Fuente: Fisheries Research, Volumen 173, pág. 244.
El nitrógeno puede causar un grave impacto en la calidad del agua que los recibe; por ello, su descarga debe ser controlada con frecuencia. La mejora de la calidad del agua en los embalses recreativos y de agua potable ha sido una de las principales prioridades de las autoridades de las cuencas hidrográficas desde hace algún tiempo. Una medida comúnmente aplicada es la biomanipulación, cuyo objetivo es mejorar la calidad del agua ajustando la estructura de la comunidad de peces y buscando lograr principalmente la reducción de la cantidad de fitoplancton en el agua. Muchos estudios ya han demostrado que la biomanipulación es exitosa y que es un método factible para yacimientos, reservorios y otras masas de agua de similar área y profundidad con sitios de captura adecuados.
Efecto de la Biomanipulación sobre la Biodiversidad
Los cambios en la estructura trófica pueden desencadenar cambios complejos en la biodiversidad. En teoría, una comunidad de peces más equilibrada después de su biomanipulación y un menor control por parte de los peces planctívoros debería generar una mayor diversidad en el nivel trópico inferior (zooplancton y fitoplancton) a menos que especies como Daphnia dominen completamente el zooplancton y los invertebrados bentónicos. Además, siempre que las macrófitas sumergidas se vuelvan a colonizar y sean más abundantes después de la biomanipulación, aumentará la complejidad del hábitat en el litoral lacustre, lo que daría lugar a microhábitats más diversos y un aumento de la biodiversidad.
Efecto de la Biomanipulación en el Metabolismo de los Ecosistemas
El efecto de la biomanipulación en el metabolismo de los ecosistemas es discutible y poco estudiado. Se espera que la producción de fitoplancton se reduzca debido al control del herbicida mejorado del fitoplancton. Sin embargo, esto puede ser compensado por un aumento en la producción de algas bentónicas, macrófitas sumergidas y epífito debido a un aumento en la claridad del agua. Es probable que se produzca un escenario diferente en lagos profundos donde la pérdida de producción pelágica no puede compensarse completamente con un aumento en la producción bentónica / macrófita.
Caso 1: Lago Engelsholm, Dinamarca
El lago Engelsholm fue biomanipulado en 1992-1993 para reforzar su recuperación después de la reducción de la carga de nutrientes. Se retiraron diecinueve toneladas de ciprínidos y su biomasa estimada disminuyó posteriormente de 675 a 150-300 kg ha-1. La biomanipulación llevó a una reducción sustancial de Clα, TP y TN, así como un aumento en la profundidad Secchi. El análisis del punto de cambio identificó un cambio (p <0,01) en las tendencias de la biomasa del fitoplancton en julio de 1993, inmediatamente después de la biomanipulación de los peces. Hubo una disminución de 10 veces en la biomasa mediana y mínima del fitoplancton después del cambio. El análisis de series temporales no identificó ninguna tendencia en la biomasa del fitoplancton antes de la biomanipulación y sí identificó una tendencia negativa posterior. La riqueza del zooplancton y su variación dentro del año aumentaron ligeramente con una tendencia positiva después del cambio: La biomasa de rotíferos aumentó, mientras que los cladóceros disminuyeron después de la biomanipulación.
Fuente: Advances in ecological research, Volumen 47
Caso 2: Lago Faarup, Dinamarca
El Lago Faarup es un lago estratificado, cuya mayor parte de la carga de sus nutrientes de N y P es difusa (gran parte por el aporte de agua subterránea). En este lago, se biomanipularon los mejillones cebra por primera vez en 1993 y a las larvas velíger en el plancton a partir de 1998. En el 2000 la densidad que se registró fue de 1300 m-2. Desde 1995, se produjo una disminución importante en la media de Clα, TP y TN. En consecuencia, la profundidad Secchi ha aumentado. En comparación con el lago Engelsholm donde los peces fueron biomanipulados, los cambios en las comunidades planctónicas del lago Faarup fueron más graduales. El análisis del punto de cambio identificó un cambio (p <0,01) en las tendencias de la biomasa del fitoplancton en agosto de 1997, coincidiendo con la observación de altas densidades de larvas de mejillón cebra en el plancton. La biomasa mediana del fitoplancton disminuyó seis veces, y la riqueza y la uniformidad de los géneros fitoplanctónicos también disminuyeron en un 40%. Tanto la biomasa de fitoplancton como las medidas de diversidad mostraron una tendencia decreciente después del cambio. El cambio en la composición de la comunidad de fitoplancton entre estos períodos se reflejó principalmente en una disminución de la dominancia de las cianobacterias y un aumento gradual de la heterogeneidad acompañada por un aumento en la abundancia de diatomeas y los grupos restantes. La biomasa mediana del zooplancton en el lago Faarup disminuyó un 50% después de 1997, mientras que su variación media dentro del año aumentó. Teniendo en cuenta la composición de la comunidad, el dominio de los cladóceros disminuyó gradualmente, mientras que la fracción de rotíferos de la biomasa del zooplancton aumentó después del cambio.
Fuente: Advances in ecological research, Volumen 47
Referencias
- Guy Woodward, Ute Jacob, Eoin J. O'Gorman. (2012). Advances in ecological research (Vol. 47). Academic Press. 521pp.
- Jurajda, P., et al. (2016). Use of multiple fish-removal methods during biomanipulation of a drinking water reservoir – Evaluation of the first four years. Fisheries Research, 173,101-108.
- L-A Hansson and C Bronmark. (2009). Biomanipulation of Aquatic Ecosystems. Elsevier Inc, 242-248.
- Ofir, E., Heymans, J. J., Shapiro, J., Goren, M., Spanier, E., & Gal, G. (2017). Predicting the impact of Lake Biomanipulation based on food-web modeling—Lake Kinneret as a case study. Ecological Modelling, 348, 14-24.
