Fig.1

Fig.2

Fig.3

Los índices más comunes

Para que los peces puedan ser empleados como medida de la sustentabilidad fuerte del uso del agua, se deben emplear índices que muestren el nivel de calidad ambiental. Uno de los primeros fue el índice de Shannon-Wiener para medir la diversidad de los peces sometidos a la contaminación del agua durante la década de 1960 (Davis 1995). Este índice relaciona el número de especies con la proporción en individuos pertenecientes a cada especie presente en la muestra total. Sin embargo, éste ha sido criticado debido a que no considera aspectos importantes como la periodicidad y el tipo de muestreo, el nivel de la resolución taxonómica y porque responde de manera irregular a los cambios naturales del medio acuático (Davis 1995, Karr 1998).

Otra manera simple de medir un conjunto de peces es contando el número de taxa que contiene, es decir, su número de familias, géneros o especies. Por ejemplo, la riqueza específica (número de especies), a pesar de sus límites, esta es, de acuerdo con Gaston y Spicer (2000) y Walmsey (2002) un buen indicador para la gestión ambiental y para el estudio de la biodiversidad. Fausch et al. (1990) mencionan que las desventajas de la riqueza específica incluyen: su dependencia del tamaño de muestra, su información limitada sobre la comunidad entera y que su sensibilidad a la degradación puede variar regional y estacionalmente, así como con la estructura de edades. En efecto, la insensibilidad a la degradación ambiental puede ser un problema importante al utilizar la riqueza específica como índice ya que el número total de especies no siempre declina con las perturbaciones en el ecosistema, sino que se lleva a cabo un reemplazo de especies o surgen cambios en su proporción relativa. En algunos casos, mientras que el número de especies sensibles declina con la degradación, especies más tolerantes llegan a ser más comunes y el resultado es que la comunidad no cambia en el número de especies pero sí en las especies que la conforman (Wang et al. 2000, Vila-Gispert et al. 2002).

Para resolver este problema de sensibilidad diferenciada, las especies pueden analizarse en grupos o “gremios” de especies afines entre sí. Este enfoque es válido ya que, dentro de la estructura ecológica, las especies pertenecen a gremios y éstos a comunidades (Minns et al. 1996). Por ejemplo, analizar a las especies de un conjunto de peces por medio de grupos tróficos (grupos clasificados según sus hábitos y preferencias alimentarias). Por ejemplo, los peces bentívoros (peces que comen plantas o invertebrados del fondo del lago o río) pueden ser buenos indicadores de la calidad del agua (Scott y Hall 1997), mientras que los piscívoros (peces grandes que comen otros peces) son de interés especial para la conservación (Schlosser 1991) y la pesca deportiva (Oberdorff y Hughes 1992). La hipótesis es que la contaminación del agua da lugar a fluctuaciones en el suministro de alimentos, reflejándose en cambios estructurales de la composición trófica. Los peces con hábitos alimentarios muy especializados serán más afectados que las especies omnívoras, las cuales son más aptas para adaptarse a los cambios en el medio (Aguilar Ibarra et al. 2005).

Los índices multi-métricos constituyen el enfoque más reciente para determinar la calidad ambiental de los ríos. Éstos consisten en integrar la información de los conjuntos de peces y del medio en múltiples variables o métricas (de ahí su nombre) para determinar el nivel de perturbación de un ecosistema, comparando sitios degradados con sitios de referencia. Las métricas se eligen según ciertos criterios, que pueden incluir aspectos estadísticos. Barbour et al. (1995) consideran que para que una métrica sea robusta, ésta debe ser representativa de la comunidad ecológica bajo estudio y debe proporcionar una respuesta que se pueda discriminar de la variación natural. Algunos ejemplos de métricas son: la riqueza específica total, porcentaje y número de especies tolerantes y sensibles, distancia que hay entre el sitio de muestreo y las fuentes del río, el porcentaje de superficie de la cuenca que corresponde a cultivos agrícolas o a ciudades, entre otras. Otras características ecológicas y biológicas, tales como la preferencia de substrato, la preferencia de velocidad del flujo, estrategias reproductivas o porcentaje de organismos enfermos, pueden también emplearse en índices multi-métricos (Dolédec et al. 1999). Todos estos datos son importantes ya que dan una idea más completa y general no sólo de la condición de unos cuantos individuos aislados sino de todo el ecosistema en su conjunto.

El índice de integridad biótica (IBI) es un índice multi-métrico para peces concebido en los Estados Unidos por Karr et al. (1986). El IBI fue desarrollado originalmente para los estados del medio oeste pero se ha adaptado a otras regiones (e.g. Fausch et al. 1990, Lyons et al. 2001) y otros países, como Bélgica (Kestemont et al. 2000), Canadá (Steedman 1988), Francia (Oberdorff y Hughes 1992) y México (Lyons et al. 2000). El IBI puede variar dependiendo de la variabilidad natural y de la región fisiográfica (Smogor y Angermeier 2001), la localización del muestreo en la cuenca (Osborne et al. 1992) y el tipo de río bajo estudio (Seegert 2000). Para una revisión detallada de la historia del IBI y sus aplicaciones referirse a Simon y Lyons (1995). Las críticas que han recibido los índices multi-métricos incluyen: (i) falta de capacidad para registrar los efectos de nuevas perturbaciones; (ii) su escala en categorías obscurece la magnitud de los impactos ambientales y no miden de manera cuantitativa las alteraciones del ecosistema; y (iii) se presentan como valores absolutos sin tener en cuenta la incertidumbre estadística (Suter 2001, Iliopoulou-Georgudaki et al. 2003). A pesar de estas críticas, Davis (1995) y Simon y Lyons (1995) justifican su uso pero reconocen que más investigación es necesaria antes de que estos índices se puedan desarrollar en verdaderos índices de la salud del ecosistema.