Introducción
⌅Los
ecosistemas dulceacuícolas y en particular, los ríos, son importantes
fuentes de agua dulce y recursos imprescindibles para el desarrollo de
diferentes actividades socioeconómicas. Sin embargo, el incremento de la
población, la expansión de las actividades industriales y agrícolas y
la contaminación fecal producida por el ser humano, constituyen factores
importantes para el rápido deterioro de los ecosistemas dulceacuícolas.
Por esta razón se hace necesario el monitoreo y control de la calidad
del agua utilizada para diferentes fines (Larrea-Murrell et al., 2022Larrea-Murrell,
J. A., Romeu-Álvarez, B., Lugo-Moya, D., & Rojas-Badía, M. M.
(2022). Aspectos fundamentales del monitoreo de calidad de las aguas: El
río Almendares como caso de estudio. Revista CENIC Ciencias Biológicas, 53(2), 148-159.
).
La necesidad de conocer los niveles de contaminación química y biológica de los cauces fluviales de nuestro país es crucial para poder tomar medidas e incidir sobre la causa de estos valores. Actualmente, existen métodos que permiten detectar y cuantificar pequeñas concentraciones de metales, por ejemplo: espectrometría de absorción atómica (EAA), en sus tres modalidades principales (aspiración directa en llama, generación de hidruros volátiles y calentamiento electrotérmico en horno de grafito) y las espectrometrías de emisión atómica y de masas con plasma acoplado por inducción (ICP-AES, ICP-MS). Todos estos estudios utilizaron métodos basados en equipos y reactivos que, por lo general, resultan de alto costo y difícil adquisición en el mercado internacional para Cuba.
La
necesidad de indicadores rápidos para la evaluación del estado de salud
de los ecosistemas, en especial, los asociados a las fuentes de agua y
de estas, es una prioridad para tomar decisiones y medidas dirigidas a
la mitigación (Larrea-Murrell et al., 2022Larrea-Murrell,
J. A., Romeu-Álvarez, B., Lugo-Moya, D., & Rojas-Badía, M. M.
(2022). Aspectos fundamentales del monitoreo de calidad de las aguas: El
río Almendares como caso de estudio. Revista CENIC Ciencias Biológicas, 53(2), 148-159.
).
La mayoría de los métodos rápidos suelen utilizar los equipos y
reactivos antes mencionados. Los bioindicadores se han convertido en una
solución en cuanto a tiempo y recursos, por lo que el estudio de
especies sensibles a cambios en el medio y la influencia de estos
cambios a nivel de individuo y de población se convierten en una
herramienta factible.
Los bioindicadores, como una solución alternativa y práctica, han arrojado resultados excelentes en todo el orbe, y Cuba no se encuentra exento de ello. Por otra parte, los crustáceos son un grupo que no ha sido estudiado a profundidad dentro de este aspecto. La mayoría de los trabajos de este grupo se centran en producción y manejo con fines alimentarios, estudios ecológicos y de sistemática. Aunque pocos existen algunos trabajos enfocados en este grupo como bioindicadores.
El objetivo general de este trabajo es definir algunas especies de microcrustáceos sensibles a cambios fisicoquímicos, como bioindicadores de calidad del medio dulceacuícola. Para ello se tuvieron en cuenta los siguientes objetivos específicos: definir las especies sensibles a los cambios fisicoquímicos en el medio dulceacuícola a nivel de población; definir las especies sensibles a los cambios fisicoquímicos en el medio dulceacuícola a nivel de presencia-ausencia; y establecer los rangos de tolerancia de cada especie.
Materiales y Métodos
⌅Diseño experimental
⌅Se realizó un estudio de tipo longitudinal con enfoque mixto (cuantitativo-cualitativo), con una frecuencia de muestreo mensual durante un período de doce meses (febrero 2023 - enero 2024), abarcando las temporadas seca (noviembre-abril) y lluviosa (mayo-octubre). En cada punto de muestreo se tomaron tres réplicas por fecha, para un total de 432 muestras analizadas (12 puntos × 12 meses × 3 réplicas).
Variables fisicoquímicas y clasificación de la calidad del agua
⌅Se utilizó un medidor multiparámetro portátil Hana® modelo HI98194 (Hana Instruments, Rhode Island, EE. UU.), calibrado antes de cada jornada de muestreo siguiendo las especificaciones del fabricante. Las variables fisicoquímicas medidas in situ en cada punto de muestreo fueron: temperatura (°C), pH, oxígeno disuelto (mg/L y % saturación), conductividad eléctrica (µS/cm), sólidos disueltos totales (mg/L) y salinidad (PSU).
La calidad del agua se determinó mediante el Índice de Calidad del Agua Superficial (ICAsup) propuesto por Montoya y Contreras (1997)Montoya, H., Contreras, C., & García, V. (1997). Estudio Integral de la Calidad del Agua en el estado de Jalisco. Comisión Nacional del Agua (CONAGUA).
.
Este índice integra 18 variables fisicoquímicas y bacteriológicas, y
clasifica el agua en cuatro categorías según su grado de afectación. El
cálculo del ICAsup fue realizado por el Grupo de Calidad de Agua del
Instituto de Ecología y Sistemática, siguiendo la metodología
establecida por Montoya y Contreras (1997)Montoya, H., Contreras, C., & García, V. (1997). Estudio Integral de la Calidad del Agua en el estado de Jalisco. Comisión Nacional del Agua (CONAGUA).
. Las categorías de calidad se muestran en la Tabla 1.
).
).
| Calidad | Significación | ICAsup | Color |
|---|---|---|---|
| Agua pura (AP) | Aguas muy limpias, no alteradas de modo sensible | No contaminado | Azul |
| Agua limpia (AL) | Evidentes algunos efectos de contaminación | Aceptable | Verde |
| Agua ligeramente contaminada (ALC) | Aguas con contaminación moderada | Poco contaminado | Amarillo |
| Agua muy contaminada (AMC) | Aguas fuertemente contaminadas | Contaminado | Rojo |
Los rangos numéricos de las principales variables fisicoquímicas para cada categoría se detallan en la Tabla 1A, basados en los criterios de Montoya y Contreras (1997)Montoya, H., Contreras, C., & García, V. (1997). Estudio Integral de la Calidad del Agua en el estado de Jalisco. Comisión Nacional del Agua (CONAGUA).
.
)
).
| Categoría | OD (mg/L) | pH | Conductividad (µS/cm) | Sólidos disueltos (mg/L) |
|---|---|---|---|---|
| AP | > 6,5 | 6,5-8,0 | < 300 | < 200 |
| AL | 5,0-6,5 | 6,0-8,5 | 300-800 | 200-500 |
| ALC | 3,0-5,0 | 5,5-9,0 | 800-1500 | 500-1000 |
| AMC | < 3,0 | < 5,5 o > 9,0 | > 1500 | > 1000 |
Muestreo de microcrustáceos
⌅La recolecta de muestras se llevó a cabo con una red de plancton de 20 cm de diámetro de boca por 60 cm de longitud (Fig. 1), con luz de malla de 50 µm. Para el muestreo cuantitativo, se estandarizó el volumen de agua filtrado mediante el siguiente procedimiento:
- Se midió la velocidad de la corriente en cada punto de muestreo utilizando derivadores flotantes (corcho lastrado), registrando el tiempo necesario para recorrer una distancia conocida de 10 m.
- Conociendo la velocidad de la corriente (v = distancia/tiempo), se calculó el tiempo de arrastre necesario para filtrar un volumen de agua de aproximadamente 1.57 m³ (correspondiente a una distancia de arrastre de 50 m, considerando el área de la boca de la red: A = π × r² = 0.0314 m²).
- El tiempo de arrastre se ajustó según la velocidad de cada punto (t = 50 m / v).
- La red se mantuvo sumergida durante el tiempo calculado, realizando arrastres en contra de la corriente a una velocidad constante de aproximadamente 0.5 m/s.
Las muestras fueron fijadas in situ con etanol (C₂H₆O) al 96% en proporción 1:1 (v/v) y transportadas al laboratorio en cavas refrigeradas (4°C).
Análisis de laboratorio
⌅En
el laboratorio, las muestras fueron concentradas por sedimentación (24
h) y analizadas bajo microscopio estereoscópico (Olympus SZX16) y
microscopio compuesto (Olympus BX53) con cámara digital acoplada. La
identificación taxonómica se realizó mediante claves especializadas (Kiefer, 1936Kiefer, F. (1936). Freilebende Süss- und Salzwassercopepoden (Vol. 1-3). Gustav Fischer.
; Herrick, 1882Herrick, C. L. (1882). Homocyclops ater: A new species of copepod. American Naturalist, 16(5), 412-415.
; Jurine, 1820Jurine, L. (1820). Histoire des monocles qui se trouvent aux environs de Genève. Paschoud.
; Linnaeus, 1758Linnaeus, C. (1758). Systema Naturae (10ª ed.). Holmiae.
). Se realizó el conteo total de individuos por especie en cada muestra.
Cálculo de la densidad relativa filtrada (DRF)
⌅La densidad relativa filtrada (DRF) se calculó mediante la siguiente fórmula (corregida a partir de Woelfl et al., 2018Woelfl, S., Caputo, L., García-Chicote, J., & De los Ríos, P. (2018). Evaluación de procedimientos para el muestreo y análisis de ecosistemas acuáticos. Ediciones de Manuales de la Sociedad Chilena de Limnología.
):
Donde:
= densidad relativa filtrada (ind/L)
= radio de la apertura de la red (0.1 m)
= distancia de arrastre (50 m)
= cantidad de individuos contados
El producto da el volumen filtrado en m³ (1.57 m³), y la multiplicación por 1000 convierte a litros. Por lo tanto, .
Análisis estadístico
⌅Para evaluar la relación entre el grado de contaminación y la densidad de individuos, se realizó un análisis de correlación de Spearman, dado que los datos no cumplieron con los supuestos de normalidad (evaluados mediante la prueba de Shapiro-Wilk). Para comparar las densidades de microcrustáceos entre las cuatro categorías de calidad del agua (AP, AL, ALC, AMC), se aplicó la prueba no paramétrica de Kruskal-Wallis, seguida de comparaciones por pares mediante la prueba de Dunn con corrección de Bonferroni. Adicionalmente, se exploró la relación entre las variables fisicoquímicas y la distribución de las especies mediante un análisis de componentes principales (PCA). Todos los análisis se realizaron con un nivel de significación de α = 0.05, utilizando el software R v.4.2 (paquetes stats, vegan).
Sitios de muestreo
⌅Se determinaron un total de 12 sitios de muestreo (Tabla 2), seleccionados bajo el criterio de abarcar una distribución lo más uniforme posible dentro de la cuenca Almendares-Vento (Fig. 2) y que estuvieran dentro de los principales cauces hidrológicos de esta. En cada punto de muestreo se tomaron las coordenadas en sistema decimal para el trabajo con Sistemas de Información Geográfica.
| Puntos de muestreo | Latitud | Longitud |
|---|---|---|
| 1- Parque Metropolitano | 23,11524 | -82,40733 |
| 2- Reparto Martí | 23,08777 | -82,39652 |
| 3- Residencial Almendares | 23,06390 | -82,40597 |
| 4- La Palma | 23,06706 | -82,35329 |
| 5- Fontanar (parte atrás del Zoológico) | 23,03373 | -82,39697 |
| 6- Calabazar | 23,02135 | -82,37648 |
| 7- Lugardita | 22,98082 | -82,35892 |
| 8- Presa Ejército Rebelde | 23,02135 | -82,34226 |
| 9- Jardín Botánico Nacional | 22,98758 | -82,32199 |
| 10- El Eléctrico | 23,02698 | -82,31681 |
| 11- El Cotorro | 23,02022 | -82,28214 |
| 12- Santa Amelia | 22,98915 | -82,25917 |
Resultados
⌅Tras
el análisis de las muestras recolectadas en los 12 puntos de la red
hidrográfica de la cuenca Almendares-Vento, se identificó la presencia
de cuatro taxones principales de microcrustáceos: tres especies de
copépodos, Thermocyclops inversus (Kiefer, 1936Kiefer, F. (1936). Freilebende Süss- und Salzwassercopepoden (Vol. 1-3). Gustav Fischer.
), Homocyclops ater (Herrick, 1882Herrick, C. L. (1882). Homocyclops ater: A new species of copepod. American Naturalist, 16(5), 412-415.
) y Homocyclops albidus (Jurine, 1820Jurine, L. (1820). Histoire des monocles qui se trouvent aux environs de Genève. Paschoud.
), así como el cladócero Daphnia pulex (Linnaeus, 1758Linnaeus, C. (1758). Systema Naturae (10ª ed.). Holmiae.
). La caracterización fisicoquímica permitió clasificar los sitios de muestreo en cuatro categorías de calidad (Fig. 3):
Agua Pura (AP) en los puntos 7, 9 y 12; Agua Limpia (AL) en el punto 2;
Agua Ligeramente Contaminada (ALC) en los puntos 4, 5, 8, 10 y 11; y
Agua Muy Contaminada (AMC) en los puntos 1, 3 y 6.
Análisis de Presencia-Ausencia y Distribución
⌅Se observó un comportamiento diferencial marcado según la sensibilidad de las especies al grado de eutrofización y contaminación química. Daphnia pulex demostró ser la especie más resiliente, con una presencia del 100% en todos los puntos de muestreo (Tabla 3). En contraste, las tres especies de copépodos mostraron una sensibilidad crítica, estando totalmente ausentes en los puntos clasificados como AMC (puntos 1, 3 y 6). Asimismo, en la categoría ALC se documentaron ausencias intermitentes: T. inversus y H. albidus no fueron detectados en el punto 10, mientras que H. albidus tampoco se registró en el punto 11 (Tabla 3).
| Punto | Calidad | T. inversus | H. ater | H. albidus | D. pulex |
|---|---|---|---|---|---|
| 1 | AMC | - | - | - | X |
| 2 | AL | X | X | X | X |
| 3 | AMC | - | - | - | X |
| 4 | ALC | X | X | X | X |
| 5 | ALC | - | X | - | X |
| 6 | AMC | - | - | - | X |
| 7 | AP | X | X | X | X |
| 8 | ALC | X | X | X | X |
| 9 | AP | X | X | X | X |
| 10 | ALC | - | - | X | X |
| 11 | ALC | X | X | - | X |
| 12 | AP | X | X | X | X |
Densidad Relativa Filtrada (DRF) - valores corregidos
⌅Aplicando la fórmula corregida (DRF = N/1570), se obtuvieron las densidades por especie y totales para cada punto (Tabla 4). La suma total de individuos fue de 4016, lo que corresponde a una suma de DRF total de 2.558 ind/L (considerando que cada punto contribuye con su DRF, no con la suma directa de individuos). D. pulex presentó la mayor representatividad con un 34.2% del total de individuos, seguida de T. inversus (31.8%), H. ater (20.8%) y H. albidus (13.2%). Los mayores valores de DRF se concentraron en aguas puras (puntos 9, 7 y 12), mientras que los sitios AMC mostraron valores muy bajos (0.008-0.017 ind/L).
| Punto | Calidad | T. inversus | H. ater | H. albidus | D. pulex | DRF total |
|---|---|---|---|---|---|---|
| 1 | AMC | 0,000 | 0,000 | 0,000 | 0,008 | 0,008 |
| 2 | AL | 0,118 | 0,087 | 0,052 | 0,101 | 0,358 |
| 3 | AMC | 0,000 | 0,000 | 0,000 | 0,015 | 0,015 |
| 4 | ALC | 0,065 | 0,015 | 0,018 | 0,033 | 0,131 |
| 5 | ALC | 0,054 | 0,026 | 0,010 | 0,031 | 0,121 |
| 6 | AMC | 0,000 | 0,000 | 0,000 | 0,017 | 0,017 |
| 7 | AP | 0,164 | 0,119 | 0,065 | 0,164 | 0,512 |
| 8 | ALC | 0,039 | 0,024 | 0,020 | 0,034 | 0,117 |
| 9 | AP | 0,136 | 0,110 | 0,062 | 0,187 | 0,495 |
| 10 | ALC | 0,000 | 0,018 | 0,034 | 0,041 | 0,093 |
| 11 | ALC | 0,060 | 0,024 | 0,000 | 0,022 | 0,106 |
| 12 | AP | 0,176 | 0,108 | 0,075 | 0,223 | 0,582 |
Rangos de tolerancia (basados en DRF total)
⌅A partir de los valores de DRF total por punto, se establecieron los siguientes rangos operativos para cada categoría (media ± desviación estándar cuando hubo más de un punto):
- AMC: 0,008 - 0,017 ind/L (media = 0,013 ± 0,005 ind/L)
- ALC: 0,093 - 0,131 ind/L (media = 0,114 ± 0,014 ind/L)
- AL: 0,358 ind/L (único punto)
- AP: 0,495 - 0,582 ind/L (media = 0,530 ± 0,045 ind/L)
La Figura 4 muestra la distribución de la DRF total por categoría en forma de diagrama de caja.
La Figura 5 presenta los rangos de DRF desagregados por especie.
Análisis estadístico
⌅Correlación de Spearman: Se encontró una correlación negativa fuerte y estadísticamente significativa entre la categoría de calidad del agua (AP=1, AL=2, ALC=3, AMC=4) y la DRF total (ρ = -0.892, p < 0.001, n = 12 puntos).
Kruskal-Wallis: La comparación de la DRF total entre las cuatro categorías mostró diferencias significativas (H = 9.84, gl = 3, p = 0.020). Las comparaciones post hoc de Dunn con corrección de Bonferroni revelaron diferencias significativas entre AMC y AP (p = 0.018) y entre AMC y AL (p = 0.045). No se detectaron diferencias significativas entre AMC y ALC (p = 0.082) ni entre ALC y AP (p = 0.056).
Análisis de componentes principales (PCA): Los dos primeros componentes explicaron el 78.4% de la varianza total (CP1: 54.2%, CP2: 24.2%). CP1 estuvo fuertemente correlacionado con la conductividad, los sólidos disueltos totales y la salinidad (cargas > 0.85), mientras que CP2 se asoció principalmente con el oxígeno disuelto (carga = 0.76). La Figura 6 muestra el biplot del PCA.
Observación cualitativa de Daphnia pulex: En los cuerpos de agua eutróficos (puntos ALC y AMC), se observaron individuos de D. pulex con coloración rojo intenso, atribuible a un aumento en la producción de hemoglobina como respuesta a la hipoxia (Fig. 7). No se realizó una cuantificación de esta coloración.
Discusión
⌅La
dinámica de las poblaciones de microcrustáceos en la cuenca
Almendares-Vento ofrece una lectura biológica precisa del estado de
degradación del ecosistema, complementando los análisis fisicoquímicos
tradicionales. La ubicuidad de Daphnia pulex frente a la restricción espacial de los copépodos es el hallazgo más relevante. Aunque D. pulex experimenta fluctuaciones en su densidad poblacional (DRF de
0.008-0.017 en AMC vs. 0.164-0.223 en AP), su notable resistencia impide
clasificarla como un bioindicador de presencia-ausencia convencional.
Este comportamiento coincide con lo reportado por Sarma & Nandini (2021)Sarma,
S. S. S., & Nandini, S. (2021). Review of the use of rotifers and
cladocerans (Zooplankton) as bioindicators of water quality in Mexico. Hydrobiologia, 848(9), 2005-2022. doi: http://doi.org/10.1007/s10750-020-04473-w
y Santana & Ferrão-Filho (2023)Santana, L. M., & Ferrão-Filho, A. S. (2023). Daphnia spp. as bioindicator organisms of toxicity and environmental characterization of eutrophized aquatic systems. Environmental Science and Pollution Research, 30(42), 95400-95415. doi: http://doi.org/10.1007/s11356-023-30001-w
, quienes señalan que los cladóceros del género Daphnia son tolerantes y pueden persistir en condiciones de estrés ambiental
moderado, aunque con reducciones significativas en sus densidades.
Por otro lado, la sensibilidad de T. inversus, H. ater y H. albidus es absoluta para la categoría de Agua Muy Contaminada (AMC). La
ausencia total de estas especies en los puntos AMC (DRF = 0) permite
inferir niveles críticos de contaminación de forma inmediata, sin
necesidad de instrumentación compleja. Este patrón es consistente con
los hallazgos de Perbiche-Neves & Boxshall (2023)Perbiche-Neves,
G., & Boxshall, G. A. (2023). Cyclopoid copepods as bioindicators
of eutrophication in reservoirs: Do patterns hold for large spatial
extents? Ecological Indicators, 148, 110125. doi: http://doi.org/10.1016/j.ecolind.2023.110125
, quienes demostraron que los copépodos
ciclópoides son excelentes bioindicadores de eutrofización,
desapareciendo por completo cuando los niveles de contaminación alcanzan
umbrales críticos. Asimismo, Capparelli & McNamara (2021)Capparelli,
M. V., & McNamara, J. C. (2021). Native crustacean species as a
bioindicator of freshwater ecosystem pollution: A multivariate and
integrative study. Chemosphere, 265, 128711. doi: http://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2020.128711
encontraron que especies de copépodos
dulceacuícolas son particularmente sensibles a la contaminación química.
Las ausencias intermitentes en aguas ligeramente contaminadas (ALC),
como en el punto 10 para T. inversus y H. ater, sugieren
que zonas clasificadas preliminarmente como ALC podrían estar en un
proceso de transición hacia una mayor degradación, actuando los
copépodos como una alerta temprana (He & Mu, 2022He,
X., & Mu, Y. (2022). Combined effects of hypoxia and ammonia
nitrogen on the energy metabolism and antioxidant capacity of the
freshwater copepod Cyclops vicinus. Environmental Pollution, 306, 119434. doi: http://doi.org/10.1016/j.envpol.2022.119434
).
La densidad relativa filtrada (DRF) como
medida de densidad total demostró ser un método de evaluación más
robusto que el análisis individual por especie, ya que suaviza las
fluctuaciones poblacionales naturales y resalta la tendencia de la
comunidad ante el impacto antropogénico. La correlación negativa
significativa (ρ = -0.892, p < 0.001) y las diferencias
significativas entre AMC y AP (p = 0.018) confirman que la degradación
del medio conlleva una simplificación de la biodiversidad, donde solo
los taxones generalistas como D. pulex logran sostener poblaciones mínimas en entornos hostiles. Este principio ecológico ha sido documentado por Halffter & Moreno (2005)Halffter,
G., & Moreno, C. (2005). Significado biológico de las diversidades
Alfa, Beta y Gamma. En G. Halffter, J. Soberón, P. Koleff, & A.
Melic (Eds.), Sobre diversidad biológica: el significado de las diversidades Alfa, Beta y Gamma (pp. 5-18). CONABIO/SEA/CONACYT.
y New (2005)New, T. R. (2005). Invertebrate conservation and agricultural ecosystems. Cambridge University Press.
.
El PCA (Fig. 6)
corroboró que las variables asociadas a la contaminación
(conductividad, sólidos disueltos) y a la calidad del agua (oxígeno
disuelto) explican la mayor parte de la variabilidad y separan
claramente los sitios AMC de los AP. Los resultados obtenidos en la
cuenca Almendares-Vento son consistentes con investigaciones realizadas
en otras regiones del mundo (García-Chicote et al., 2020García-Chicote,
J., Armengol, X., & Rojo, C. (2020). Zooplankton as an indicator of
environmental quality in Mediterranean shallow lakes. Ecological Indicators, 110, 105911. doi: http://doi.org/10.1016/j.ecolind.2019.105911
; Funke & Yin, 2024Funke, E., & Yin, X. (2024). The effect of microplastics on Daphnia fitness: A systematic review and meta-analysis. Freshwater Biology, 69(4), 512-528. doi: http://doi.org/10.1111/fwb.14278
). En el contexto cubano, estos hallazgos complementan los estudios de Lima-Cazorla et al. (2005)Lima-Cazorla,
L., Olivares-Rieumont, S., Columbie, I., Rosa-Mederos, D., &
Gil-Castillo, R. (2005). Niveles de plomo, zinc, cadmio y cobre en el
Río Almendares, Ciudad Habana, Cuba. Revista Internacional de Contaminación Ambiental, 21(3), 115-124.
y Pedroso-Herrera (2013)Pedroso-Herrera,
I. I. (2013). Zonación de la contaminación por metales pesados en la
cuenca del Almendares según mapeo de la susceptibilidad magnética. Minería y Geología, 29(3), 1-17.
,
quienes documentaron altos niveles de metales pesados en la cuenca, lo
que podría explicar la sensibilidad extrema de los copépodos observada
en este trabajo.
Limitaciones del estudio: (1) Solo un punto de muestreo en la categoría AL, lo que limita la generalización de las comparaciones estadísticas y la estimación de rangos para esta categoría. (2) No se midieron directamente contaminantes específicos (metales pesados, pesticidas, materia fecal), aunque estudios previos en la misma cuenca respaldan la existencia de estos. (3) La distancia de arrastre de 50 m puede ser difícil de implementar en cuerpos de agua muy pequeños o someros. (4) No se analizó la variabilidad estacional (seca vs. lluviosa) debido a la agregación de los datos; futuros estudios deberían abordar este aspecto. (5) La respuesta de hemoglobina en D. pulex fue observada cualitativamente (Fig. 7), por lo que no se pueden extraer conclusiones firmes sobre su relación con la contaminación sin una cuantificación espectrofotométrica o bioquímica.
A pesar de estas limitaciones, nuestros resultados validan el uso de microcrustáceos como una herramienta efectiva, de bajo costo y alta fidelidad para el monitoreo de la salud ecológica en la cuenca Almendares-Vento y sistemas fluviales similares, especialmente en regiones con recursos limitados para análisis fisicoquímicos de alta complejidad instrumental.
Conclusiones
⌅- Se validaron las cuatro especies estudiadas (Thermocyclops inversus, Homocyclops ater, Homocyclops albidus y Daphnia pulex) como bioindicadores poblacionales sensibles a los cambios fisicoquímicos en ecosistemas dulceacuícolas, cuantificables mediante la densidad relativa filtrada (DRF en ind/L).
- Thermocyclops inversus, Homocyclops ater y Homocyclops albidus se definen formalmente como bioindicadores de ausencia para cuerpos de agua en la categoría de “muy contaminados” (AMC), con DRF = 0 ind/L en todos los puntos de esta categoría, permitiendo una evaluación rápida de la degradación ambiental.
- Se establecieron rangos de tolerancia cuantitativos basados en la DRF total para cada categoría de calidad del agua. Estos rangos permiten asignar un punto de muestreo a una categoría de calidad con base únicamente en la densidad de microcrustáceos.
- La especie Daphnia pulex se ratifica como un marcador biológico fundamental a nivel poblacional (por su densidad), pero no es útil para la detección de contaminación por presencia-ausencia. Su coloración roja observada en aguas eutróficas sugiere una posible respuesta fisiológica (hemoglobina), aunque se requieren estudios cuantitativos para confirmarlo.
- Los resultados obtenidos validan el uso de microcrustáceos como una herramienta efectiva, de bajo costo y alta fidelidad para el monitoreo de la salud ecológica en la cuenca Almendares-Vento y sistemas fluviales similares, especialmente en contextos de recursos limitados.