Introducción

Los ecosistemas de río son componentes integradores de los paisajes. Dentro de una cuenca hidrográfica, el movimiento de la escorrentía de lluvia, acarrea solutos y partículas hacia los ríos, además determina la cantidad de agua y de sedimentos que entran a los cuerpos de agua y define en gran medida la geomorfología y fisicoquímica de estos ecosistemas (^{Allan & Castillo, 2007}). En combinación, estas características definen el ambiente acuático y son en parte responsables de la alta biodiversidad que se encuentra en ellos. Se estima que cerca de un 0.8% de la superficie de la tierra está cubierta por ecosistemas de agua dulce, y en ella se pueden encontrar alrededor de un 6% de todas las especies descritas (^{Dudgeon et al., 2006}). La estrecha relación entre la flora y fauna acuática y sus ambientes los convierte también en indicadores; perturbaciones en las cuencas o en el río resultan en cambios en la composición y estructura de las comunidades acuáticas.

Entender cómo las actividades antropogénicas afectan las condiciones de los ecosistemas de río y a la biota acuática facilita no sólo evaluar los impactos, sino también ayuda en el manejo y la conservación de los ríos. Numerosas actividades humanas resultan en efectos negativos sobre los ecosistemas acuáticos. Entre ellas se han identificado la modificación del flujo, degradación del hábitat, sobreexplotación, contaminación, y la introducción de especies exóticas (^{Dudgeon et al., 2006}, ^{Ramírez et al., 2008}). Esos agentes de estrés pueden variar ampliamente a través de diferentes escalas (i.e., entre ríos, cuencas, sistemas continentales e insulares). El uso de la fauna acuática, en especial de los macroinvertebrados, como indicadores de la condición del ecosistema, ayuda en la evaluación de los ecosistemas acuáticos. Numerosos índices y protocolos de evaluación han sido desarrollados usando macroinvertebrados acuáticos (^{Bonada et al., 2006}). En términos generales, los macroinvertebrados ayudan a determinar impactos asociados a alteraciones del hábitat y contaminación orgánica (e.g., descargas de aguas residuales). Muchos países han desarrollado sus propias herramientas de monitoreo usando macroinvertebrados para evaluar la condición de las aguas superficiales (^{Springer, 2010}).

Puerto Rico alberga un importante recurso hídrico. Su ubicación de isla oceánica en el noreste del mar Caribe hace que reciba una alta precipitación y albergue numerosos cuerpos de agua superficiales (^{DRNA, 2004}). La isla tiene alrededor de 50 ríos principales, la mayoría son cortos y con pendientes muy pronunciadas, con sus cabeceras en las cordilleras y desembocando al mar luego de drenar por cortas llanuras costeras. La diversidad acuática es representativa de islas oceánicas, con pocas especies en comparación con ríos continentales, y con un cierto grado de endemismo (^{Ramírez & Gutiérrez-Fonseca, 2014}). Al mismo tiempo, parte de la fauna de agua dulce es derivada de grupos marinos. Todas las especies de peces y camarones en Puerto Rico son grupos derivados de ancestros marinos (^{Cooney & Kwak, 2013}). No obstante, el recurso hídrico de la isla está amenazado por actividades antropogénicas y nuestro entendimiento sobre el impacto y las consecuencias es todavía limitado. Actualmente, existen pocas herramientas que permitan evaluar ese tipo de impactos y así monitorear la condición de los ecosistemas dulceacuícolas en la isla.

Los objetivos de este trabajo son: i) describir las principales amenazas que afectan la conservación de los ríos en Puerto Rico, resaltando las necesidades que se enfrentan para el manejo de estos ecosistemas; ii) proponer una modificación y adaptación de dos índices que se basan en macroinvertebrados, el Biological Monitoring Working Party (BMWP) y el Índice Biótico de Familias (IBF), ambos utilizados ampliamente a nivel mundial como una herramienta en el monitoreo biológico de los cuerpos de agua superficial; finalmente, iii) proponer una metodología estandarizada para la recolecta de macroinvertebrados acuáticos para la evaluación de la condición ecológica de los ríos en Puerto Rico.

Principales amenazas a los ríos en Puerto Rico. La principal amenaza que afecta la condición de los ríos en Puerto Rico es la alta presencia humana en la isla. Puerto Rico es una isla altamente urbanizada, con casi cuatro millones de habitantes, un 16% de su área urbanizada y un 40% afectada por una expansión urbana poco planificada (^{Martinuzzi et al., 2007}). Esto genera numerosos impactos sobre los cuerpos de agua, relacionados con desarrollo urbano en las cuencas, como lo son la extracción de agua, y las descargas de aguas residuales no tratadas (^{Ramírez et al., 2009}, ^{Ramírez & Gutiérrez-Fonseca, 2014}). La mayoría de las cuencas en Puerto Rico drenan áreas pobladas, por lo que muchos tributarios presentan lo que se conoce como el “Síndrome del Río Urbano” (^{Walsh et al., 2005}). Los síntomas del síndrome incluyen la canalización y el enderezamiento de los cauces, el aumento en la rapidez con que el agua de lluvia fluye hacia el río, el aumento en la contaminación, y la pérdida de la fauna nativa. En Puerto Rico, los ríos impactados por actividades humanas presentan muchas de las señales descritas para ríos urbanos, como un alto contenido de nutrientes y carga de solutos (^{Santos Román et al., 2003}, ^{Ramírez et al., 2014}).

En contraste con lo propuesto en el síndrome, los ríos urbanos de Puerto Rico no presentan las alteraciones hidrológicas descritas. El alto grado de precipitación que recibe la isla hace que los ríos fluctúen fuertemente y de forma frecuente. Esto resulta en hidrologías similares para ríos en áreas urbanas y en áreas boscosas (^{Ramírez et al., 2009}). Sin embargo, los mecanismos son diferentes, asociándose con la alta impermeabilización en sitios urbanos y con la alta saturación de agua en el suelo en los bosques. Ambos casos resultan en fuertes fluctuaciones en la hidrología de los ríos por mecanismos diferentes (^{Ramírez et al., 2009}). Otra diferencia con lo propuesto en el síndrome es la presencia de fauna nativa en los ríos urbanos. La presencia de peces y camarones nativos en los ríos urbanos en Puerto Rico se asocia más con el mantenimiento de la conectividad entre el río y el mar, y no tanto con el grado de urbanización (^{Ramírez et al., 2012}). Tanto peces como camarones parecen tolerar algún grado de contaminación del agua, pero son extirpados de los ríos cuando las represas bloquean las migraciones entre el río y el mar (^{Holmquist et al., 1998}).

La presencia de fauna nativa en ríos urbanos resalta la importancia de la conectividad entre el río y el mar como factor clave para mantener la calidad ecológica de los ríos en Puerto Rico (^{Ramírez et al., 2012}). La fauna nativa de peces, camarones de río, y algunos caracoles es diádroma, utilizando ambientes de agua dulce y salada en diferentes momentos del ciclo de vida. La diadromía hace que estos grupos sean particularmente vulnerables a la presencia de estructuras a lo largo del cauce de los ríos. Estructuras para la extracción de agua, las represas, y la pérdida de flujo (e.g., canales secos) representan obstáculos para que estas especies completen sus ciclos de vida (^{Cooney & Kwak, 2013}). Por ejemplo, camarones juveniles en sus migraciones río arriba tienen que sobrepasar cualquier obstáculo que encuentren en el camino usando el flujo del agua como señal. Las represas de gran tamaño que no dejan pasar agua, o bien las que tienen paredes altas, se convierten en barreras migratorias. Los camarones son eliminados completamente de los tramos río arriba de las represas de gran tamaño (^{Holmquist et al., 1998}, ^{Cooney & Kwak, 2013}). En respuesta a las características migratorias de la fauna, se ha desarrollado tecnología que provee opciones para ayudar al movimiento de las especies a lo largo del río. Por ejemplo, la construcción de pasajes especiales se ha usado para disminuir el impacto de las represas sobre especies de salmónidos en zonas templadas. Varias represas en Puerto Rico tienen este tipo de estructuras, pero es poco lo que se sabe sobre su efectividad (^{Cooney & Kwak, 2013}).

Las represas también eliminan la variación natural en el flujo río abajo de la misma, ya que los embalses detienen las crecidas y el régimen hidrológico río abajo es el resultado de la operación de la represa. Estos cambios hidrológicos representan un impacto adicional para los macroinvertebrados. Eliminar los flujos altos también afecta la conectividad con el mar y puede eliminar completamente estas especies migratorias aún de segmentos río abajo de la represa (^{Greathouse et al., 2006}).

La contaminación es otro de los impactos antropogénicos que altera la condición ecológica de los ríos. La relación entre Puerto Rico y Estados Unidos hace que la legislación requiera la protección de los cuerpos de agua. En particular, el “Clean Water Act” (CWA 1972) ha resultado en el desarrollo de herramientas de protección a los cuerpos de agua. En zonas urbanas, la mayoría de las aguas negras y residuales son recolectadas por sistemas municipales que descargan en plantas de tratamiento. En zonas rurales el uso de tanques sépticos es la opción predominante. A pesar de ello, la contaminación es notable en los ríos que drenan áreas pobladas (^{Santos Román et al., 2003}, ^{Ramírez et al., 2014}). Estudios con fauna acuática han encontrado que tanto peces como camarones parecen ser poco sensibles a la contaminación orgánica de los ríos (^{Ramírez et al., 2012}). Es posible que su habilidad de usar ambientes de agua dulce y salada durante sus ciclos de vida los haga menos vulnerables a ciertos grados de contaminación. En contraste, los insectos y otros macroinvertebrados acuáticos responden a cambios en los ecosistemas debido a la contaminación. Por ejemplo, la composición y riqueza de los macroinvertebrados acuáticos responden a las alteraciones fisicoquímicas y a los cambios en la zona ribereña debido a la urbanización (^{de Jesús-Crespo & Ramírez, 2011}). Esto hace a los macroinvertebrados potenciales bioindicadores de la condición ecológica de los ríos en la isla.

Actualmente existen pocas herramientas diseñadas para evaluar la condición ecológica de los ríos en Puerto Rico. La condición física del cauce y la zona ribereña puede ser evaluada con un protocolo visual de quebradas, originalmente desarrollado para Estados Unidos y adaptado para la isla (^{Rodríguez & Ramírez, 2014}). La condición ecológica de los ríos ha sido evaluada usando índices con macroinvertebrados desarrollados para la parte continental de Estados Unidos, como el índice biótico de familias de ^{Hilsenhoff (1988)}. Este índice ha demostrado que los macroinvertebrados son potenciales herramientas para evaluar la condición de los ríos en Puerto Rico (^{de Jesús-Crespo & Ramírez, 2011}). En este momento, la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos está elaborando un índice denominado “Macroinvertebrate Integrity Index”. El mismo usa métricas como la riqueza taxonómica total y de Trichoptera, y la proporción de Gastropoda, Diptera, y Coleoptera (J. Kurtenbach, comunicación personal). A pesar de estos esfuerzos, hace falta más información y herramientas que permitan una completa evaluación de los ecosistemas de río en Puerto Rico.

Descripción general de los índices propuestos. El Biological Monitoring Working Party (BMWP) fue desarrollado en la década de los 70 por un panel de expertos en ecosistemas de río de Inglaterra (Hawkes, 1997). El índice está basado en la presencia de grupos taxonómicos, y es independiente al número de individuos recolectados. Los organismos son identificados a nivel de familia, excepto en algunos grupos donde la taxonomía se encuentra menos desarrollada y no es factible determinar las familias (e.g., Annelida, Hydrachnidia, Platyhelminthes). Cada grupo taxonómico recibe un puntaje, el cual va desde 1 hasta 10, de acuerdo con el grado de tolerancia o sensibilidad a la contaminación. De este modo, taxones sensibles a la contaminación recibirán altos puntajes; mientras que taxones que toleran la contaminación recibirán puntajes bajos. El valor del índice para cada sitio se obtiene sumando los valores de tolerancia de cada familia recolectada y se expresa como BMWP= ∑t_i, donde t_i son los valores de tolerancia de cada familia en cada muestra. El valor obtenido de la sumatoria es asociado a un valor en la tabla de categorías de calidad del agua. El índice está compuesto de seis categorías de calidad del agua, generalmente de muy pobres a excelentes.

El Índice Biótico de Familias (IBF) fue desarrollado por ^{Hilsenhoff (1988)} para ríos en Norteamérica. Similar al BMWP, el índice asigna un puntaje a los grupos taxonómicos de acuerdo con su tolerancia o sensibilidad a la contaminación en una escala que va de 0 a 10. Sin embargo, a diferencia del BMWP, los taxones sensibles a la contaminación reciben los puntajes más bajos; mientras que los taxones que toleran la contaminación reciben altos puntajes. Este índice combina estos puntajes de tolerancia con la abundancia de cada grupo y el número total de individuos en una muestra. Para ello utiliza la razón: IBF= ∑(n_i*t_i)/N, donde n_i es el número de individuos en un grupo taxonómico; t_iel valor de tolerancia de cada grupo taxonómico y N el número total de individuos en la muestra. El valor obtenido con dicha fórmula es asociado a una categoría de calidad de agua. El IBF incluye siete categorías de estado de contaminación, o de calidad de agua, que van desde poca posibilidad de contaminación orgánica hasta contaminación orgánica muy severa (^{Hilsenhoff, 1988}).

Materiales y métodos

Asignación de los valores de tolerancia para el Biological Monitoring Working Party, Puerto Rico (BMWP-PR) y el Índice Biótico de Familias, Puerto Rico (IBF-PR). La lista de familias de macroinvertebrados acuáticos se compiló utilizando la literatura disponible para Puerto Rico (i.e., ^{Gutiérrez-Fonseca et al., 2013}, ^{Pérez-Reyes et al., 2013}). Además, se revisaron las colecciones de investigación del laboratorio de ecología acuática de la Universidad de Puerto Rico, que incluyen muestras de numerosos proyectos académicos, tesis de maestría y doctorado, y cursos de campo. También, se tuvo acceso a material relacionado a estudios de impacto ambiental y otras investigaciones independientes.

Los valores de tolerancia fueron asignados teniendo en cuenta el criterio de más de 10 expertos sobre la historia natural y ecología de los organismos, así como el estado ambiental de los ríos donde han sido recolectados, miembros de la Universidad de Puerto Rico. Esta técnica es conocida como Mejor Criterio Profesional (Best Professional Judgment, en inglés) y ha sido ampliamente utilizada a nivel mundial para asignar los valores de tolerancia en un gran número de herramientas de evaluación de ríos (^{Chang et al., 2014}).

A pesar de que la asignación de valores de tolerancia con base en el criterio científico puede ser subjetivo, algunos trabajos han demostrado que no existe diferencia significativa entre asignar los valores de acuerdo con la experiencia o utilizando modelos con datos empíricos. Por ejemplo, Segurado et al., (2010) analizaron los valores de tolerancia de peces asignados con base en el criterio de expertos y los asignados a partir de un enfoque estadístico. Los autores encontraron que no había diferencia entre ambos abordajes. En el futuro, sería valioso seguir este tipo de análisis para alcanzar el mayor consenso. Sin embargo, para esto es necesario tener en cuenta que aún faltan por recopilar datos ecológicos y fisicoquímicos, tomar en consideración taxones con rangos geográficos restringidos. Además, considerar que análisis estadísticos no necesariamente brindan el mejor resultado, debido a que las especies no responden linealmente a un gradiente de perturbación, y existen organismos cuya respuesta a las perturbaciones puede ser bimodal.

Asignación de las categorías de calidad de agua para el BMWP-PR y el IBF-PR. Se seleccionaron cuatro ríos con un gradiente de calidad ambiental de agua extremo, de muy buena a altamente degradada (Tabla 1). Los sitios de bosque se ubican dentro del Bosque Nacional El Yunque, mientras que los impactados están dentro del área más altamente urbanizada de la isla, el Área Metropolitana de San Juan. Los macroinvertebrados acuáticos fueron recolectados de acuerdo con la metodología aquí propuesta (ver sección Metodología estandarizada), la cual incluye tres muestras de tres minutos cada una, este tiempo incluye únicamente el dedicado a la recolección del material, y no el tiempo dedicado a separar los organismos. Los organismos fueron preservados en etanol al 80% y transportado al laboratorio para su identificación a nivel de familia en su mayoría.

Tabla 1 Localización y características físicas de los ríos en Puerto Rico, utilizados para la asignación de las categorías de calidad de agua para los índices BMWP-PR y IBF-PR. 

El índice fue calculado para el río considerado de mejor calidad ambiental (río Mameyes) y el río de menor calidad ambiental (Canal Sur, Capetillo) aplicando los valores de tolerancia generados para cada grupo taxonómico y el procedimiento propio de cada índice. Una vez calculado, se tomó el valor del río de mejor calidad como el límite superior del índice, y el valor del río de menor calidad como el límite inferior, luego se calculó la diferencia entre estos dos extremos y se dividió equitativamente en las categorías de calidad de agua intermedias. Se decidió asignar los ámbitos numéricos equitativamente en cada categoría, para evitar cualquier sesgo a favor de una categoría particular. Este procedimiento fue realizado para los dos índices.

Resultados

Valores de tolerancia para el BMWP-PR y el IBF-PR. Un total de 87 grupos taxonómicos de macroinvertebrados acuáticos (en su mayoría familias) que han sido reportados para Puerto Rico (Tablas 2 y 3), fueron incluidos para el cálculo de los índices BMWP-PR e IBF-PR. De los cuales 67 son familias de insectos acuáticos, 11 de moluscos y 4 de crustáceos. Asimismo, cinco grupos fueron incorporados en ambos índices, como grupos taxonómicos con baja resolución como lo son: clase Turbellaria (Platyhelminthes), orden Amphipoda (Crustacea), clases Hirudinea y Oligochaeta (Annelida), orden Hydrachnidia (Arachnida). A cada uno de estos 87 taxones se le asignó un valor de tolerancia. Los valores del BMWP-PR se presentan en la Tabla 2 y para el IBF-PR en la Tabla 3.

Tabla 2 Puntuaciones asignadas a las diferentes familias de macroin vertebrados acuáticos para la obtención del índice BMWP-PR. 

Tabla 3 Puntuaciones asignadas a las diferentes familias de macroin vertebrados acuáticos para la obtención del índice IBF-PR. 

Índice BMWP-PR. Las quebradas evaluadas para el desarrollo del índice variaron de 4 a 19 familias, con el río Mameyes como el sitio más diverso y el Canal Sur, Capetillo, como el de menor cantidad de taxones (Tabla 4). Aplicando los valores de tolerancia (Tabla 2), se encontró que los valores del índice BMWP-PR varían de 107 a 7. Usando este intervalo de valores, se generó la clasificación de categorías de calidad de agua para el BMWP-PR (Tabla 5). Las mismas siguen el sistema estandarizado de ámbitos y colores. Sin embargo, los intervalos de valores numéricos dentro de cada categoría fueron modificados y adaptados para Puerto Rico y varían con respecto a diferentes versiones existentes del BMWP. La máxima calidad de agua se asignó con un límite inferior mayor a 97, 10 puntos menos que el valor más alto encontrado. Por su lado, la peor calidad ambiental se establece menor a 17, 10 puntos más que el valor más bajo encontrado. Cada categoría intermedia tiene un intervalo de valores numérico de 19 puntos, excepto la categoría de mala con 18. Esta distribución fue hecha lo más equitativamente posible para evitar sesgos hacia categorías en particular (Tabla 5).

Tabla 4 Familias de macroinvertebrados acuáticos recolectadas en cada río evaluado de Puerto Rico. 

Tabla 5 Clasificación de la calidad del agua de acuerdo con el puntaje total para el BMWP-PR. 

Índice IBF-PR. Usando los mismos muestreos de los sitios evaluados, se calculó el IBF-PR empleando los valores de tolerancia (Tabla 3). La clasificación de categorías de calidad de agua para el IBF-PR se dividió en siete bloques (Tabla 6). La categoría más alta y más baja se escogió usando los valores del mejor y peor sitio en el gradiente estudiado. Las categorías intermedias tuvieron ámbitos numéricos diseñados de forma que quedaran intervalos de similar distancia entre cada categoría, con un ámbito de 0.86 puntos en cada categoría. Al igual que el BMWP-PR, la máxima correspondió a los valores del río Mameyes y la mínima al Canal Sur, Capetillo.

Tabla 6 Clasificación de la calidad del agua de acuerdo con el puntaje total para el IBF-PR. 

Metodología estandarizada. Se propone la recolección de los macroinvertebrados acuáticos utilizando una red tipo D con un poro de malla de 250µm. La red D ha demostrado una alta eficiencia para recolectar muestras representativas bajo diferentes condiciones (e.g., ^{Stein et al., 2008}). Asimismo, ^{Carter & Resh (2001)} encontraron que las redes de uso semicuantitativo (e.g., red D, red de patada y red rectangular) son ampliamente utilizadas en programas de biomonitoreo en Estados Unidos, con una utilización de más del 64%, de los cuales 35% corresponden a red D.

Tres muestras de tres minutos deben ser tomadas por sitio evaluado tratando de abarcar todos los microhábitats presentes en el sitio. El tiempo propuesto únicamente incluye el tiempo de recolección de la muestra con organismos acuáticos, no incluye el tiempo para la separación de los organismos del resto del material, ni la identificación de los mismos. Los macroinvertebrados deben ser separados del resto del material en el campo. Todos los macroinvertebrados recolectados deben ser guardados en etanol al 80% para su posterior identificación utilizando equipo de laboratorio adecuado (e.g., estereoscopio, pinzas entomológicas). Las tres muestras son incluidas en una lista final para el sitio evaluado, a partir de la cual se calculan los índices propuestos en este trabajo. Finalmente, los organismos deben ser preservados y debidamente rotulados (i.e., nombre del sitio, elevación, fecha, recolector) como material testigo del trabajo. En Puerto Rico, aún no existe una colección oficial donde depositar las muestras de macroinvertebrados; se sugiere acudir al laboratorio de ecología acuática de la Universidad de Puerto Rico, para almacenar el material temporalmente hasta determinar un sitio definitivo.

No existe una guía para identificar los macroinvertebrados acuáticos de Puerto Rico. Por ello, se recomienda usar las listas de grupos aquí presentados como referencia, y utilizar con cautela literatura disponible para otras zonas geográficas (e.g., ^{Springer et al., 2010}). En virtud de que los índices están relacionados con la riqueza taxonómica en el caso del BMWP-PR y con la abundancia el IBF-PR, ambos índices pueden ser usados simultáneamente para determinar de la mejor manera la calidad ambiental del agua del sitio evaluado.

Discusión

A pesar de la alta densidad poblacional, el alto porcentaje de uso de suelo urbano, y los impactos asociados a la presencia humana que hay en Puerto Rico, el estado de conservación de los ríos es relativamente bueno comparado con los ríos en otras regiones Latino Americanas. La conservación de los ríos en Puerto Rico está fuertemente ligada al mantenimiento de la conectividad con el océano y a la carga de contaminantes que reciban estos cuerpos de agua. De acuerdo con ^{Ramírez et al. (2009)} aún los ríos urbanos en Puerto Rico pueden mantener cierta calidad ecológica y conservar su diversidad siempre que mantengan la conectividad que permite a las especies migratorias mantener sus poblaciones. Esta condición es probablemente el resultado del manejo de las aguas residuales, e indica qué países tropicales podrían ver grandes mejorías en sus cuerpos de agua con sólo controlar las descargas de aguas residuales a los mismos (^{Ramírez et al., 2008}).

Los impactos sobre los cuerpos de agua, asociados a esta alta presencia humana en la isla, requieren de herramientas que permitan la evaluación de la condición ecológica de los ríos. Hasta ahora sólo se disponía de herramientas desarrolladas para otras zonas geográficas. El BMWP-PR y el IBF-PR que se presentan en este trabajo son los primeros índices adaptados para Puerto Rico. A pesar de ello, es aún necesario continuar desarrollando y probando este tipo de índices ya que su bajo costo y fácil utilización facilita la evaluación y adecuada administración de los recursos acuáticos. Vale resaltar también que los índices aquí adaptados son índices unimétricos, el biomonitoreo en la isla también se podría beneficiar del desarrollo de otros índices de tipo multimétrico o bien multivariado (^{Bonada et al., 2006}).

El índice BMWP es una herramienta ampliamente utilizada en otros países de la región, tales como Colombia (^{Roldan-Pérez, 1992}), Costa Rica (^{Decreto No. 33903-S-MINAE, 2007}) y Cuba (^{Naranjo López et al., 2005}). Cada uno de estos países ha modificado y adaptado los principios básicos del índice de acuerdo con la diversidad de macroinvertebrados presentes en cada lugar. Es destacable que la cantidad de grupos taxonómicos incluidos en el BMWP-PR fue similar a otros índices para la región, a pesar de las claras diferencias en área y la condición de isla oceánica. Los límites de las categorías de calidad de agua representan la mayor diferencia entre el índice de Puerto Rico y los índices de dichos países. Por ejemplo, en otros índices el límite inferior de la categoría “excelente” se ubica entre 120 -150, mientras que en el BMWP-PR fue fijado en ≥97. Este valor refleja la baja diversidad y ausencia de ciertos grupos en Puerto Rico. Por ejemplo, grupos sensibles a la contaminación, con valores de tolerancia altos, como Plecoptera y Megaloptera, no se encuentran en Puerto Rico (^{Ramírez y Gutiérrez-Fonseca, 2014}). Esto hace que ríos con excelente calidad resulten con puntajes menores. Algo similar ocurre con el IBF, pero este índice ha sido adaptado para pocos lugares, como El Salvador (IBF-SV, ^{Sermeño-Chicas et al., 2010}). Comparando con el IBF-SV, encontramos que el número de grupos taxonómicos fue muy similar. Sin embargo, el IBF-SV mantiene los límites entre categorías propuestos en el índice original de ^{Hilsenhoff (1988)}, en este trabajo se modificaron los límites del IBF-PR debido a las razones presentadas anteriormente.

El esfuerzo de muestreo es un factor importante que influye en los resultados de los índices con macroinvertebrados. Trabajos previos han demostrado que los resultados de los índices pueden variar de acuerdo con el tiempo de recolección (^{Maue & Springer, 2008}), al método y tipo de red utilizado (^{Stein et al., 2008}, ^{Gutiérrez-Fonseca & Lorion, 2014}). Para Puerto Rico se estableció un tiempo de esfuerzo total de 9 minutos, tres muestras de tres minutos cada una utilizando una red D. Esta metodología fue definida con base en estudios previos que han demostrado una alta eficiencia de la red D, en un tiempo similar. Por ejemplo, ^{Reyes-Morales & Springer (2014)} encontraron que dos muestras de 5 minutos cada una generaba una alta abundancia y riqueza taxonómica en sitios de bosque, reflejando una buena calidad ambiental del agua utilizando el BMWP/Atitlán. ^{Stein et al. (2008)} demostraron que muestras recolectadas por 10 minutos con una red D no fueron diferentes en riqueza taxonómica y abundancia respecto a muestras recolectadas utilizando un colador de cocina por 120 minutos. Por lo tanto, se considera que la metodología propuesta es apropiada para determinar la riqueza y abundancia de familias en las quebradas de Puerto Rico. Ciertamente, mayor esfuerzo de muestreo resultaría en mayor riqueza, pero afectaría los resultados de los índices al usar las categorías propuestas. De acuerdo con Hawkes (1997), a pesar de que en el texto original del BMWP se reconoce la necesidad de estandarizar un método de muestreo que facilite la comparación entre los puntajes, esto no ha sido posible debido a la amplia variedad de tipos de ríos. Hawkes (1997) reconoce que ésta es la principal diferencia del texto original con respecto a las modificaciones y adaptaciones del índice para cada país y región. Estudios futuros deben también evaluar el efecto de factores como la estacionalidad climática o los disturbios sobre el funcionamiento de estos índices en Puerto Rico.

El estado actual del conocimiento de los macroinvertebrados acuáticos en Puerto Rico, en especial los insectos, permite la identificación de los organismos a nivel de familia (^{Gutiérrez-Fonseca et al., 2013}). Al momento es difícil identificar a género en la mayoría de los órdenes. Por ello, ambos índices propuestos tienen gran potencial para ser usados, ya que ambos funcionan a nivel de familia. Por otro lado, la identificación a familia también permite que estos índices sean utilizados por personas con conocimientos taxonómicos básicos. Esto los hace atractivos en esfuerzos de educación ambiental o bien para el uso de grupos comunitarios y otros interesados en evaluar los cuerpos de agua. Esperamos que los mismos sean complementados eventualmente por otros índices con mayor precisión, que incluyan la tolerancia o sensibilidad de los taxones a nivel de género, la abundancia de grupos sensibles, o bien índices que combinen parámetros fisicoquímicos y microbiológicos. Además un mayor poder de análisis estadístico para obtener una evaluación ecológica apropiada.