Filtros ecológicos. Biotecnología de fitoremediación (página 2)

Protección a la Cuenca Hidrográfica circundante de la contaminación por Agrotóxicos.

Dentro del macizo cafetalero de la Sierra Maestra donde se realizaron los estudios ecotoxicológicos, se escogieron 5 zonas o subcuencas del Río Sevilla que comprenden 15 Km aproximadamente de extensión, y 83 Km2 de superficie, de la vertiente sur pertenecientes al territorio Guamá, hasta su desembocadura en la zona costera del Mar Caribe. Cada subcuenca, se hizo coincidir con áreas aledañas que bordean a cafetales que recibieron distintos tratamientos, una de ellas con plaguicidas, otra que nunca fue tratada (Testigo); otra recibió los beneficios de protección con barreras de contención; y otra que recibe el vertimiento de la agroindustria cafetalera (despulpadoras); además de la zona de desembocadura del río o estero costero, con el siguiente orden:

I = AREA TESTIGO

II = AREA TRATADA CONTAMINADA CON PLAGUICIDAS

III = AREA TRATADA PROTEGIDA CON FILTROS ECOLOGICOS

IV = AREA DE VERTIMIENTO DE LA AGROINDUSTRIA CAFETALERA

V = DESEMBOCADURA DEL RIO Y ESTERO COSTERO.

Se estudiaron diferentes variantes de contención de los residuos o depósitos de los plaguicidas aplicados, contemplando combinaciones de substratos de arcilla y caliza con suelos micorrizados con endofitos indígenas en las cabeceras de las cárcavas, sembrando en ellos especies de plantas arbustivas utilizadas como barreras vivas o setos antierosivos, manteniendo en todos los casos un testigo, donde se provocó la lixiviación del plaguicida sin barreras de contención a saber:

VARIANTES DE CONTENCION:

I SUELO NATURAL

II SUELO + SETOS

III SUELO + SETOS MICORRIZADOS

IV SUELO + ARCILLA/CALIZA

V SUELO + SETOS MICORRIZADOS + ARCILLA/CALIZA

2.1 Aislamiento de endofitos nativos.

Se realizó el aislamiento y comprobación de endofito(s) nativo(s) formador(es) de micorrizas vesículo-arbusculares (MVA), a partir del propio suelo donde se realizaron convencionalmente las pruebas de campo de los plaguicidas ensayados, lo cual permitió la reinoculación en el mismo suelo con un hongo MVA agresivo ecológicamente bien adaptado (Camprubi et al. 1987).

Para ello, se realizó el aislamiento en etapas sucesivas mediante una selección inicial de esporas, observaciones períodicas de las que se forman en simbiosis con una planta hospedera, relacionando la infección radicular con la producida por distintas especies de endofitos. Esto implicó la recolección en las propias áreas donde se llevaron a cabo las pruebas de plaguicidas, de raíces de flora natural, escogiendo particularmente, especies arbustivas como el propio cafeto (C. arabica), leguminosas (Gliricidia sepium, Leucaena leucocephala), que sirven de sombra al cafeto, y muestras de suelo rizosférico, en 5 puntos escogidos al azar.

Las raíces se clarificaron y tiñeron para observar la presencia de infección micorrízica en el córtex radicular siguiendo el procedimiento de Phillips y Hayman (1970) y las muestras de suelo se procesaron por el método clásico de centrifugación-flotación para determinación de nemátodos, adaptado por Furlan y Fortin (1975), para recuperar esporas vegetativas de los endofitos nativos formadores de MVA, por tamizado (Abbott y Robson, 1979).

• Aislamiento de Pseudomonas spp. fluorescentes, simbiontes rizosfericos de endofitos nativos MVA

De las propias raices trozadas que se realizó el aislamiento de endofitos nativos MVA, se procedió al aislamiento de Pseudomonas spp. fluorescentes presentes como simbiontes rizosfericos siguiendo el procedimiento descrito por Mercadé (1996), las que se inocularon de forma secuencial en medio basal (MB) de crecimiento selectivo para Pseudomonas spp.(MERK 5284) indicado por Mulligan et al. (1997) enriquecido con un 10% (w/v) del agrotóxico objeto de estudio, en este caso la mezcla de igual proporción de los insecticidas organosintéticos endosulfan (clorado); carbofuran (carbamato) y disulfoton (fosforado) y 0.1% (v/v) de glucosa. La incubación se efectuó durante 24 horas en agitación (100 r.p.m.) y en oscuridad a temperatura ambiente (30 0C). La incubación se efectuó durante 24 horas en agitación (100 r.p.m.) y en oscuridad a temperatura ambiente (30oC). Este proceso se repitió de forma sucesiva tres veces, para lo cual se tomó un inoculo de 5% (v/v).

De los cultivos de enriquecimiento las colonias fluorescentes se sembraron en placas de petri en medio de Agar Triptona de Soja (TSA) y las colonias resultantes se replicaron a los medios de selección: 1) Agar-Sangre suplementado con solución salina de Cooper y 2) Medio basal + Bromuro de cetiltrimetilamonio (CTAB) + azul de metileno, acorde con las técnicas y procedimientos de Mulligan et al. (1997). Del último pase en medio de selección se purificaron las cepas y se mantuvieron en tubos de ensayos en cuñas de TSA a 4oC. A las cepas seleccionadas se realizó su caracterización morfofisiológica basado en los criterios del diagnóstico de Maercadé (1996), que comprende: 1) Tinciones de Gram; 2) Morfología del crecimiento celular en placas con medio de cultivo TSA a los 7 días de incubación; y 3) Propiedades bioquímicas: Reacción de Hugh y Leifson (oxidación/fermentación) y Reacción de la oxidasa. Se obtuvieron sus metabolitos secundarios (biosurfactantes) por fermentación en medio líquido con enriquecimiento suplementado con el agrotóxico en contínua agitación (200 r.p.m.), durante 120 horas y su posterior centrifugación, para separar el sobrenadante que se utilizó en las pruebas físico-químicas: 1) Ensayo de la gota colapsada; 2) Emulsificación del xileno y 3) Capacidad tensioactiva del metaboliti (actividad enzimática), acorde con los métodos descritos por Mercade (1996) y Siegmund y Wagner (1991). Estas pruebas se basan en la capacidad del metabolito tensioactivo de emulsionar las grasas, propiedad intrínseca de los biosurfactantes. Complementariamente los metabolitos se caracterizaron por cromatografía en capa fina sobre fase estacionaria de Agar-SílicaGel F y fase móvil (tolueno: isopropanol: ácido acético) en proporción (3:2:1) acorde con la técnica descrita por Matsuyama et al. (1997).

• Micorrización de setos antierosivos e inoculación del simbionte rizosferico Pseudomonas sp. fluorescente

La inoculación de setos antierosivos y comprobación de su reinfección, se llevó a cabo directamente en bolsas cuyo suelo fue previamente micorrizado con raíces infectadas troceadas con un 60% de infección interna, además de esporas MVA de resistencia en distintos estadíos de desarrollo (50 esporas + 10 esporocarpos/10 g de suelo), depositándose las semillas pregerminadas de las especies botánicas de interés a evaluar como setos antierosivos. Transcurridas 3 semanas de la micorrización, se inocularon por cada especie la mitad de las posturas con 30 cm3 de la suspensión bacteriana de concentración final de 9 x 108 para lo cual se utilizó una jeringuilla plástica que permitió depositar el inóculo en la zona risosferica; la otra mitad de las posturas quedó como testigo. A las 12 semanas antes de ser sembradas las posturas, se realizaron muestreos de suelo y radículas de las plantas a utilizar como barreras vivas o setos antierosivos para determinar la efectividad acorde al porcentaje de raíces micorrizadas y de recuperación de esporas de resistencia MVA (Camprubi et al. 1987) y el reaislamiento del simbionte rizosferico Pseudomonas sp. Fluorescente (Mercadé, 1996; Mulligan et al. 1997). La evaluación de la capacidad infestiva en el sistema MVA-seto antierosivo se realizó siguiendo el método utilizado por Pérez y Leguizamón (1998).

• Valoración del Impacto de insecticidas al suelo mediante la lombriz de tierra (Eisenia foetida).

En diferentes puntos de la pendiente de la franja o barrera hidroreguladora de la cuenca hidrográfica tratada, se colectaron por separado muestras de suelo a 20 cm de profundidad, para realizar con ellas los bioensayos ecotoxicológicos correspondientes, utilizando la lombriz de tierra, híbrido rojo californiano Eisenia foetida Savigny (Haplotaxida: Lumbricidae) como biondicador.

Para ello, se dispuso de unidades experimentales de 400 cm2 de superficie compuesta de un material plástico de 20 x 20 x 30 cm que permitió disponer de una capacidad de 30 cm de profundidad con el contenido requerido de suelo y materia orgánica (1:1) semidescompuesta (estiércol vacuno) en las cuales se depositaron 100 lombrices, como pie de cría por cada unidad experimental, que representaron las diferentes variantes y réplicas de ensayo.

Los bioensayos transcurrieron en condiciones de medio ambiente atemperado bajo sombrío de frutales con un régimen de temperatura del suelo que se mantuvo entre 27 – 30 oC y una humedad relativa entre 75 – 80% proporcionándole un riego diario, manteniendo un control del pH del suelo que se mantuvo en el rango de 6.5-7.0, durante todo el tiempo que transcurrió el ensayo que abarcó un ciclo de 21 días. Al cabo de ese tiempo, se extrajeron las lombrices y se procedió a realizar las evaluaciones; determinándose: conteo del número de lombrices/unidad experimental por estadíos (juvenil, adulto y capullos); promedios del peso fresco, tamaño o longitud y el diámetro o grosor; coloración; tiempo de duración del período juvenil; desarrollo del clitelio; emisión de capullos y viabilidad de los capullos. La estimación del Indice Ecotóxico al Suelo (I.E.S. %), sobre la lombriz, se realizó según las manifestaciones de toxicidad que se observaron en las lombrices, realizándose los cálculos a través de la fórmula clásica de Townsend-Heuberger (CIBA-GEYGI, 1985) acorde a la escala de toxicidad descrita a continuación:

• Efectividad de los Filtros Bioecológicos de contención.

Para evaluar la efectividad de los filtros de contención, se colectaron por separado a diferentes tiempos (1,3,10,14,21 días) y profundidad (0-20; 20-40 y 40-60 cm), muestras de suelo a 0, 1, 2, 3, 4, 5 y 10 m de separación de la cabecera de la cárcava en la pendiente, donde fue aplicado el plaguicida, procediéndose a realizar los bioensayos ecotoxicológicos correspondientes, utilizando la lombriz de tierra, híbrido rojo californiano E. foetida, como biondicador, siguiendo el mismo procedimiento descrito en el acápite 3.1.2. En igualdad de condiciones, los productos ensayados en un rango de concentraciones (alrededor de 5) acorde a las dosis de campo/área se incorporaron a un sustrato constituido con igual proporción de suelo estéril y materia orgánica (1:1), contaminándose de la forma más homogénea posible, disponiéndose de 4 réplicas y manteniendo en todos los casos un testigo sin contaminar.

Con estos valores de ecotoxicidad obtenidos de cada plaguicida, y las respectivas ecuaciones de regresión (dosis-efecto), siguiendo como procedimiento de cálculo el método probit (Raymond, 1985), utilizando un sistema para microprocesador computarizado, fue posible la estimación de los residuos en cada variante de ensayo y establecer de acuerdo a estos resultados el riesgo actual o potencial que representan.

2.6 Relación Bioecológica de la Calidad del Agua y la contaminación de las Cuencas Hidrográficas valorando la entomofauna dulceacuícola del Orden Odonata.

En cada subcuenca, representativa de un tipo de tratamiento, se seleccionaron tramos de corrientes de cinco metros de largo y a todo lo ancho de la cuenca de orilla a orilla donde se procedió a realizar los muestreos de forma manual con el auxilio de jamos y redes metálicas en forma de colador enmangado, de modo que permitiera raspar el fondo de la cuenca, en lodozales, aguas estancadas y sedimentos. Se escarbó debajo de las piedras, colectándose tantas náyades como fue posible, las cuales se depositaron en frascos con alcohol debidamente rotulados para su posterior estudio taxonómico con el auxilio de las claves de Alayo (1974) y May (1979), y la identificación de especímenes de los estados inmaduros en el Departamento de Biología de la Facultad de Ciencias Naturales y Matemática de la Universidad de Oriente.

Los resultados de las evaluaciones efectuadas de la entomofauna dulceacuícola, se correlacionaron con la calidad de las aguas en diferentes zonas de la cuenca del Río Sevilla tomando en cuenta los parámetros: DO (Oxígeno disuelto), DBO (Demanda Bioquímica de Oxígeno), Alcalinidad, Dureza (Concentración de Calcio y Magnesio) y Salinidad (Concentración iónica de Cloruros y Sulfatos y catiónica de sodio y potasio). La toma de muestra y el procesamiento analítico se realizó siguiendo el método de Winkler (Stewart y Wilkinsson ed., 1993) establecido de control de calidad según la norma NC-423/95 en el Laboratorio Provincial del Centro de Alevines y Acuicultura de PESCASAN, perteneciente al Ministerio de la Industria Pesquera.

Para correlacionar la calidad de las aguas con la valoración bioecológica, se tomó como referencia los resultados de las evaluaciones realizadas de la entomofauna dulceacuícola del orden Odonata, los cuales fueron procesados siguiendo las instrucciones de Samuels (1989) y Freese (1984), estableciéndose diferentes grados o categorías de contaminación acorde con la composición genérica de los odonatos. Con estos valores asignados empleando la fórmula de Townsend-Heuberger (CIBA-GEYGI, 1985), se calculó el Indice de Contaminación (%).

Resultados y discusión

Una valoración de la eficacia del sistema de contención y biodegradación de agrotóxicos estudiado, que a los efectos prácticos se le denominó "Filtros Ecológicos", por ser los propios elementos ecológicos sus constituyentes, parte de la eficacia demostrada del sistema hongo MVA-seto-suelo-arcilla/caliza.

La esencia en sí de estos Filtros Ecológicos ó tamices ecotoxicológicos, consiste en la utilización de una combinación de substratos de suelo, arcilla y caliza, provistas de barreras vivas o setos antierosivos micorrizados con endofitos nativos resistentes, seleccionados previamente en ensayos agrícolas una vez demostrada su eficacia en un sistema hongo-seto-suelo (Camprubi et al. 1987; Henkel et al. 1989), y plantados en curvas de nivel en sentido contrario a la pendiente en las zonas de contención o franjas protectoras (franjas hidrorreguladoras) de las cuencas, constituyendo obstáculos en las cabeceras de las cárcavas, que evitan el arrastre por las aguas de todo el material que encuentran a su paso, incluido los depósitos de plaguicidas, sobre los cuales, una vez retenidos por estas barreras ocurre un proceso biodegradativo en la rizósfera de estas plantas micorrizadas (Jabaji-Hare y Kendrick, 1995; Habte et al. 1998), bajo la acción de los microorganismos, particularmente atribuidas a la presencia de bacterias rizosféricas del género Pseudomonas (Boyd y Carlucci, 1997; Ellwood y Watson, 1992), acelerado por la acción conjunta de la arcilla y la caliza (Laszlo, 1990; Stone, 1998; Clark, 1998), que actúan como catalizadores en la formación de metabolitos producidos "in situ" fácilmente biodegradables, utilizados posteriormente por los microorganismos del suelo, -incluídas las propias micorrizas- como fuente asimilable de Carbono, Fósforo y Nitrógeno (Khasa et al. 1992; Howeler et al. 1997).

Laszlo (1990) y Stone (1998), han demostrado que las arcillas, por su constitución estructural laminar, tienen la capacidad de almacenar y concentrar la materia orgánica entre las láminas que caracterizan su estructura, favoreciéndose en una primera etapa las reacciones de condensación, para luego ocurrir reacciones químicas de oxidación de la materia orgánica en las proximidades de su interfase, debido a la concentración de iones que tiene lugar, que propicia la actividad catalítica con una capacidad oxidante exacerbada. Posteriormente, la capacidad absortiva de las micorrizas, complementan la acción del filtrado y contención en los setos antierosivos de la foresta arbustiva empleada (Habte et al.1998).

• Aislamiento de endofitos nativos.

En las observaciones realizadas de diferentes especies de la foresta arbustiva de los cafetales, se comprobó la capacidad micorrízica de muchas de ellas, destacándose por su infestividad el banano o plátano (Musa spp.) asociado en los cafetales en las guardarayas y en los bordes de cañadas; especies herbáceas como millo o sorgo (Sorghum vulgare), yerba de yerba guinea (Panicum maximum) y romerillo (Bidens pilosa), y hasta incluso el propio cafeto, que en los suelos donde lleva años de plantado ocurre su micorrización natural corroborándose estos resultados por Siqueira et al. (1989) y López (1983).

Figura 1. Grupo de esporas de .externo 100x Glomus sp unidas a micelio

Las características de las esporas de resistencia reaisladas de estos cultivos y la anatomia de la infección interna MVA en el córtex radicular ( Figuras 8 y 9), indican que se trata de una especie del género Glomus acorde con las descripciones realizadas por Collins y Pfleger (1998) y Abbott y Robson (1979); coincidiendo en muchos aspectos con G. fasciculatum por sus hifas no excesivamente gruesas, infección vesicular densa, ocupando prácticamente todo el córtex radicular y las vesículas intercelulares grandes, de forma ovalada, generalmente univacuoladas, de pared gruesa. Estas descripciones la aproximan a G. occultum, descrita por Khasa et al. (1992), considerada por Herrera y Bustamante (Comunicación Personal), como especie nativa de los cafetales de la región del III Frente oriental.

Los trabajos consultados de Reginfo et al. (1998), Ferrer et al. (1998), Howeler et al. (1997), Fernándes y Siqueira (1989); Oliveira et al. (1990) y Siqueira et al. (1989), confirman el amplio rango de especies botánicas hospedantes de hongos MVA, y la gran diversidad de árboles o arbustos forestales y plantas de cultivos que pueden ser micorrizadas, incluso naturalmente (Siqueira et al. 1989; López 1983), entre ellas, numerosas especies de leguminosas arbustivas como Leucaena spp. (Habte et al. 1998).

• Micorrización de setos antierosivos.

El porcentaje de micorrización de las plantas utilizadas como setos antierosivos, tal como se muestra en la Tabla 1, osciló entre un 40-60% a las 12 semanas de inoculadas, considerado por Abbott y Robson (1979), un nivel de colonización adecuado en cualquier planta susceptible.

En todos los casos no se observaron diferencias notables en la morfología de la infección producida por el endofito nativo, lo cual evidencia la amplia gama de especies botánicas que pueden ser utilizadas con esta finalidad; no obstante, por las características rocosas de las laderas constituidas de suelos lateríticos pardos sin carbonato de origen volcánico; las especies más adaptadas han sido precisamente leguminosas arbustivas, en particular la especie L. leucocephala; que por demás permite simultanear su función como componente de las franjas protectoras hidrorreguladoras constituidas por especies forestales.

Estos resultados son de extraordinaria importancia ya que la mayoría de los autores han demostrado (Camprubi et al.1987), que la utilización de setos micorrizados con endofitos nativos es más ventajoso que la utilización de un hongo MVA de colección, de orígen distinto, debido precisamente a la adaptación del endofito nativo a las variadas condiciones de temperaturas, humedad, pH, fertilidad y propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo.

Tabla 1. – Comportamiento de la micorrización de especies botánicas. Efectividad del endofito nativo VA aislado del cafetal.

esp – Esporas.

esc – Esporocarpio.

Los resultados antes expuestos se han corroborado con reportes recientes realizados por Rengifo et al. (1998) y Ferrer et al.(1998), de estudios realizados sobre algunas de las especies consideradas en el presente trabajo, en los que el nivel de micorrización sobrepasó en muchas de ellas el 80%, incluyendo al propio cafeto, tal como refiere López (1983) en condiciones naturales de plantaciones de la región central del estado de Sao Paolo en Brasil. Es por ello que Howeler et al. (1997); Siqueira et al. (1989) y el propio López (1983), consideran que los cafetales constituyen una habitat natural propicio para el desarrollo de endofitos MVA de los más diversos géneros en un amplio rango de especies micorrízicas, incluyendo al propio cafeto, razón por la cual es capaz de resistir y producir en las más disímiles condiciones edafoclimáticas y mantener producciones sostenidas sin apenas recibir beneficios a cambio, razón más que suficiente para hacer de esta práctica una norma que por demás convertiría al arbusto del cafeto en el propio filtro ecológico del agrosistema.

• Efectividad de los Filtros Bioecológicos de contención.

Los resultados de la Tabla 2, demuestran que de los tratamientos con los insecticidas, evaluados, solo aldicarb y endosulfan mostraron niveles de residuos por debajo de los 5 metros, los que fueron sensiblemente reducidos a través de los filtros de contención según puede apreciarse en la Figura 2a. De estos resultados se evidencia la necesidad perentoria de evitar por todos los medios realizar tratamientos con plaguicidas por debajo del nivel de contención de las barreras hidroreguladoras para preservar las cuencas hidrográficas de la contaminación por agrotóxicos.

Tabla 2.- Protección de cuencas hidrográficas con filtros ecológicos. Bioensayos ecotoxicológicos en cárcavas en pendiente empleando como la lombriz Eisenia foetida.

De la Figura 2b, se demuestra que el sistema de contención (hongo MVA-seto-suelo-arcilla/caliza), además de resultar la mejor variante, evitó en todos los casos la contaminación del suelo más allá de los 2 m del punto de depósito del plaguicida, aún después de propiciarse el arrastre con niveles suficientes de precipitaciones que ocasionalmente ocurrieron en la zona, siendo eficiente no solo por su contención sino por contribuir a la biodegradación acelerada que tuvo lugar tal como se muestra en la Tabla 12, basado en los tiempos de prevención obtenidos en estas condiciones.

TABLA 3.- Cinética de biodegradación de insecticidas en suelo con setos micorrizados. Efecto detrimental sobre la lombriz de tierra Eisenia foetida.

• Relación Bioecológica con la Calidad del Agua y la contaminación por agrotóxicos de las Cuencas Hidrográficas valorando la entomofauna dulceacuícola del orden Odonata.

Evidentemente, la presencia de agentes contaminantes en la cuenca, repercutió sobre la biota dulceacuícola, y muy en particularmente sobre la entomofauna del orden Odonata, demostrándose que constituyó un excelente indicador de contaminación tal como se refleja en los resultados mostrados en la Tabla 4, guardando relación con la biodiversidad y composición genérica de los insectos, y con el detrimento de sus poblaciones; comportándose su distribución en las cuencas acorde a las características de cada género en correspondencia a determinadas exigencias de hábitat y condiciones ecológicas particulares, tal como se refleja en la Tabla 5, que ha permitido utilizarla como complemento en las investigaciones encaminadas a la protección de las cuencas hidrográficas por contaminación de agrotóxicos, y valorar la eficiencia del sistema de protección concebido.

Desde el punto de vista propio, se consideraron los odonatos más propicios para estas investigaciones, al menos en Cuba, por su abundancia relativa en los ecosistemas acuáticos de la Sierra Maestra, su fácil detección y colecta por la poca movilidad de sus náyades que se mantienen casi estacionarias, que a la vez permiten su identificación taxonómica, al menos del género sin necesidad de llegar a la fase adulta y atenido a los hábitos diversos, que incluyen a zonas pantanosas, lodozales, ríos y arroyos de aguas limpias, aguas cloacales y aguas salinas de los esteros costeros (Naranjo, 1998).

Tabla 4. – Impacto ecológico a la cuenca hidrográfica del río Sevilla en Guama. Monitoreo de diferentes zonas de la cuenca contaminadas y protegidas.

Tabla 5.- Caracterización de la Entofauna del Orden Odonata acorde al Monitoreo de la Cuenca Hidrográfica del Río Sevilla Guamá

Leyenda: Diferentes categorías de los Parámetros evaluados: (0) indefinido; (1) Nivel más bajo; (2-3) Nivel medio; (4) Nivel Superior y (5) Exigente.

Particularmente en el caso de los plaguicidas, su utilidad se refleja en el hábito de sus géneros y especies en correspondencia al suborden a que pertenecen (Esquivel, 1997). Las especies cavadoras pertenecientes al suborden Anisóptera (Tabla 6), que habitan en lodozales y sedimentos y tienen el hábito de enterrarse, reflejaron con mayor sensibilidad la contaminación por plaguicidas, cuya tendencia es particularmente la sedimentación en las orillas y fondo de los ríos, aspecto este corroborado por Moreno et al. (1997), en investigaciones en materia de depósitos de plaguicidas en los sedimentos de los canales de riego de las arroceras sin detectarse en las aguas que vierten a zonas costeras, lo cual demuestra la particular importancia que tienen estas especies concentradoras en los estudios de contaminación de las fuentes de almacenamiento y abastos de agua.

Tabla 6. – Características de los Subordenes de los odonatos.

En la Tabla 4, se evidencia la desaparición del género Orthemis y un detrimento significativo de las poblaciones de los géneros Pantala, Perithemis y Gynacantha, poco exigentes de oxígeno, en relación con el detrimento de Enallagma, Lestes e Hypolestes, todos demanandantes de oxígeno por excelencia según los estudios de Alayo (1974), que concuerdan con las observaciones más recientes que al respecto tienen Esquivel (1997) y Naranjo (1998), sobre el particular.

La Tabla 7, recoge la composición y distribución de los principales géneros de los odonatos agrupados en los dos subórdenes: Anisóptera y Zigóptera, diferenciándose, tal como se describe en la Tabla 15, porque las náyades de este último están provistas de tres láminas branquiales de aspecto foliáceo colocadas en el extremo del abdomen, aspecto morfológico indispensable para su identificación taxonómica, cualidad que le confiere gran exigencia de oxígeno, que los difiere de los Anisópteros que carecen de branqueas externas, teniendo en cambio en sus paredes internas abundantes tráqueas.

TABLA 7.- Distribución genérica de los Odonatos acorde con el Monitoreo de las diferentes zonas de la cuenca del Río Sevilla en Guama, Santiago de Cuba.

Los resultados analíticos de control de la calidad de las aguas registrados en la Tabla 8, permitieron establecer los niveles o grados de contaminación analítica en cada sitio. Estos valores fueron correlacionados con la composición genérica de los odonatos registrados en cada sitio (Tabla 7), lo que permitió agruparlos en los cinco grupos ecológicos que se describen en la Tabla 9, acompañados de los grupos taxonómicos a que pertenecen según las claves de Alayo (1974) y May (1979), para este Orden y su relación bioecológica con la calidad del agua. Algunos géneros como Scapanea, por su comportamiento indefinido no conformaron estos grupos.

Los resultados de los análisis biométricos recogidos en la Tabla 10, demuestran que efectivamente, existe una alta correlación entre la composición genérica de odonatos con la calidad analítica de las aguas y por ende con la contaminación de estas, con un comportamiento distintivo de los diez géneros registrados en relación con las zonas monitoreadas de la cuenca del río Sevilla.

Tabla 8.- Resultados de los principales parámetros fisicoquímicos examinados de las aguas. Diferentes zonas monitoreadas de las subcuencas del Río Sevilla, Guama. Santiago de Cuba.

TABLA 9.- Grupos Ecológicos pertenecientes al Orden Odonata relacionados con la Calidad del agua y la Contaminación ambiental.

Tabla 10. – Relación ecológica de la Biota dulceacuicola y la contaminación.

De los diez géneros, tres a saber: (1) Scapanea; (2) Erithrodiplax y (6) Micrathyria no arrojaron correlación con la polución; sin embargo, los géneros (3) Gynacantha; (7) Orthemis; (8) Pantala y (9) Perithemis mostraron alta correlación directa (+) con la polución, mientras los géneros restantes (4) Hypolestes; (5) Lestes y (10) Enallagma, arrojaron alta correlación inversa (-) con la contaminación. Entre ambos grupos, se manifestó una alta correlación genérica.

El análisis de regresión permitió establecer la ecuación de regresión múltiple que responde a:

C (Contaminación) = – 0.14 (g3) – 0.23 (g4) – 0.024 (g5) + 0.04 (g7) + 0.07 (g8) + 0.07 (g9) + 0.03 (g10) + 1.127

Esta ecuación establece la relación biótica genérica de los odonatos y la contaminación, utilizada al efecto en los cálculos con la denominación de Grado de Contaminación Bioecológica, que junto con la Contaminación analítica y el Indice o Intensidad de Contaminación (%) obtenido a través de la fórmula de Towsend-Heuberger (CIBA-GEYGI, 1985) basado en el método de Hilsenhoff (1982) modificado, aparecen registrados en la Tabla 11.

En la propia Tabla 11, aparece otra forma de cálculo o expresión de la Contaminación a la que se denominó Factor Biótico, definido por la relación genérica de las especies demandantes (Zigópteros) y los no demandantes (Anisópteros). Este factor, a juicio propio tiene un extraordinario valor práctico, pues atenido a las reflexiones realizadas sobre estos métodos de bioensayo recogidos en la revisión bibliográfica, para que tenga aplicación práctica, deben ser asequibles y de fácil manejo y comprensión por personal poco especializado; sin embargo, con la simple determinación de elementos básicos de hábitat y rudimentos taxonómicos de los subordenes, tal como se muestra en la Tabla 8, es suficiente para decidir a cual de los dos grupos pertenecen y poder calcular este factor.

Tabla 11.- Categorización de la contaminación de las subcuencas.

El rango de valores que toma este factor -desde 0 hasta valores algo superior a 10-, muestran acorde a los análisis de correlación y regresión registrados en la Tabla 21, que para valores del factor superiores a "5", las aguas están libres de contaminación, en cambio en valores por debajo de "2", hay contaminación orgánica, siendo más severa en la medida que se aproxima a "0", relacionada con la contaminación por demanda de oxígeno disuelto (DO), o por demanda biológica de oxígeno (DBO); en cambio, para el caso particular de contaminación causada por plaguicidas, no sólo se afectó la biota demandante de oxígeno, sino la no demandante por las razones anteriormente explicadas, estableciéndose relaciones bioecológicas que conllevan a valores del factor próximos a la unidad, (entre 1 y 2), resultando en principio una forma de alerta. De este propio análisis de correlación y regresión, se demuestra categóricamente que las diferentes formas de cálculo o expresión de la polución están altamente correlacionadas con la contaminación analítica.

Tabla 12. – Análisis de correlación y regresión de los diferentes indicadores de contaminación ambiental y calidad de las aguas.

Toda la zona del macizo cafetalero que abarcan las más de 2800 hectáreas de café que vierten en los diferentes sitios monitoreados de la cuenca del río Sevilla, no arrojaron contaminación; sin embargo, en los sitios de (6) San José y (7) La Magdalena que tienen despulpadoras de café y vierten sus residuos al río, se manifestó en ambos casos una alta contaminación (grado 4), a partir de esos puntos y hacia abajo siguiendo la trayectoria del río, a pesar de disminuir el grado de contaminación, se mantuvo hasta su desembocadura, haciéndose de nuevo cada vez más intensa en el llano, próximo al poblado de (14) El Madrugón, donde alcanzó la máxima contaminación (grado 5), por vertimiento fundamentalmente de albañales (aguas cloacales).

A pesar de la situación de contaminación de la cuenca reflejada en la Tabla 6, el monitoreo realizado al estero costero, no arrojó efecto significativo en la entomofauna dulceacuícola del orden estudiado, tal como se muestra en la Tabla 13, evidenciando que la misma manifiesta connotación localizada; de ahí, la importancia de propiciar en cada zona aledaña a una subcuenca donde se apliquen plaguicidas, las formas de contención a través de los filtros bioecológicos de referencia como respuesta a este problema, demostrándose la capacidad biodegradativa acelerada de estos biorreactores, que constituyen verdaderos filtros o tamices ecotoxicológicos, que evitan de este modo las contaminaciones por residuos de plaguicidas de cuencas hidrográficas y zonas bajas a consecuencia de los arrastres de los depósitos de plaguicidas aplicados en zonas montañosas.

Tabla 13.- Monitoreo de la entomofauna dulceacuícola del género Odonata en el Estero costero del río Sevilla en Guamá

Estos elementos abordados en el trabajo pueden contribuir de inmediato para rescatar las cuencas amenazadas y todas aquellas programadas en el contexto de la protección de las cuencas hidrográficas de Cuba, a partir del proyecto que se inició en la región con la recuperación de la cuenca del Cauto.

Conclusiones

• 1. El bioindicador E. foetida fue sensiblemente afectado por la presencia de insecticidas en el suelo, particularmente con los formulados granulados cuyos efectos se prolongaron un año, y con mayor riesgo aldicarb que contaminó hasta los 60 cm de profundidad.

• 2. Las características de las esporas de resistencia del endofito nativo aislado de los cafetales y la anatomía de la infección interna MVA en el córtex radical, indican que se trata de una especie del género Glomus.

• 3. Se aisló una cepa de Pseudomonas sp. fluorescente simbionte rizosferico del endofito nativo MVA con propiedad tensioactiva de su metabolito.

• 4. El sistema "hongo MVA-seto-suelo-arcilla/caliza", resultó la mejor variante de contención de los filtros bioecológicos, por impedir en todos los casos la contaminación del suelo más allá de los 2 m del punto de depósito del plaguicida, y propiciar la degradación acelerada de los agrotóxicos contaminantes.

• 5. La presencia de agrotóxicos repercuten en la biota dulceacuícola de los odonatos, con alta correlación bioecológica respecto a la calidad físico-química de las aguas lo que ha permitido por primera vez utilizarlos como bioindicadores de la contaminación de las cuencas hidrográficas que circundan los cafetales.

• 6. La contaminación de las cuencas por plaguicidas y residuos agroindustriales del café, se manifiestan en los odonatos de forma diferenciada, los primeros por sedimentación en lodozales detrimentan a los Anisopteros, y los segundos reducen el oxígeno disuelto en el agua y afectan a los Zigopteros, considerándose de un alto grado de polución ell detrimento genérico de ambos subordenes.

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