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INTRODUCCIÓN
Los ecosistemas de agua dulce son recursos indispensables para la vida al proporcionar servicios ecosistémicos como: abastecimiento de agua, producción de energía, fuentes de absorción de carbono, recursos forestales, pesca y alimentación (De Groot et al., 2010; Jacobus et al., 2019; Raitif et al., 2019). Estos servicios nos permiten tener una mejor comprensión en nuestros activos naturales como componentes críticos de la riqueza inclusiva, el bienestar y la sostenibilidad del planeta (Costanza et al., 2014), brindando una serie de beneficios no solo para la humanidad, sino que también sostienen una amplia gama de comunidades animales, vegetales y de microorganismos (Sabater et al., 2009).
Los impactos más significativos que afectan a estos ecosistemas acuáticos incluyen la urbanización progresiva, los diferentes usos del suelo, la sobreexplotación de recursos naturales, la desviación de cauces de ríos e introducción de especies exóticas (Acosta et al., 2009). La mayoría de estas actividades, además de alterar la dinámica natural de los recursos hídricos, resultan en la remoción total o parcial de la vegetación ribereña, que afecta la integridad y calidad de las fuentes de agua (Nessimian et al., 2008).
Reconociendo la importancia de la utilización de bioindicadores, el Ministerio de Ambiente y Desarrollo Sostenible y la Autoridad Nacional de Licencias Ambientales, junto con otras instituciones, han dado un primer paso para proponer una metodología para la estimación del caudal ambiental en los ríos colombianos (Pinilla-Agudelo et al., 2014). Entre estos protocolos se han integrado parámetros fisicoquímicos y respuestas biológicas, incluyendo el uso de macroinvertebrados acuáticos, que son una herramienta valiosa para determinar la integridad de los ecosistemas acuíferos, al ser sensibles a estas perturbaciones ambientales (Muñoz et al., 2001; Flotemersch et al., 2006).
Colombia cuenta con 59 Parques Nacionales Naturales, entre ellos, se encuentra el Parque Nacional Natural Selva de Florencia (PNNSF) establecido en el año 2005 como área protegida (Departamento Nacional de Planeación, 2021). A pesar de albergar una gran riqueza faunística e hídrica, esta área cuenta con escaso conocimiento acerca de la calidad de agua de sus afluentes y los macroinvertebrados acuáticos que allí habitan (Orrego-Meza et al., 2020).
Por lo anterior, y como complemento al Programa de Monitoreo que está siendo implementado en el Parque, este estudio tuvo como objetivo evaluar la diversidad de macroinvertebrados acuáticos bioindicadores y la integridad de hábitat en afluentes ubicados dentro y fuera del área del PNNSF, con el propósito de ampliar el conocimiento. Además, se hace indispensable generar información sobre la zona de estudio para incentivar medidas de mitigación o conservación, teniendo en cuenta las actividades antrópicas (ganadería y agricultura) que se han presentado en la historia del PNNSF (Herrera et al., 2015). En este sentido, se esperaría encontrar una diferencia en la diversidad de los macroinvertebrados acuáticos y la calidad del hábitat, como producto del cambio y uso del suelo, especialmente aquellas ubicadas en la zona de amortiguamiento del PNNSF.
ÁREA DE ESTUDIO
El Parque Nacional Natural Selva de Florencia (PNNSF) se encuentra ubicado en el oriente del departamento de Caldas sobre la vertiente Oriental de la Cordillera Central de Colombia a 5°298,17" N, y 75°047,18" W, con una extensión de 10019 ha, con un amplio gradiente altitudinal que va desde los 850 m. s. n. m hasta los 2400 m. s. n. m (Rodríguez et al., 2006; Herrera et al., 2020). Cuenta con una variedad de suelos, geomorfología y clima propios de los Andes Tropicales, con hábitats naturales que lo hacen un gran reservorio florístico y faunístico (Rodríguez et al., 2006). Por la riqueza en sus nacimientos de agua, es considerado la Estrella Hídrica del Oriente Caldense, la cual es regulada gracias a la presencia de las zonas boscosas y áreas protegidas que alimentan los ríos La Miel y Samaná Sur (Herrera et al., 2020). Presenta una variación en la temperatura media anual entre los 17 °C y 24 °C y precipitaciones anuales hasta 8000 mm (Rodríguez et al., 2006; Orrego-Meza et al., 2020).
La presente investigación se desarrolló en el marco del Programa de Monitoreo del PNNSF implementado a partir del año 2020, coordinado por el equipo de monitoreo e investigación del PNNSF, en el corregimiento de Florencia, Samaná, zona de influencia del volcán El Escondido. El estudio se realizó en seis afluentes de la cuenca del río San Antonio, dos en el exterior del PNNSF: San Antonio La Cabaña "SALC" (5°30'22,2" N, 75°01'28,8" W), San Antonio Encimadas "SAE" (75°00'28,2" N, 5°30'20,3" W). Y cuatro dentro del PNNSF: Las Mercedes "LM" (5°30'31,7''N, 75°02'24,3''W), San Antonio Confluencia "SAC" (75°02'03,8" N, 05°30'16,2" W), Chupaderos "CHU" (5°29'29,8'' N, 75°02'45,6'' W) y La Selva "LS" (5°30'52,0'' N, 75°02'51,8''W; Fig. 1).
MUESTREOS DE MACROINVERTEBRADOS
La recolecta de los macroinvertebrados acuáticos fue realizada por los funcionarios del PNNSF de acuerdo con lo establecido en el Programa de Monitoreo del Parque, durante los meses de septiembre y octubre del 2020. Se hicieron muestreos cuantitativos en los seis afluentes seleccionados, en un gradiente altitudinal entre los 710 m. s. n. m. y los 1486 m. s. n. m. Tomando de referencia la metodología propuesta por Silveira et al. (2004), se realizaron transectos de 100 m en cada afluente. Los afluentes presentaban anchos variables entre 7 y 25 m. Se tomaron muestras de macroinvertebrados acuáticos con red Surber de 30,5 cm x 30,5 cm x 8 cm y ojo de malla de 560 µm, en hojarasca, roca y sedimento fino, cada sustrato con tres repeticiones.
El material recolectado fue depositado en la Colección Entomológica del Programa de Biología de la Universidad de Caldas CEBUC (RNC: 188). La identificación fue realizada a través de las claves taxonómicas para familias y géneros de Posada-García (2003), Domínguez et al. (2006), Domínguez y Fernández (2009), Roldán Pérez (2012), Gutiérrez y Días (2015), y González-Córdoba et al. (2016).
PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS
Se tomaron los parámetros fisicoquímicos en la parte alta, media y baja de cada transecto muestreado por afluente. Las mediciones in situ registradas correspondieron a la conductividad, pH, sólidos disueltos y temperatura, tomadas con una sonda multiparamétrica marca Hanna HI. Adicionalmente, se consignaron variables de dinámica fluvial de paisaje y clima.
ANÁLISIS DE DATOS
Índices de diversidad
Se evaluó la representatividad del muestreo mediante curvas de acumulación de especies, se analizó la distintividad taxonómica de las comunidades de macroinvertebrados acuáticos con el programa Past versión 4.11, con el fin de evaluar la diversidad taxonómica entre los seis afluentes, y se realizó el índice de diversidad de orden q (qD) propuesto por Chao et al. (2014) con los morfotipos de los macroinvertebrados acuáticos recolectados.
Índice Integridad del Hábitat (IIH)
Basados en el protocolo propuesto por Nessimian et al. (2008), el equipo de PNNSF evaluó las condiciones ambientales de los afluentes muestreados mediante el Indice de Integridad del Hábitat (IIH). Los valores arrojados por este índice se encuentran entre 0 y 1, en donde los valores más bajos indican menor integridad y los más cercanos a 1, mayor integridad (ANLA, 2013).
Composición y relación con las variables fisicoquímicas
Para evaluar la variación en la composición de especies entre los afluentes muestreados y el IIH se aplicó un Análisis de Coordenadas Principales (ACoP). Posteriormente, para evaluar la relación entre las variables fisicoquímicas tomadas in situ y la comunidad de macroinvertebrados acuáticos, se desarrolló un Análisis de Correspondencia Canónica (CCA) con los seis afluentes de muestreo.
Índice de Calidad del Ecosistema Ribereño (QBR)
Para evaluar el nivel de calidad de los bosques de ribera se utilizó el índice QBR propuesto por Acosta et al. (2009); modificado a partir de Munné et al. (1998; 2003). Este índice recoge distintos componentes y atributos de las riberas en cuatro bloques, la puntuación final del índice es el resultado de la suma de la puntuación obtenida en cada uno de los bloques, cuyo resultado no debe ser mayor que 100.
Índice BMWP
La evaluación de la calidad del agua se realizó a través del índice biótico BMWP, siguiendo la tabla propuesta por Zúñiga y Cardona (2009). Este índice se basa en datos de presencia y ausencia, categorizado hasta nivel de familia, cuyo puntaje va de 1 a 10 de acuerdo con la tolerancia de los diferentes grupos a la contaminación orgánica, siendo 1 el más tolerante a la contaminación y 10 el más sensible. Finalmente, se suman los puntajes de las familias encontradas y el resultado obtenido indica el nivel de calidad de agua.
Todos los análisis estadísticos de este estudio se realizaron en la plataforma R (R Core Team 2019) utilizando el paquete Vegan (Oksanen et al., 2016) y Past 4.08.
RESULTADOS
Se recolectaron un total de 2894 macroinvertebrados acuáticos, divididos en 13 órdenes, 49 familias, y 77 géneros, entre ellos, los órdenes Ephemeroptera y Trichoptera fueron los más representativos, con una abundancia del 28 % cada uno, seguido de Coleoptera con 17 %, Diptera con 12 % y Plecoptera con el 11 %. A nivel de géneros, Anacroneuria presentó una mayor cantidad de organismos con una abundancia del 10 %, seguido por Tricorythodes, Nectopsyche, Subfamilia Chironominae, Americabaetis, Smicridea, Leptonema y Leptohyphes, que corresponden a un 35 % del total de individuos de las muestras recolectadas.
Índices de diversidad
El estimador de riqueza ACE mostró que la completitud del muestreo fue de 78,86 %. El índice de distintividad taxonómica, arrojó que la distancia y distintividad taxonómica de las comunidades de macroinvertebrados acuáticos en los seis afluentes fueron similares (p-valor = 0,7). El afluente con mayor riqueza (Q0) fue LM, con 61 morfotipos agrupados en 49 géneros y 32 familias, seguida de SALC con 57 morfotipos distribuidos en 38 géneros y 28 familias. LS, SAC y CHU presentaron una tendencia similar en la riqueza con 48 morfotipos cada uno.
En cuanto a la abundancia, el mayor número de individuos fue registrado para LM con 603 individuos y LS con 528 individuos, al contrario de CHU que obtuvo la menor abundancia entre todos los sitios evaluados con 329 individuos. Con respecto a la diversidad per se (Q1) los mayores valores fueron obtenidos en las quebradas CHU y LM, con 29,18 y 27,69 morfotipos respectivamente, seguido por las quebradas LS, SAC y SALC con 23,74 -21,97 y 20,43 morfotipos respectivamente. Así mismo, la diversidad de orden Q2 mostró resultados similares a los anteriores, en el cual, los afluentes CHU y LM reportaron la mayor dominancia con 21,01 y 17,44 morfotipos, respectivamente. La quebrada SAE, ubicada al exterior del PNNSF, fue el afluente que presentó el valor más bajo entre los tres órdenes de diversidad (qD) evaluados (Fig. 2a).
Figura 2 a) Perfiles de diversidad de macroinvertebrados acuáticos en afluentes del PNNSF. Q0: riqueza de morfotipos, Q1: diversidad per se y Q2: dominancia de morfotipos. b) Análisis de coordenadas principales (ACoP, índice Bray-Curtis) para los seis afluentes muestreados, según la composición (familias y géneros) de macroinvertebrados. *zona de amortiguamiento del PNNSF.
Evaluación de la integridad del hábitat y calidad del agua
Los resultados del IIH oscilaron entre los 0,65 y 0,86, refiriendo, en general, una "moderada integridad" (rangos entre 0,51 - 0,8) a una "alta integridad de hábitat" (rangos entre 0,8 y 1) en todos los afluentes. Para el Indice QBR los valores fluctuaron entre 65 y 100, indicando un nivel de calidad "buena" a "muy buena", en donde solamente la quebrada SAE (ubicada en zona de amortiguamiento del PNNSF) estaría en la categoría con nivel de "calidad intermedia". Por otro lado, la evaluación de calidad del agua mediante el índice BMWP, indicó que los seis afluentes estudiados se encontraron en la misma categoría, con aguas "muy limpias" sin evidencias de contaminación (puntaje superior a 130; Tabla 1).
Tabla 1 Indices de integridad ambiental y calidad del agua aplicados en los sitios de estudio. IIH: Indice de Integridad de Hábitat; QBR: Indice de Calidad del Ecosistema Ribereño. * afluentes fuera del PNNSF. Elaborado a partir de Acosta et al. (2009); Zúñiga y Cardona, (2009); Pinilla-Agudelo et al. (2014).
Relación de las variables fisicoquímicas con la riqueza y abundancia de macroinvertebrados acuáticos
En el ACoP, los dos primeros ejes explicaron el 59 % de la variación en la composición. El primer componente fue explicado por el 35,75 %, el cual corresponde a las puntuaciones del IIH, y el segundo componente fue explicado por el 23,30 %. Los afluentes LM y CHU presentaron una mayor similitud de morfotipos, y el afluente SAE fue el que presentó una composición disímil en consecuencia del menor valor de integridad obtenido (Fig. 2b). Los afluentes correspondientes a los sitios de San Antonio (SAC, SALC y SAE) presentaron los valores más altos de temperatura, conductividad y concentración de sólidos disueltos. Con una explicación del 75 % de la varianza total, se observó que el primer eje canónico se relacionó positivamente con la conductividad, temperatura y sólidos disueltos, asociándose con el afluente SAE y los géneros Leptohyphes, Smicridea, Thraulodes, Planariidae y Terpides. Para el segundo eje, se encontró el pH relacionado con el afluente SAC y la presencia de Tipulidae, Ceratopogonidae, Microcylloepus y Psephenidae. La composición de las especies en los afluentes CHU, LM y LS no presentaron relación con las variables fisicoquímicas evaluadas. Sin embargo, los organismos asociados en CHU fue Chironomidae, en LM fue Chloronia, en LS fue Hexatoma y en SALC fue Corixidae.
Ordenamiento directo de la composición de macroinvertebrados y el IIH
La figura 3a hace referencia a la abundancia relativa de EPT en relación a los valores del IIH, en donde se observó que los géneros Euthyplocia, Haplohyphes y Culoptila estuvieron asociados al afluente (LM) con el valor más alto de integridad ambiental con 0,8625. Baetodes, Thraulodes, Anacroneuria y Leptohyphes se encontraron ampliamente distribuidos en los seis afluentes muestreados.
De igual modo, en el gráfico de gradiente directo para el orden Coleoptera (Fig. 3b), se observó que los géneros Elmoparnus, Stegoelmis y Microcylloepus, y la familia Lampyridae, también estuvieron asociados a la quebrada LM. Por otra parte, los géneros Disersus y Pheneps estuvieron en el afluente SAE, que presentó una puntuación menor de integridad ambiental con 0,65.
Figura 3 Abundancia relativa de los morfotipos encontrados en los seis afluentes evaluados, ordenados de acuerdo con los valores de integridad ambiental: a) Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera. b) Coleoptera. c) Diptera, Hemiptera, Megaloptera, Odonata, Haplotaxida, Decápoda, Rhynchobdellida. Las barras de la parte superior representan los afluentes muestreados en base a los valores del IIH. De izquierda a derecha: San Antonio Encimadas (SAE), La Selva (LS), San Antonio Confluencia (SAC), San Antonio La Cabaña (SALC), Chupaderos (CHU) y Las Mercedes (LM).
Los demás taxones fueron agrupados de la siguiente forma: Peripsychoda, Tipulidae, Mesovelia, y Perilestes se presentaron exclusivamente en el afluente LM (Fig. 3c); mientras Chironominae, Tanypodinae y Corydalus se ubicaron en todos los afluentes muestreados, independiente del rango de calidad ambiental otorgado por el índice.
DISCUSIÓN
La alta abundancia de los órdenes Ephemeroptera y Trichoptera, y la sobresaliente cantidad de organismos registrados para el género Anacroneuria en este estudio, corroboran los valores altos de integridad de hábitat obtenidos a partir de los índices de integridad (IIH y QBR). Otros estudios realizados en la región Andina, también han documentado la dominancia de estos órdenes en condiciones de calidad de agua "limpias a muy limpias" (Walteros Rodríguez et al., 2016; González et al., 2020). Así mismo, el género Anacroneuria se ha caracterizado por presentar una fuerte asociación con la calidad del recurso hídrico y es considerado altamente sensible a los tensores generados por las intervenciones antropogénicas (Zúñiga, 2010).
Sin embargo, en este estudio también fueron registrados en gran abundancia los géneros Smicridea, Leptonema y Leptohyphes, considerados como organismos abundantes y de amplia distribución, relacionados con un considerado grado de tolerancia. Lo anterior puede indicar que estos organismos poseen una mejor capacidad de adaptación a las diferentes condiciones ambientales, y por ende, pueden mantener sus poblaciones incluso en aguas más limpias, o ambientes con indicios de degradación (Nessimian et al., 2008; Zúñiga y Cardona, 2009; Braun et al., 2014).
Por otro lado, la mayor riqueza y abundancia encontrada en el afluente LM, no coincidieron con los resultados obtenidos por Orrego-Meza et al. (2020), puesto que encontraron LS como el afluente con la mayor riqueza y abundancia de insectos acuáticos, contrario a este estudio donde la mayor riqueza fue obtenida en LM. Cabe destacar que en los eventos de muestreo de Orrego-Meza et al. (2020), para octubre de 2017 se presentaron fuertes lluvias (promedio de precipitación diaria: 20 mm), mientras que, en el evento de muestreo de este estudio los días fueron más soleados (promedio de precipitación diaria: 15 mm).
Amaya y Donato Rondón (2008), mencionan que los valores muy altos de precipitación no favorecen las comunidades acuáticas, al generar un cambio en las características fisicoquímicas, principalmente en la disminución de la concentración de las sales disueltas. Así mismo, la velocidad de la corriente, la profundidad del caudal y la luz, son determinantes en las comunidades de macroinvertebrados acuáticos en los sistemas lóticos (Gómez y Gómez, 2015). Esta diferencia posiblemente también es causada por la biología de los insectos, de acuerdo a sus tasas de crecimiento, reproducción, desarrollo y podrían explicar la poca abundancia recolectada de estos investigadores, sin embargo, para determinar su causa real es importante continuar con el monitoreo de las poblaciones acuáticas.
Los resultados obtenidos en el IIH y el QBR presentaron una estrecha relación con el índice de diversidad (qD) y el ACoP. Faria et al. (2017), y Meza-S et al. (2020), documentaron cambios en la composición de los macroinvertebrados cuando se presentan alteraciones en su entorno, debido a la disminución o pérdida de taxones considerados sensibles. Lo anterior indica que las quebradas evaluadas en este estudio presentaron características similares en su integridad de hábitat y calidad del agua, a pesar de que SAE presentó los valores más bajos. Sin embargo, no se evidenció un cambio abrupto en la composición de los insectos acuáticos, del cual se esperaba encontrar diferencias marcadas dentro del Parque Natural en relación con la zona de amortiguamiento.
En un estudio realizado por Cambra y Barría (2014) en el Parque Nacional Darién, Panamá, se documentó Euthyplocia, Haplohyphes, Elmoparnus, y la familia Lampyridae asociados a aguas de muy buena calidad. Así mismo, la presencia de Perilestes se ha registrado en ambientes acuáticos bien conservados con presencia de vegetación ribereña (Silva et al., 2021). Los géneros anteriormente mencionados también fueron encontrados en el afluente LM, el cual presentó el valor más alto de integridad, y mayor cobertura vegetal. De igual forma, los géneros Thraulodes y Corydalus encontrados en todos los afluentes muestreados, son considerados insectos acuáticos con una amplia distribución altitudinal, generalmente asociados a ambientes de aguas limpias (Zúñiga y Cardona, 2009; Giacometti, 2019). Estos resultados, respaldan lo encontrado en el presente estudio, ya que los afluentes estudiados presentaron una moderada a alta integridad, con presencia de organismos sensibles a los cambios ambientales.
Por otro lado, la asociación de Culoptila, Stegoelmis (presente en LM) y Disersus (presente en LS y SAE) con ambientes íntegros es difícil de explicar, porque se conoce poco sobre la biología y distribución de estos grupos (González-Córdoba et al., 2016; Wiggins, 2018). Por ende, no se encontraron estudios que evalúen la posible preferencia de hábitat de estos géneros, siendo este estudio un posible acercamiento de las preferencias en las condiciones de su hábitat.
En cuanto a los valores más altos registrados de temperatura, conductividad y sólidos disueltos asociados a las tres áreas de San Antonio (SAC, SALC y SAE), posiblemente, se encuentre relacionado a que estos sitios presentan una menor cobertura vegetal y los anchos de caudal más grandes (21 m a 25 m). Rubio-M et al. (2016) y Moreno-Jiménez et al. (2017), mencionan la importancia de este ambiente terrestre ribereño en los ecosistemas acuáticos, al desempeñar funciones como: aumento de sombrío, retención de sedimentos, estabilidad en el margen del río, hábitats acuáticos y/o terrestres y el suministro de materia orgánica como alimento para muchos organismos.
La pérdida total o parcial de la vegetación ribereña genera cambios en los componentes fisicoquímicos del ecosistema, al reducirse el aporte de la materia orgánica alóctona, permitir el ingreso de residuos orgánicos y contaminantes. Además, la vegetación ribereña imposibilita la incidencia directa de la luz solar al caudal, que ocasiona el incremento del pH, los sólidos disueltos totales y la conductividad (Villada-Bedoya et al., 2017; Luiza-Andrade et al., 2020). Estos factores tienen una implicación en los organismos acuáticos al originar cambios en su estructura y composición, y consecuentemente una disminución en su diversidad (Braun et al., 2014; Moreno-Jiménez et al., 2017; Bastos et al., 2021). Lo anterior explica, en cierta parte, la menor diversidad de macroinvertebrados acuáticos encontrada en SAE, en donde se registraron los valores más altos en las variables fisicoquímicas (pH, sólidos disueltos totales, conductividad) y los valores más bajos en los índices de integridad aplicados (IIH y QBR).
En relación con los organismos asociados a las variables fisicoquímicas, se encontró que Smicridea presentó una asociación con el valor más alto de temperatura (22,7 °C), lo que también fue documentado por Jaimes-Contreras y Granados-Martínez (2016). Mosquera-Murillo y Córdoba-Aragón (2015) encontraron a Thraulodes asociado a un pH neutro, baja conductividad y pocos sólidos, sin embargo, en este estudio, a pesar de encontrarse este grupo en todos los sitios evaluados, la mayor cantidad de individuos se presentó en la zona con una conductividad alta (136 ms/ cm). Lo anterior podría deberse a que Thraulodes está ampliamente distribuido en los ríos de la región Andina, y se trata de un grupo muy diverso que cuenta con al menos 29 especies registradas para Suramérica (Pérez-García y Liria, 2013; Mosquera-Restrepo y Peña-Salamanca, 2019), por lo que es posible que las especies encontradas en nuestro estudio, no sean las mismas encontradas por Mosquera-Murillo y Córdoba-Aragón (2015).
Finalmente, los resultados obtenidos por medio del BMWP, reflejan una calidad de agua similar (aguas muy limpias) para todos los afluentes estudiados, mientras que el IIH y el QBR otorgaron más de una categoría a los afluentes, mostrando posiblemente una mayor sensibilidad ante las variaciones del hábitat. La discrepancia en la clasificación en cuanto a estos índices puede deberse a que el índice BMWP solo tiene en cuenta algunos taxones, puesto que aún no se tiene valores de bioindicación para todos los grupos (Moreno y Gutiérrez, 2019). Además, este índice podría no ser lo suficientemente sensible cuando se presentan bajas cargas de contaminación, al trabajar con un nivel taxonómico (familia) que alberga a muchos organismos con distinto grado de sensibilización. De esta forma, se recomienda complementar los resultados del BMWP con índices de calidad de hábitat y medidas de diversidad.
CONCLUSIONES
El número similar de riqueza y abundancia de macroinvertebrados acuáticos encontrado tanto dentro como en la zona de amortiguamiento del PNNSF, es considerado un resultado favorable y positivo para esta área protegida, pues indica que la zona aledaña del PNNSF aún sigue cumpliendo sus funciones en la mitigación de los impactos antropogénicos. Sin embargo, se sugiere aumentar el área de corredores ribereños nativos a lo largo de las quebradas San Antonio, especialmente SAE, la cual se encuentra más susceptible a los impactos generados por la urbanización.
Se resalta la importancia de continuar con las estrategias de monitoreo implementadas en el PNNSF, con el fin de asegurar el sostenimiento de la diversidad biológica y garantizar la protección de sus servicios ecosistémicos en el área.
