esta aproximación sugiere la evaluación integral del sistema fluvial como una herramienta para la conservación y restauración de la salud integral de los ecosistemas acuáticos.

SUMMARY

The riparian zone vegetation performs several functions for the ecosystem. It influences the hydrology, geomorphology, water chemistry; and supplies of allocthonous materials; therefore, it is important for the productivity and functioning of fluvial systems, stabilizing slopes, regulating temperature, filtering and retaining nutrients, and providing habitat to aquatic communities. This study followed a multiparametric approach in Central Chile mediterranean streams. The results showed that the variables that better reflect the distribution of macroinvertebrates were conductivity and dissolved solids. These variables also correlated significantly with bank quality and stream habitat. This approximation suggests the integral evaluation of a stream system as a tool for conservation and restoration of integral health of aquatic ecosystems.

RESUMO

A vegetação riberenha desempenha um conjunto de funções ecossistêmicas. Tem influência sobre a hidrologia, geomorfologia, química da água e subministro de material alóctono, pelo qual é relevante na produtividade e funcionamento, estabilizando ladeiras, regulando a temperatura, filtrando e retendo nutrientes e outorgando habitat às comunidades aquáticas. Este estudo realizou uma aproximação multiparamétrica em rios mediterrâneos do Chile central. Os resultados mostraram que as variáveis que melhor refletem a distribuição dos macroinvertebrados foram a condutividade e os sólidos dissolvidos, as quais também se correlacionaram significativamente com a qualidade de ribeira e do habitat fluvial. Esta aproximação sugere a avaliação integral do sistema fluvial como uma ferramenta para a conservação e restauração da saúde integral dos ecossistemas aquáticos.

PALABRAS CLAVE / Arroyos Mediterráneos Chilenos / Calidad Fluvial / Índices Bióticos / Macroinvertebrados Bentónicos /

Recibido: 15/04/2009. Modificado: 20/11/2009. Aceptado: 23/11/2009.

La vegetación ribereña desempeña funciones ecosistémicas importantes, incluyendo estabilización de laderas, regulación térmica de los arroyos, filtrado y retención de nutrientes, otorga hábitat a la fauna presente y mantiene la estabilidad de los ecosistemas acuáticos (Lyon y Gross, 2005). De esta forma, es un factor significativo en la productividad y funcionamiento de estos ecosistemas fluviales (Trait et al., 1994; Merrit y Cummins, 1996; Boothroyd et al., 2004). Múltiples estudios han mostrado que el uso del suelo ribereño también tiene un efecto sobre la hidrología (Fahey y Jackson, 1997), geomorfología (Leek, 1992; Davies-Colley, 1997), química del agua (Hildrew y Ormerod, 1995; Friberg et al., 1997) y suministro de material alóctono (Thompson y Townsend, 2004). Cualquier cambio en la estructura de esta vegetación tiene consecuencias importantes para la comunidad biológica que se encuentra en los sistemas acuáticos (Thompson y Townsend, 2004; Oscoz et al., 2006), modificando la calidad de sus recursos, haciendo complejo independizar este factor de otras presiones antrópicas.

Las diversas actividades antrópicas utilizan el recurso acuático como fuente para propósitos domésticos, industriales e irrigación en la cuenca, y en la asimilación de la carga municipal e industrial y residuos de la agricultura (Soldner et al., 2004; Wang et al., 2007), que si bien son servicios ambientales que ofrecen las cuencas hidrográficas, su sobreexplotación sin una adecuada gestión modifica las características físicas y químicas naturales de los sistemas lóticos. Las estructuras comunitarias también son modificadas, condición que permite que las comunidades acuáticas puedan ser utilizadas como indicadores de calidad integral de los sistemas acuáticos, aunque muchas veces permiten conocer información más bien general, que no identifica qué causa el problema.

Para evaluar la degradación de los sistemas acuáticos existen diferentes metodologías. Algunas, centradas en el componente biótico, utilizan organismos como indicadores biológicos y están bastante desarrolladas en Europa, EEUU y algo menos en Latinoamérica (DeWalt et al., 1999; Maxted et al., 2000; Klemm et al., 2002; Figueroa et al., 2003; Bonada et al., 2006; Figueroa et al., 2007).

Por otro lado están los índices referentes a los componentes abióticos, que evalúan directamente la calidad física y química del agua, y un tercer elemento que evalúa las condiciones de hábitat para sustentar la biota, tales como los índices de calidad de hábitat y estructura de ribera, separados o reunidos en índices de calidad fluvial (Barbour et al., 1999). Frente a esta batería de herramientas resulta difícil determinar la causalidad de los factores específicos que puedan influir sobre la composición de la comunidad biológica, por lo cual interesa relacionar los diferentes componentes e intentar definir cuál o cuáles son los factores determinantes sobre la biota. Este estudio es una aproximación multiparamétrica para definir aquellas variables que explican el estado ecológico de sistemas lóticos en una zona mediterránea de Chile.

El estudio se llevó a cabo en la Región del Biobío, centro-sur de Chile, donde tiene lugar una transición entre clima mediterráneo húmedo y clima templado húmedo del sur (Luebert y Pliscoff, 2005). Esta región tiene una alta presencia de actividad humana, especialmente en el área forestal, con amplias extensiones de reemplazo de bosque nativo por especies exóticas, especialmente Pinus radiata (D. Don) y Eucalyptus globulus Labill. Se seleccionaron 12 sitios de muestreo en 12 arroyos diferentes (Tabla I, Figura 1) desde la parte media a baja de tres cuencas forestales de la región: cuencas del río Carampangue (Ca01 y Ca02), del río Lebu, (Le01 y Le 02) y del río Paicaví (Pa01 a Pa08). En cada caso se determinó el porcentaje de los diferentes usos del suelo de las subcuencas en los sitios estudiados, empleando el programa Arcview SIG 3.2 (ESRI, 1999) con capas temáticas de uso de suelo y límites de cuenca.

Para la caracterización físico-química de la columna de agua se determinó caudal, temperatura, O₂ disuelto, pH, conductividad eléctrica, sólidos disueltos, sólidos sedimentables, sólidos suspendidos totales, dureza, turbidez, nitrito, amonio, P total, sulfato, Al, coliformes fecales y coliformes totales (Tabla II), siguiendo los métodos estandarizados de APHA-AWWA-WPCF (1995).

Para establecer la calidad fluvial de los arroyos estudiados se basó en lo establecido por la USEPA (Barbour et al., 1999) considerando las siguientes características: sustrato para la epifauna, caracterización del sustrato, variabilidad del canal, depositación del sedimento, estado del flujo del canal, sinuosidad del canal, estabilidad de riberas, ancho de la zona con vegetación y la protección de ésta. A cada característica se le entrega un puntaje entre 0 y 20 de acuerdo a las aptitudes del hábitat, contabilizando una ponderación pobre (puntaje 1-5), marginal (6-10) subóptima (11-15) y óptima (16-20). Una lista explicativa de las características y los respectivos puntajes pueden ser solicitados a la autora de correspondencia del presente artículo.

Se realizó una aproximación cualitativa de macroinvertebrados mediante una red de 250μm de abertura de malla (ASTM, 1989), revisando todos los microhábitat disponibles en cada arroyo en una franja de 50m. Todas las muestras fueron fijadas con etanol 90% y transportadas a laboratorio. La identificación se realizó consultando literatura especializada en la taxonomía de cada grupo (Illies, 1963; Flint, 1979, 1983; Caamaño, 1985; Fernández y Domínguez, 2001; Domínguez et al., 2006). Para el total de muestra recolectada para cada sitio estudiado se calcularon los índices comunitarios de Riqueza de taxones (S), Diversidad de Shannon (H’), Equitatividad (J’), Dominancia (D) y porcentaje de Ephemeroptera, Plecoptera y Diptera (%EPT).

Para la evaluación de la calidad biológica se utilizó el índice biótico de familias (ChIBF), que considera abundancia de individuos para cada familia y se aplicó las tolerancias definidas por Figueroa et al. (2007) para familias de macroinvertebrados de Chile Central, clasificando así el tramo de un río de Clase I (excelente) a V (muy malo).

Se realizó un análisis exploratorio mediante correlaciones entre los índices comunitarios, las variables físico-químicas y los índices bióticos aplicados. Además, se calcularon correlaciones entre el ChIBF y el índice de calidad fluvial (ICF) y con los criterios individuales del ICF relacionados con la vegetación ribereña. Posteriormente, se realizó un análisis de PCA, en primer lugar con las variables físicoquímicas para establecer cuáles fueron las que explicaron mejor el ordenamiento de los sitios estudiados, y en segundo lugar con las abundancias relativas de las familias registradas en los sitios de estudio. Para estudiar la relación entre la comunidad biológica y las variables físicoquímicas se realizó una regresión entre los valores propios del PCA con datos biológicos y los valores medidos de las variables.

El análisis de cobertura permitió observar que todas las cuencas tienen algún grado de intervención antrópica asociados a la actividad forestal y urbana. Las áreas de cada cuenca se muestran en la Tabla I, donde se aprecia que la cobertura de bosque nativo varió entre 0 (sitios Le01) y 40% (Pa01 al 04). El porcentaje de plantaciones exóticas fluctuó entre 25 (Pa07 y 08) y 85% (Ca02, Le01). En algunos sitios se observan influencias desde centros urbanos ocupando de 5 (Le01) a 30% (Pa07 y 08) de las superficies de las cuencas.

Respecto a la caracterización físico-química de la columna de agua (Tabla II), se observó valores homogéneos de temperatura (T), O₂ disuelto (OD) y pH, siendo la T media de 15,9 ±2,46ºC en verano y de 10,5 ±1,44ºC en invierno. El OD tuvo una media de 9,66 ±0,59mg·l^-1 en verano y en invierno de 10,68 ±0,38mg·l^-1. El pH promedio fue de 7,43 ±0,26 en verano y 6,62 ±0,29 en invierno. Al contrario, la conductividad fue más variable, con media de 390,3 ±1178μS·cm^-1 e intervalo de 15-4130, siendo este último valor (en Le02) muy alejado de los otros; la conductividad media en invierno fue de 18,08 ±11,13μS·cm^-1. Otras variables que también tuvieron importante variabilidad fueron los sólidos disueltos y la turbidez. Los sólidos disueltos presentaron una media de 195,4 ±588,9mg·l^-1 (8-2065) en verano y de 9,08 ±5,52 en invierno. La turbidez del agua medida tuvo una media 1,58 ±1,92NTU con valores entre <1,0 y 5,2 en verano, y de 42,9 ±55,94 (10,3-205,1) NTU en invierno. La dureza media en verano fue de 48,78 ±118,60mg CaCO₃/l (8,4-396,2 en Le02), y en invierno de 6,63 ±1,91mg CaCO₃/l. Las concentraciones de sulfato (SO₄^-2) estuvieron por debajo del límite de detección (<2,5mg SO₄^-2/l) excepto en Le02, donde en verano se registró 150mg SO₄^-2/l y en invierno 7mg SO₄^-2/l. Los nitritos (NO₂^-2) y el amonio (NH₄⁺) presentaron bajas concentraciones (<0,005mg NO₂^-2/l) excepto en verano, cuando Le02 y Pa03 registraron concentraciones de nitrito de 0,016 y 0,037mg NO₂^-2/l, respectivamente. En verano, para el amonio solo Pa03 y 07 estuvieron sobre el límite de detección (>0,02mg NH₄⁺/l) con 0,14 y 0,09mg NH₄⁺/l, respectivamente, y en invierno Le02 conj 0,03mg. El P total tuvo una media de 0,042 ±0,029mg·l^-1 en el verano y de 0,094 ±0,078 en invierno (en Le02). En el caso de los coliformes fecales la media fue de 499,7 ±735,73NMP/100ml con un intervalo de 13 a >1600NMP/100ml y para los coliformes fecales fue de 653 ±794,10 NMP/100ml (de 50 a >1600) en verano. En invierno los coliformes fecales tuvieron una media de 96,25 ±118,18NMP/100ml con un intervalo de 4 a 350 y de coliformes totales de 686,56 ±836,58 NMP/100ml (6,8 a >1600).

La calidad de hábitat fluvial (ICF) también presentó diferencias importantes entre los sitios estudiados. Fueron registradas las calidades de los sistemas fluviales estudiados desde óptimo para Pa01 y Pa04, que obtuvieron evaluaciones con valores máximos de 20 puntos para la mayor parte de los criterios, hasta calidad pobre para Le02, que fue evaluado con categoría de pobre (0-5 puntos) en la mayoría de los criterios evaluados, excepto en la sinuosidad del canal (10 puntos) y alteración de éste (17 puntos). Detalles de todas las puntuaciones para los diferentes criterios considerados se encuentran en la Tabla I.

Enfatizando en los criterios relacionados con la vegetación ribereña, se consideró la estabilidad de laderas como pobre a Le01, por ser éstas inestables con elevada erosión. Al observar la protección de la vegetación ribereña se catalogó pobre en Le01 y Pa05, donde menos del 50% está cubierta por la vegetación y ésta está altamente interrumpida a lo largo del arroyo. En relación con la protección de vegetación, el ancho de ésta fue pobre en los sitios Pa03 y 05, ya que tenía menos de 6m de vegetación desde la orilla de la ribera. En las tres últimas características, el criterio solo fue óptimo para Pa01 y 04, que constaban de laderas estables, con ausencia de erosión y acumulación en bancos de sedimentos, más del 90% del tramo del arroyo estaba cubierto por vegetación nativa y el ancho de ribera era >18m, y las actividades humanas no afectaban directamente al área.

En relación con la biota acuática, fueron colectados en total 2162 individuos de macroinvertebrados bentónicos de todos los sitios estudiados, siendo Pa04 el de mayor abundancia (290 individuos). Los individuos encontrados fueron clasificados en diez grupos taxonómicos, la mayor parte de la clase Insecta. Los más frecuentes fueron de los órdenes Trichoptera con abundancia relativa media de 27,4 individuos; Diptera con 23,1 individuos y Plecoptera 17,9 individuos. Los índices comunitarios indican que la mayor riqueza de taxones fue en Pa04 y 05 (27 taxones) y la menor riqueza en Le02 con 2. La diversidad de Shannon (H’) obtenida fue entre 0,30 (Le02) y 2,68 (Pa04). La equitatividad (J’) tuvo valores entre 0,44 (Le02) y 0,83 (Ca02 y Pa08), y la diversidad de Simpson (Dominancia, D) 0,10 para Pa04 y 0,83 para Le02 (Tabla I).

De acuerdo al ChIBF (Tabla I) la mayor parte de los sitios estudiados, ubicados en la parte media de los ríos, obtuvieron puntajes de 2,50 (Ca02) a 4,70 (Le01) correspondiendo a una excelente y buena calidad del ambiente, respectivamente. Sin embargo, Le02 fue el único con un puntaje >7,26 (7,91), siendo clasificado con una calidad ambiental muy mala. Este sitio se localiza, a diferencia de los anteriores, en la parte baja de la cuenca del río Lebu.

Para las correlaciones entre las variables estudiadas (Tabla III) se consideraron significativos los valores de r >0,65 (n=11; p<0,05). Los resultados muestran que las variables físico-químicas como conductividad, sólidos disueltos y sulfato estuvieron estrechamente correlacionados, al igual que con %EPT (r= -1,00; p<0,05), ChIBF (r= 0,85; p<0,05) e ICF (r= 0,67; p<0,05). Además, la turbidez correlaciona muy bien con los criterios relacionados con la protección de las laderas (r= -1,00; p<0,05) y el ancho de la franja de vegetación (r= -0,99; p<0,05). Por otro lado, entre los índices comunitarios se correlacionaron bien H’ (r= 0,7; p<0,05) y %EPT (r= -0,86; p<0,05) con el ChIBF.

En el análisis de componentes principales (PCA) para las variables físico-químicas con todos los sitios estudiados, el Factor 1 explicó solo un 37,1% de la varianza de los datos. En este caso se mostró que en el Factor 1 se alejó en forma importante Le02-V, coincidiendo con lo observado en el cluster obtenido para las variables biológicas, probablemente debido a la alta influencia marina denotada por altos valores de conductividad (4130μS·cm^-1), sólidos disueltos (2065mg·l^-1) y dureza (386,2mg CaCO₃/l); secundariamente se apartaron los sitios Pa03-V y Pa07-V (Figura 2a). De manera exploratoria y por la influencia que tuvo Le02, se realizó el mismo análisis eliminando esta estación, observándose que los sitios se agruparon por época de muestreo (invierno-verano) y los sitios Pa03-V y Pa07-V se separaron de los demás en el periodo de verano (Figura 2b), debido a su cercanía a centros urbanos.

En este caso el Factor 1 explica el 61,0% de la varianza de las variables, donde las que más se relacionan con este Factor son la conductividad (r= -0,94; p<0,05), sólidos disueltos (r= -0,94; p<0,05), O₂ disuelto (r= 0,92; p<0,05) y dureza (r= -0,92; p<0,05), pudiendo esta última relacionarse con una condición o comportamiento relativamente natural e influenciado por las avenidas invernales. Por otro lado, el Factor 2 explica 18,6% de la varianza, siendo los sólidos suspendidos totales (r= -0,62; p<0,05), nitrito (r= -0,58; p<0,05) y amonio (r= -0,57; p<0,05) las variables más importantes y que muestran una influencia de origen antrópico.

En el PCA con datos biológicos (Figura 3) se observa una diferenciación menor en el ordenamiento de los sitios de estudio. El primer factor de ordenamiento explica el 20,4% de la varianza de los datos, teniendo mayor correlación con las familias Eustenidae (r= -0,79; p<0,05), Coloburicidae (r= -0,76; p<0,05), Psephenidae (r= 0,73; p<0,05) y Coridalidae (r= 0,73; p<0,05). En el segundo eje se explica el 15,6%, correlacionandose con las familias Chironomidae (r= -0,66; p<0,05), Hydrobiosidae (r= -0,65; p<0,05), Caenidae (r= 0,64; p<0,05) y Grypopterigidae (r= 0,62; p<0,05). En cuanto a la relación entre la comunidad biológica y variables físico-químicas, presentó una regresión significativa con nitrito (R² ajustado= 0,621; p=0,01)

Los cambios hidrológicos y perturbaciones físicas (alteración de hábitat, uso del suelo de la cuenca de drenaje) y contaminación puntual o difusa de tipo química, son los procesos más comunes de deterioro de los sistemas fluviales (Verdonschot, 2000). Estas variables han sido tradicionalmente evaluadas en paralelo pero con resultados individuales. No obstante, un problema a nivel de cuenca requiere de una aproximación más compleja, puesto que los ríos reflejan varias de las actividades que se desarrollan en el área de drenaje y responden de diversas formas según el periodo de evaluación. El reconocimiento de otras variables de importancia como lo son las comunidades biológicas del sistema fluvial (Maul et al., 2004; Guevara-Cardona et al., 2006; Figueroa et al., 2007) o los estados de conservación de la zona ribereña (Boothroyd et al., 2004; Sweeney et al., 2004; Ríos y Bailey, 2006), es otro ejemplo de la complejidad del problema.

En el presente estudio se reconoció a Le02 como el sitio con mayor impacto tanto en el aspecto físicoquímico como biológico. Esto también fue observado mediante la aplicación del índice biótico ChIBF y el índice de la estructura fluvial (ICF). Al respecto, el PCA permitió identificar las variables temperatura, O₂ disuelto, conductividad, sólidos disueltos y dureza como las que mejor explican el funcionamiento de los sistemas estudiados, y se asocia a la ubicación de Le02 en la desembocadura del río Lebu, un área de alta influencia marina y con diferentes presiones antrópicas, especialmente urbanización. El ejercicio de aislar esta estación de los análisis, mostró que se repitieron las mismas variables que explican el primer componente, aunque con diferente orden de importancia (conductividad, sólidos disueltos, O₂ disuelto y dureza) y eliminó la variable temperatura como relevante. Esta aproximación permitió obtener una mayor definición entre los sitios de muestreo y períodos estacionales (invierno-verano), reflejando un fuerte comportamiento natural asociado al arrastre de invierno causado por un aumento de caudal debido a mayores precipitaciones en esta época.

Las diferencias que se dan entre estas variables tienen que ver con la estacionalidad de las condiciones climáticas, que influyen sobre el caudal de los arroyos vinculado estrechamente con deshielos y la falta de caudal en época de estiaje e intensidad de las precipitaciones en época de crecida (Kazi et al., 2009), lo cual se aprecia también en el segundo componente que asocia los sólidos suspendidos totales con nitrito, amonio y coliformes fecales, indicando la presión antrópica que se hace más evidente en los períodos estivales.

Resultados semejantes han sido observados en otras regiones climáticas como ríos en el noreste del Mississippi en Norte América (Maul et al., 2004) donde los sólidos disueltos, fósforo, amonio y conductividad fueron importantes para definir la estructura de la comunidad de macroinvertebrados, en el río Langart, Península de Malasia (Azrina et al., 2006) donde las variables importantes fueron la conductividad y los sólidos suspendidos, y en el río Yaque, norte de la República Dominicana (Soldner et al., 2004), donde las variables relevantes fueron temperatura, conductividad, dureza, O₂ disuelto y porcentaje de superficie ocupada por bolones en el lecho del río en estudio.

Al respecto, Debels et al. (2005) observaron que para un río de similar región climática, las variables que mejor explicaron la varianza fueron amonio, conductividad y O₂ disuelto, además de ortofosfatos, DBO₅ y DQO. La diferencia en las variables corresponde a los diferentes usos de la cuenca estudiada, donde el uso urbano y agrícola-industrial es más relevante. No obstante, es posible diferenciar períodos estacionales, reflejando un efecto combinado.

La aproximación biológica diferenció al sitio Pa08 como más distante en relación a la composición de la comunidad de macroinvertebrados. En este sentido, el estudio de macroinvertebrados bentónicos como organismos indicadores de calidad de agua, permite estimar si han sido afectados por cambios químicos o físicos de su hábitat, pero no indica directamente cuál es la causa específica que los afecta, que debe ser estimada por su asociación con información de hábitat físico y potenciales fuentes de estrés (Figueroa et al., 2003). Esta aproximación mostró una relación estrecha con nitrito, siendo la variable química que estaría determinando la composición de la comunidad y el ordenamiento encontrado en el PCA, lo cual se relaciona con la presencia de poblamientos humanos y diferentes usos del suelo.

La conductividad y los sólidos disueltos tienen, además, una correlación significativa con ChIBF e ICF y negativa con %EPT. A su vez, ChIBF y %EPT mostraron una alta correlación (r= -0,86), resultado observado también por Astin (2006), señalando la utilidad de los bioindicadores en la evaluación del estado de salud de sistemas acuáticos (Norris y Hawkins, 2000). Entre los criterios que considera el ICF, aquellos relacionados con la calidad de las riberas (protección de laderas y ancho de vegetación ribereña) tienen una fuerte correlación negativa con la turbidez, lo cual refleja un mayor transporte de material disuelto, especialmente en períodos de lluvia, y que pueden asociarse a la falta de una buena protección vegetacional de ribera. Esto sugiere que el mantenimiento de la vegetación ribereña es importante para reducir la carga de sedimentos transportados hacia los ríos (Jones et al., 2001; Quinn et al., 2004; Chang, 2008), dar estabilidad a las laderas (Lyon y Gross, 2005) y con ello, aportar a una buena calidad de hábitat fluvial e integridad biótica de ríos (Stone et al., 2005).

Al hacer referencia a los sitios con buena calidad, en el caso del ChIBF, los sitios están ubicados en la parte media de la cuenca en todos los casos estudiados. Esto fue semejante a los estudios realizados por Figueroa et al. (2003, 2007) quienes encontraron que el ChIBF en la cabecera de las cuencas mostró una calidad excelente, en la parte media de buena a relativamente mala, y una muy mala calidad en el cierre de la cuenca, lo que en el presente estudio está representado por Le02. En el caso del ICF, los sitios con mejor calidad están emplazados en cuencas con mayor porcentaje de vegetación nativa y menor intervención antrópica. En base a los resultados obtenidos, se puede afirmar que existe una concordancia en lo que indican ambos índices, siendo complementarios en la señal que entregan en relación a la calidad ecológica de los sistemas acuáticos. En el presente estudio no se encontró una correlación significativa entre los índices ChIBF e ICF con los valores de nutrientes registrados, contrario a lo indicado por Figueroa et al. (2003) y Wang et al. (2007), lo cual puede ser explicado por el tipo de presión que reciben estas cuencas, principalmente de grandes centros urbanos. En cambio, en el presente estudio, los impactos fueron por el recambio del bosque nativo en parte importante de la cuenca y por el estado de las riberas de los ríos y, consecuentemente, la pérdida de características naturales de estos sistemas. Sin embargo, el ChIBF en ambas situaciones permite evaluar el impacto sobre las comunidades acuáticas.

Finalmente, este estudio permite validar la aproximación multiparamétrica para la evaluación del estado integral de un sistema fluvial, considerando todos los aspectos que ellos involucran, es decir, caracterización físico-química de la columna de agua, calidad del área ribereña y de la condición del hábitat fluvial, factores que determinan la calidad ecológica de los sistemas fluviales y por ende, puede ser reflejada en la condición biológica que se expresa en los índices bióticos. Todos los parámetros, en conjunto, entregan información relevante con respecto al estado de salud del ecosistema y permiten definir medidas de gestión para su conservación o restauración.

Los autores agradecen al Centro EULA-Chile de la Universidad de Concepción, Chile, por el apoyo e infraestructura. Al Sr. Waldo San Martín por su colaboración en terreno y Alejandra Oyanedel por sus valiosos comentarios al manuscrito.

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