Calidad ambiental de ríos y arroyos en el centro de México: posibilidades para evaluar la integridad ecológica de microcuencas

Calidad ambiental de ríos y arroyos en el centro de México: posibilidades para evaluar la integridad ecológica de microcuencas Ricardo Miguel Pérez Munguia. Facultad de Biología, Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo. pmungiaricardo@gmail.com. Raúl Pineda López. Facultad de Ciencias Naturales Biología, Universidad Autónoma de Querétaro. jtamc@yahoo.com, rfpineda@uaq.mx Resumen Los daños provocados en los sistemas lóticos son multidimensionales y reflejan de manera amplia el estado de integridad ecológica de microcuencas. Estos daños pueden reconocerse con distintas estrategias metodológicas: en México se emplea de manera oficial el Índice de Calidad del Agua (ICA), como la única forma para determinar la condición de los ecosistemas acuáticos; sin embargo, este método solo informa sobre daños derivados de la contaminación fundamentalmente orgánica y es poco útil para reconocer otros tipos de impactos. La creciente necesidad para evaluar estos importantes recursos acuáticos superficiales y tomar acciones orientadas hacia la conservación de los mismos, exige formas de evaluación costo eficientes, científicamente válidas y ambientalmente benignas. Adicionalmente, estas evaluaciones deben ser además de fácil acceso al público, que faciliten la toma rápida de decisiones y, al mismo tiempo, que ofrezcan certidumbre sobre las acciones emprendidas para la conservación. En este estudio, se hace una propuesta validada sobre un método que integra principios geomorfológicos, evaluación del hábitat y de integridad biótica, para integrar un modelo de evaluación que ofrece bases numéricas para priorizar acciones de conservación y manejo en cuencas. Degradación de cuencas y su efecto en los ríos y arroyos La integridad funcional de una cuenca o microcuenca depende en gran medida de la interrelación de sus componentes biofísicos y socioeconómicos, bajo esta perspectiva, las condiciones ecológicas de los arroyos y ríos reflejan muchos de los procesos de alteración que afectan al integridad funcional. Los impactos más comunes sobre arroyos y ríos se pueden subdividir en tres categorías: 1) Disturbios en la forma física; 2) Cambios en la descarga de agua y 3) Introducción de materia orgánica y sustancias químicas (Lindegaard 1995); además de la introducción de especias no nativas, que provocan lo que se denomina como contaminación biológica. En su conjunto estas afectaciones han disminuido la calidad ambiental de estos ecosistemas, en 1996 Gibbson et al., propusieron que las afectaciones (químicas, físicas y/o biológicas) a los sistemas acuáticos, se reflejan en daños en la condición y el funcionamiento de las comunidades bióticas. De acuerdo con Raven et al. (1998 en Barbour et al 1999), el hábitat y la diversidad biológica en sistemas lóticos están cercanamente relacionados. Los estudios hechos bajo esta perspectiva, han permitido reconocer que los procesos que degradan a los sistemas acuáticos pueden causar dos tipos de impacto principales: 1). Degradación física, que altera básicamente los substratos donde puede habitar la biota. Además de modificar la velocidad de la corriente en los sistemas lóticos, lo que por sí misma puede modificar la estructura del cauce incrementando la pérdida de substratos; al mismo tiempo que se pierden refugios, zonas de reproducción y alimentación para la biota acuática. Estos procesos con frecuencia afectan el estado más probable de un cauce, que de acuerdo con Rosgen (1996), corresponde con el tipo de corriente; el que ha sido conformado por los procesos geomórficos longitudinales y transversales, asociados a la dinámica del agua

y sus procesos de disipación de energía. Estas alteraciones estructurales en el hábitat han sido consideradas entre las mayores fuentes de estrés en los sistemas acuáticos e indicadoras de alteraciones en la funcionalidad de una cuenca. 2). La degradación en la calidad del agua, como consecuencia de las actividades que conducen a la contaminación orgánica e inorgánica, tanto por fuentes puntuales como no puntuales en los sistemas riparios. Desde el punto de vista hidrológico, si una corriente no ha sufrido alteraciones provocadas por el hombre, suficientes para modificar su estado más probable, los procesos de disipación de la energía, siguen siendo ordenados por las fuerzas geomórficas y en consecuencia el río conserva sus mecanismos resilientes. Si los procesos físicos que estructuran los cauces se conservan, también se espera que la corriente, la morfología de cauce y los taludes de las riberas, se encuentren conservados. Entre las diversas formas de evaluar la calidad ambiental de los cauces, Barborur et al. (1999), desarrollaron un protocolo para evaluar la Calidad del Hábitat, con base en los componentes de la estructura que disipan energía: sinuosidad, materiales del fondo y de las riberas, presencia de puntos de retención, condiciones de la vegetación de las riberas y zona riparia y la condición de la planicie de inundación. La valoración visual de la calidad del hábitat, emplea variables en microescala, como la estimación del embebimiento de los substratos y otras en macroescala como es el tipo de corriente. En su conjunto este protocolo es una forma de evaluar las posibilidades de asentamiento de la biota, calificando en forma individual a cada variable, permite estimar aquellas en que se encuentre algún grado de degradación. Como estrategias para monitorear estas alteraciones en los sistemas acuáticos, se han diseñado los índices bióticos que con frecuencia emplean como nivel de identificación la familia y/o el género, por lo que los índices son costo eficientes y fáciles de usar. Estos índices además permiten no solo detectar a la contaminación orgánica; sino también otros tipos de afectaciones (Dall et al. 1995; Barbour et al. 1999). En el diseño de éstos índices para efectos de monitoreo se ha privilegiado el uso de las comunidades de macroinvertebrados, debido a su sensibilidad para reflejar condiciones crípticas de los sistemas acuáticos (Porter et al. 2000 y Karr 1993). La creciente necesidad de tomar decisiones rápidas sobre los sistemas lóticos, surgida de las alteraciones y pérdida de estos recursos, es la que ha conducido hacia el diseño de sistemas de monitoreo sobre estos ambientes acuáticos. En nuestro país solo se ha normalizado el Índice de Calidad del Agua (ICA), que no reconoce las alteraciones morfológicas sobre los cauces y con frecuencia está limitado al tratar de explicar sobre la integridad biótica que ocurren en ellos. Esto debido a que no necesariamente aguas con excelente calidad significan que los ambientes están conservados. Por sistemas canalizados fuertemente alterados pueden correr aguas de excelente calidad. En cambio los protocolos de valoración rápida expuestos para determinar el estado más probable, la calidad del hábitat y la integridad biótica, pueden explicar rápidamente sobre el estado de conservación de los ecosistemas acuáticos y, en virtud de su simplicidad, pueden integrarse en sistemas de monitoreo. Lo que hace de ellos herramientas útiles y de fácil aplicación en la toma de decisiones sobre la conservación de nuestros recursos acuáticos. En este trabajo se pretende monitorear la condición ambiental de los arroyos y ríos del centro de México, aplicando principios de geomorfología, calidad del hábitat e integridad biótica; para proveer de las bases tendientes a la conservación y rehabilitación de estos ecosistemas acuáticos y de manera adicional, proporcionar información sobre la integridad funcional de microcuencas.

Constr ucción de la pr opuesta Para el cumplimiento de los objetivos planteados se siguieron tres ejes metodológicos: 1) La determinación del tipo de la corriente, con base en los criterios del estado más probable. 2) valoración de la calidad del hábitat, con base en los criterios de la calidad ambiental visual, y 3) La condición de los sitios de referencia con base en información biológica. Los métodos fueron aplicados empleando la escala de tramo en 22 localidades (20 microcuencas)(tabla 1), que representan distintos grados de perturbación, desde sitios muy degradados (cuando la calidad del hábitat estimada correspondió a la categoría pobre) a sitios conservados (cuando la calidad del hábitat estimada fue óptima). Tabla 1. Sitios de muestreo, para el modelo de monitoreo y evaluación de la calidad ambiental de los sistemas lóticos del Centro del País. Localidad Municipio Estado Río Chiquito 1 Morelia Michoacán Rio Chiquito 2 Morelia Michoacán Río Chiquito 3 Morelia Michoacán EL CARACOL Morelia Michoacán Km23 Morelia Michoacán Puerto Garnica Hidalgo Michoacán El Pescadito Uruapan Michoacán Rodilla del Diablo II Uruapan Michoacán Cascada Chorro Prieto Morelia Michoacán El Ciruelo La Huacana Michoacán Puerto la Playa La Huacana Michoacán arroyo del paso hondo La Huacana Michoacán El Establo Angangueo Michoacán Planta Tratamiento Huámito La Huacana Michoacán El Chilar Nueva Italia Michoacán Apupátaro Los Reyes Michoacán Hierba Santa Azinyahualco Guerrero El Tejocote Lagunillas Jalisco San Juan Atotonilco el Alto Hidalgo Los Hoyos Amanalco de Juarez Estado de México San Pedro Huimilpan Querétaro Zempoala Huitzilac Estado de Morelos Para estipular el tipo de cauce con base en las características del flujo del cauce activo y los procesos de disipación de la energía, se empleó el protocolo de Rosgen (1996), el cual se complementa con la metodología de Bunte y Abt (2001), para determinar el tipo de substrato, empleando el criterio D 50. Los resultados se categorizaron con valores adimensionados empleando los siguientes criterios: 0. El sistema ha sido geomórficamente modificado de cualquier tipo al tipo D o DA en áreas que no corresponden con planicies costeras. O bien el sistema ha sido canalizado artificialmente y no puede determinarse el estado mas probable. 1. 1. Cuando las variable de sinuosidad, tasa ancho/profundidad y/o confinamiento, han sido suficientemente

alteradas para modificar el tipo de cauce, pero no a un tipo D o DA. 2. Cualquiera de las variables ha sido alterada pero no se ha modificado el tipo de cauce 3. Cuando el sistema encontrado corresponde al tipo esperado y ninguna de las variables está fuera del rango predicho. El segundo eje se empleó para valorar la Calidad del hábitat (ICAV)con base en el protocolo de Barbour et al. (1999). Se utilizó el criterio de gradiente bajo, en las zonas de poca pendiente, mientras que en las zonas de pendientes moderadas y altas, se empleó el criterio de gradiente alto. Los muestreos se llevaron a cabo en corrientes perennes, pues es en este tipo de sitios donde ocurren las condiciones para el establecimiento de comunidades acuáticas. Solo se muestreó en la época de sequía pues de acuerdo a Barbour et al. (1999), es cuando las comunidades acuáticas son más estables y se minimiza el efecto de deriva provocado por las variaciones en el flujo durante la época de precipitaciones (Karr 1987; Fleituch 1992; Lyons 1992; Dall 1995 y An et al. 2002). Las muestras de macroinvertebrados acuáticos para la determinación de la integridad biótica, se hizo con base en el protocolo desarrollado por Pérez Munguia y Pineda López (2005), este índice está constituido por variables de respuesta ligados a la calidad ambiental, además de usar variables que son sensibles a los impactos humanos, según lo recomendado por Klemm et al. (2003). La identificación taxonómica de los organismos se hizo hasta el nivel de familia, pues conforme a Mitchel et al. 1995 y Williams y Gaston 1994, el nivel de familia es un buen estimador de la diversidad. La determinación taxonómica se hizo con base en los criterios Merrit y Cummins (1996), Wiggins (1994) y Pennak (1989). Para cada familia se asignaron el valor de tolerancia, el gremio trófico y los hábitos de vida. Las valencias de tolerancia se obtuvieron con los criterios de Mandaville (2002) y Barbour et al. (1999). Empleando el paquete estadístico JMP v.6 (SAS 2005) se hicieron los análisis multivariados que buscaron las relaciones entre el índice de integridad basado en las asociaciones de macroinvertebrados acuáticos y las variables ambientales medidas; así como con el índice de calidad ambiental. Propuesta de conservación La geomorfología de los sitios, la valoración de la calidad del hábitat y de integridad biótica, reúnen información ambiental y biológica, que permitieron establecer una propuesta de conservación de los sitios, basada en principios de biovaloración, ambientalmente benignos, con validez científica que han resultado del rigor estadístico sobre múltiples mediciones ambientales y biológicas, cuyas relaciones permiten sostener programas de conservación con una visión más holística de los procesos ecosistémicos. Los valores de los índices, se reclasificaron para obtener las categorías de conservación, bajo el modelo de arriba abajo, considerando que los sitios de mayor prioridad de conservación son aquellos mas alta calidad del hábitat e integridad biótica y los de mínima prioridad son los que tuvieron los más bajos valores en ambos índices. Con estas bases numéricas los sitios fueron agrupado estadísticamente.. Qué encontramos? En la Tabla 2 se resume la información de los tipos de cauce encontrados, de la Integridad Biótica (IIBAMA) y el Índice de Calidad Ambiental Visual (ICAV). Con base en los análisis geomorfológicos se encontró que la condición general en los sitios de muestreo es que los impactos físicos que alteran al cauce, no han modificado sensiblemente el estado más probable, lo que hace que los procesos de disipación de energía continúen siendo ordenados por las fuerzas geomorfológicas, en

consecuencia los sistemas siguen conservando su capacidad resiliente. Aunque existen algunos sitios en los que estas alteraciones han modificado el tipo de cauce conforme al estado más probable. Tabla 2. Resultados de los tipos de cauce, Integridad Biótica y Calidad del hábitat; en los sitios de referencia.(aquí agregar tipo de cuenca esperada) Sitios Tipo Cat. Cauce IIBAMA Cat. IIBAMA ICAV Cat. ICAV Río Chiquito 1 F3 2 17 bueno 163 óptimo Rio Chiquito 2 F3 2 16 regular 154 subóptimo Río Chiquito 3 ND 0 9 pobre 54 pobre EL CARACOL B3c 3 24 excelente 186 óptimo Km23 B3c 2 20 bueno 136 subóptimo Puerto Garnica D6 0 7 pobre 98 marginal El Pescadito B4c 2 22 excelente 166 óptimo Rodilla del Diablo II B4c 2 23 excelente 166 óptimo Cascada Chorro Prieto F1 2 10 pobre 124 subóptimo El Ciruelo C5c 2 15 regular 144 subóptimo Puerto la Playa C3 2 23 excelente 152 subóptimo arroyo del paso hondo B4a 3 24 excelente 163 subóptimo El Establo E5b 2 20 bueno 139 subóptimo Planta Tratamiento Huámito ND 0 7 pobre 71 marginal El Chilar B5c 1 6 pobre 62 marginal Apupátaro B3 1 6 pobre 102 marginal Hierba Santa B4a 3 22 excelente 166 óptimo El Tejocote B4 2 15 regular 132 subóptimo San Juan B3c 1 19 bueno 138 subóptimo Los Hoyos G4c 2 16 regular 125 subóptimo San Pedro C3 2 13 regular 122 subóptimo Zempoala G2 3 22 excelente 164 óptimo En negritas y subrayado se resaltan los sitios con los daños más severos y en negritas los sitios con daños severos. En los sitios más alterados que corresponden al río Apupátaro, San Juan y San Pedro los daños más frecuentes a los ríos y arroyos en el área de estudio, están asociados a la tendencia a la canalización como resultado de la construcción de puentes, que tienen sus soportes dentro de la zona ribereña y del área de inundación. También es frecuente la modificación y pérdida de los rápidos, como resultado de la construcción de represas que buscan crear espacios para la captura de agua en sitios asociados a la agricultura. En su conjunto estos impactos han alterado los procesos de disipación de la energía del caudal, derivando en la disminución y pérdida de la sinuosidad; la modificación del la relación entre el ancho y la profundidad, tendiendo hacia el aumento proporcional del ancho del cauce y la modificación de los materiales del sustrato, tendiendo en general a disminuir el tamaño de los sustratos esperados como al tipo de río determinado. En términos geomorfológicos, los daños más severos se encontraron en las siguientes localidades: En El Chilar, la construcción de los puentes Cuates en la carretera federal Cuatro Caminos a Arteaga, ha modificado al tramo del río Telpacatepec, en el cual de un tipo C, que corresponde a valles, ahora se tiene un cauce de tipo B5c, como consecuencia de la disminución de su capacidad de transporte de materiales, que ha formado depósitos anormales de sedimentos, al mismo tiempo que ha

aumentado el confinamiento del agua. En el Puerto Garnica, donde la construcción de la carretera federal No. 15 en conjunto con la deforestación de la zona, han provocado que el río haya cambiado de un tipo A, propio de ambientes de montaña, a un tipo D, que corresponde a zonas de planicie costera, este es uno de los mayores impactos que pueden provocarse a los cauces. Los sitios denominados como río Chiquito 3 y Planta de Tratamiento del Huámito, los impactos han modificado a los cauces hasta transformarlos en canales, lo que no permitió determinar los tipos de cauce. El análisis de comparación de medias de las categorías codificadas con base en la geomorfología, muestra que los sitios que pertenecen a una categoría determinada tienen diferencias estadísticamente significativas con otros de distinta categoría (Tabla 3). Lo que refleja que el cambio estructural en el cauce es resultado de la alteración de las variables medidas. Tabla 3. Análisis de comparación de medias entre las categorías geomorfológicas. Los valores positivos representan diferencias significativas. Dif=Mean[i] Cat. 3 Cat. 2 Cat. 1 Cat. 0 Mean[j] Cat. 3 0 26.5962 87.75 95.4167 Cat. 2 26.5962 0 61.1538 68.8205 Cat. 1 87.75 0 7.6667 61.1538 Cat. 0 95.4167 7.6667 0 68.8205 Alpha = 0.05 Evaluación del Hábitat Con base en la metodología empleada, los sitios de referencia se pudieron clasificar en la serie calidad Óptima, Subóptima y Marginal. En la tabla 2, se aprecia que las calificaciones variaron de 547 a 186 puntos ( X = 137.14 S =32.91). Los extremos están representados por el sitio Río Chiquito 3, el que obtuvo la calificación más baja; en este lugar los impactos humanos datan del siglo XIX, pues ahí fue instalado un molino, por lo que se hicieron obras para desvío del canal, desde la década de los años 60 s, el sitio ha sido canalizado, con revestimiento de piedra y concreto las riberas y los substratos, lo que ha resultado en la homogeneización del hábitat. Mientras que El Caracol tiene la más alta calificación, en el que no solo el canal, sino la microcuenca ha sido poco afectada y actualmente se encuentra bajo manejo de conservación por los habitantes de la zona. Las alteraciones más frecuentes en los sitios de referencia, son la disminución de la cubierta vegetal de las riberas, la disminución y pérdida de la cubierta vegetal de la zona riparia y las alteraciones de los cauces por el reacomodo de los materiales del substrato, obras de derivación y desviación de agua, construcción de puentes, diques, caminos y recubrimiento de las riberas con materiales de construcción. En su conjunto estas alteraciones, resultan en un desordenamiento de los procesos de disipación de energía y la entrada de materiales finos al substrato, que provocan el embebimiento de los substratos. Al mismo tiempo que se pone de manifiesto un depósito irregular de sedimentos, debido a que disminuye la capacidad de transporte del agua lo que genera un proceso redundante en la disipación de la energía del agua. La erosión de las riberas en conjunto con la disminución de la protección de la cubierta vegetal a las zonas ribereña y riparia, además de participar en las alteraciones anteriores, también provoca pérdida de heterogeneidad espacial, debido a que la forma y los materiales de los estanques tienden a ser homogéneos, además de alterar el estatus del flujo y con ello disminuye el área sumergida. El patrón general provocado por el efecto múltiple de estos impactos es la disminución de la capacidad resiliente de los ríos en cuanto a sus procesos de autodepuración, además de la disminución y pérdida de las posibilidades del establecimiento de la biota acuática, lo que particularmente es relevante para los macroinvertebrados con modelos adaptativos de microespecialización. Integridad Biótica

En la tabla 2, se muestran los valores del índice en los sitios de referencia, estos variaron entre 6 y 24 puntos ( X = 17 S = 5.8), que son los extremos máximos que pueden obtenerse con el protocolo utilizado. Por los valores del Índice de Integridad Biótica, los sitios de referencia, se agrupan en las cuatro categorías indicadas por Pérez Munguia y Pineda López (2005), el 33% tienen integridad excelente, el 24% son de integridad buena, el 19% son regulares y el 24% son de integridad pobre. Aunque el valor más bajo de integridad, obtenido en el río Apupátaro, no coincide con el sitio de menor calidad del hábitat, Río Chiquito 3, en general los valores más bajos del índice coinciden con los sitios calificados con calidad marginal. En tanto que los valores máximos de integridad coinciden con los sitios de mayor calidad del hábitat, El Caracol y Arroyo del Paso Hondo, en los cuales todas las variables de la calidad están calificadas como óptimas. Los análisis de correlación paramétrica y no paramétrica entre los resultados de geomorfología, de calidad del hábitat y de integridad biótica, empleando los coeficientes de Pearson y Spearman, muestran que entre estos se encuentran fuertemente correlacionados, con valores que van de 0.8159 a 0.8846 ( X = 0.8501; S = 0.033). Los análisis de ANOVA (figura 1), muestran que los impactos a la estructura geomorfológica del cauce (categoría del cauce) se manifiestan en los índices de Integridad Biótica (IIBAMA) y de Calidad Ambiental (ICAM). Lo que significa que mientras más severas sean las afectaciones físicas hechas a los cauces, más fuertemente disminuye la calidad ambiental y los macroinvertebrados responden rápidamente a estas condiciones de degradación del ambiente. 25 20 200 175 150 IIBAMA 15 ICAM 125 10 100 75 5 0 1 2 3 Categoría del Cauce Tukey Kramer 0.05 50 0 1 2 3 Categoría del Cauce Tukey Kram er 0.05 R 2 0.765091 Prob>F 0.0001 R 2 0.812503 Prob>F <.0001 La prueba de Tukey Kramer, entre el ICAM y el IIBAMA, reveló que entre sitios de calidades del hábitat óptima y subóptima, existe la posibilidad de mostrar valores similares de integridad, sin embargo, esto no ocurre con relación a sitos de calidad ambiental marginal. La relación encontrada entre los valores de integridad biótica y la calidad del ambiente, es similar a la encontrada en diferentes estudios que han empleado a los macroinvertebrados acuáticos para el diseño de modelos de monitoreo ambiental en ríos y arroyos, tales como los hechos por Pérez Munguia et al (2006), Klemm et al. (2003), Weigel et al. (2002), Porter et al. (2000), Simic y Simic (1999) y Caicedo y Palacio (1998). Propuesta final de monitoreo y evaluación Las relaciones encontradas entre los tres métodos de valoración empleados, permite integrarlos en un modelo de monitoreo de la calidad de los sistemas lóticos, en el que se

reconocen cuatro grupos (figura 2), en los que las combinaciones de sus características geomorfológicas, de valoración ambiental de los cauces y de integridad biótica en sentido de arriba abajo permiten clasificarlos, por su prioridad para acciones de conservación, de la manera siguiente: I. SITIOS DE MAYOR PRIORIDAD. Se caracterizan por tener todas sus variables geomorfológicas dentro de las esperadas conforme al estado más probable y forman parte de una cuenca funcional. La valoración ambiental los ubica como sitios óptimos y con integridad biótica excelente. II. SITIOS DE PRIORIDAD ALTA. Se caracterizan por que alguna (s) de sus variables geomorfológicas están alteradas, pero no ha cambiado el tipo de cauce, conforme al estado más probable. Las alteraciones a nivel de la funcionalidad de la cuenca son mínimas. La valoración ambiental los ubica como sitios subóptimos, con integridad biótica excelente o buena. III. SITIOS DE PRIORIDAD INTERMEDIA. Se caracterizan por IV. que sus variables geomorfológicas han sido alteradas suficientemente para cambiar el tipo de cauce, conforme al estado más probable, a otro tipo, pero no a tipos D o DA, fuera de áreas de planicie costera. En este tipo las funciones de la cuenca en relación al transporte de sedimentos han sido muy alteradas por eventos antropogénicos en su mayaría. La valoración ambiental los ubica como sitios subóptimos o marginales y la integridad biótica es buena o marginal. SITIOS DE BAJA PRIORIDAD. Se caracterizan por que han sido muy alterados, geomorfológicamente no pueden ser determinados, pues han sido artificialmente canalizados o bien han cambiado a tipos D o DA fuera de zonas de planicie costera. Estos ambientes se encuentran en cuencas muy alteradas donde las modificaciones antropogénicas han cambiado los procesos que mantienen el suelo, estabilizan la cubierta vegetal y mantienen la calidad del agua.la valoración ambiental los ubica como sitios marginales o pobres y su integridad biótica es pobre Zempoala Hierba Santa Arroyo del Paso Hondo El Caracol Puerto la Playa Rodilla del Diablo El Pescadito San Juan El Establo Km23 Los Hoyos El Tejocote El Ciruelo Río Chiquito 2 Río Chiquito 1 Cascada Chorro Prieto San Pedro Planta Tratamiento Huámito Puerto Garnica Río Chiquito 3 El Chilar Apupátaro I II III IV 85 87.5 90 92.5 95 97.5 100 Porcentaje de Similitud Datos transformados log(10) GRUPO

Conclusiones Los análisis hechos permitieron reconocer que las afectaciones antrópicas sobre las variables geomorfológicas que disipan la energía de las corrientes y que determinan las fuerzas constructoras de los cauces, disminuyen la capacidad resiliente de los ríos en cuanto a sus procesos de autodepuración, además de la mengua y pérdida de las posibilidades del establecimiento de la biota acuática, lo que particularmente es relevante para los macroinvertebrados con modelos adaptativos de microespecialización. Estos efectos, tienen su origen en los cambios antropogénicos de la estructura y función de las microcuencas y por ello, el sistema combinado de los métodos para Referencias An, K G ; S.S. Park and J Y Shin. 2002. An evaluation of a river health using the index of biological integrity along with relations to chemical and habitat conditions. Environment International. 28: 411 420. Barbour, M. T., J. Gerritsen; B. D. Zinder and J. B. Stribling. 1999. Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish. Second Edition. EPA 841 B41 99 002. U. S. Environmental Protection Agency. Office of Water. Washington, D.C. Bunte, K y S. R. Abt. 2001. Sampling Surface and Subsurface Particle Size Distributions in Wadable Gravel and Cobble Bed Streams for Analyses in Sediment Transport, Hydraulics, and Streambed Monitoring. General Technical Report RMRS GTR 74. Forest Service. Rocky Mountain Research Station. United States Department of Agriculture. Caicedo, O. y J. Palacio. 1998. Los Macroinvertebrados Bénticos y la Contaminación en La Quebrada la Mosca (Guarne, Antioquía, Colombia). Actual. Biol. 20 (69): 61 73. Dall, P.C. 1995. Commonly used methods for assessment of water quality. En Biological Assessment of stream water quality. Toman, M.J. and F. Steinman (eds.) Special Issue TEMPUS S_JEP 4724. University of Ljubljana: 49 70. determinar el estado mas probable, la integridad biótica y la evaluación del hábitat pueden ser considerados como un método para generar indicadores de integridad ecológica de una microcuenca. Agradecimientos Los autores desean expresar su agradecimiento al FIRCO SAGARPA y a la Coordinación de la Investigación Científica de la Universidad Michoacana de San Nicolás de Hidalgo, pues de los proyectos por ellos apoyados en el periodo 2003/2006, se obtuvieron los datos para integrar la propuesta presentada. Fleituch, T.M. 1992. Evaluation of the water quality of future tributaries to the planned Dobczyce reservoir (Poland) using macroinvertebrates. Hydobiologia 237: 103 116. Gibbson, G. R.; M. T. Barbour; J. B. Stribling; J. Gerritsen and J. R. Karr. 1996. Biological criteria: Technical guidance for streams and small rivers. U. S. Environmental Protection Agency. Washington, D. C. EPA 822 B 96 001. Karr, J.R. 1987. Biological Monitoring and Environmental Assessment: a Conceptual Framework. Environmental Management 11(2): 249 256. Karr, J. 1993. Measuring Biological Integrity: Lessons from Streams. En Woodley, S. J. Kay and G. Francis (eds.). Ecological Integrity and the Management of Ecosystems. St. Lucie Press. Delray Beach Florida: 83 104. Klemm, D.J.; K. A. Blocksom, F. A. Fulk, A. T. Herlihy, R. M. Hughes, P. R. Kaufmann, D. V. Peck, J. L. Stoddard, W. T. Thoeny, M. B. Griffith y W. S. Davis. 2003. Development and Evaluation of a Macroinvertebrate Biotic Index (MBII) for Regionally Assessing Mid Atlantic Highlands Streams. Environmental Management 31 (5): 656 669. Kovach Computing Services. 1998. Multivariate Statistical Package (MVSP) v. 3.01. Lindegaard, C. 1995. Chironomidae (Diptera) of European Cold Springs and Factors Influencing

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