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1 Macroinvertebrados bentónicos y su relación con la calidad del agua en la cuenca alta de del Río Frío (Tabio, Cundinamarca). JULIAN FORERO DUARTE PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA FACULTAD DE ESTUDIOS AMBIENTALES Y RURALES CARRERA DE ECOLOGÍA BOGOTA D.C., NOVIEMBRE DE 2017
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Macroinvertebrados bentónicos y su relación con la calidad del
agua en la cuenca alta de del Río Frío (Tabio, Cundinamarca).
JULIAN FORERO DUARTE
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
FACULTAD DE ESTUDIOS AMBIENTALES Y RURALES CARRERA DE ECOLOGÍA
BOGOTA D.C., NOVIEMBRE DE 2017
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Macroinvertebrados bentónicos y su relación con la calidad del
agua en la cuenca alta de del Río Frío (Tabio, Cundinamarca).
JULIAN FORERO DUARTE
TRABAJO DE GRADO Como requisito para optar al título de
ECÓLOGO
DIRECTOR CARLOS ALBERTO RIVERA RONDON
Profesor departamento de Biología
PONTIFICIA UNIVERSIDAD JAVERIANA
FACULTAD DE ESTUDIOS AMBIENTALES Y RURALES
CARRERA DE ECOLOGÍA
BOGOTA D.C., NOVIEMBRE DE 2017
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NOTA DE ADVERTENCIA
“La universidad no se hace responsable por los conceptos emitidos por sus
alumnos en los trabajos de grado. Solo velará porque no se publique nada
contrario al dogma y la moral católica y porque las tesis no contengan ataques
personales contra persona alguna, antes bien se vea en ellos el anhelo de buscar
la verdad y la justicia”.
Artículo 23 de la resolución No. 13 de Julio de 1946
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Contenido PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA ........................................................................................... 6
PREGUNTA DE INVESTIGACION ............................................................................................... 8
OBJETIVO GENERAL .................................................................................................................... 8
OBJETIVO ESPECIFICOS ......................................................................................................... 8
MARCO TEORICO .......................................................................................................................... 9
Transformación de cuencas. ...................................................................................................... 9
Parámetros de calidad de agua. .............................................................................................. 10
Ecología de Macroinvertebrados bentónicos. .................................................................. 15
ANTECEDENTES .......................................................................................................................... 22
DIAGRAMA DE COMPONENTES. ............................................................................................. 26
ÁREA DE ESTUDIO ...................................................................................................................... 27
MATERIALES Y METODOS ........................................................................................................ 30
Diseño de muestreo ................................................................................................................... 30
Recolección de muestras biológicas ....................................................................................... 31
Recolección de muestras para variables fisicoquímicas y bacteriológicas. ...................... 32
Cálculo del índice de calidad de agua (WQI) ......................................................................... 33
Identificación de Macroinvertebrados para análisis de calidad de agua. .......................... 34
Diagrama de flujo de la metodología. ..................................................................................... 39
RESULTADOS ............................................................................................................................... 40
Parámetros fisicoquímicos ........................................................................................................ 40
Índice de Calidad del agua (WQI) ............................................................................................ 42
Composición de las comunidades de Macroinvertebrados ................................................. 45
Índice de BMWP/ Col ................................................................................................................. 48
Índice de Simpson ..................................................................................................................... 49
Análisis de similitud (cluster) .................................................................................................... 50
Relación entre los índices calculados ..................................................................................... 51
DISCUSIÓN ................................................................................................................................... 53
Parámetros Fisicoquímicos ....................................................................................................... 53
Coliformes fecales. ..................................................................................................................... 53
Macroinvertebrados como indicadores. .................................................................................. 56
Índice (WQI) ................................................................................................................................ 58
5
Índice de BMWP/ Col ................................................................................................................. 59
Integración de respuesta de los índices para observar su efecto en la cuenca. .............. 60
CONCLUSIONES ........................................................................................................................... 62
BIBLIOGRAFIA .............................................................................................................................. 63
Resumen Se estudiaron las comunidades de macroinvertebrados presentes en la parte alta
de la cuenca del Río Frio Tabio, Cundinamarca y las variables fisicoquímicas
correspondientes para un análisis integrado de calidad de agua afectada por las
actividades socioeconómicas circundantes sobre la cuenca del Río. Para el
análisis de calidad de agua se usaron métodos biológicos (índice BMWP/ col,
Diversidad y Abundancia), fisicoquímicos y bacteriológicos (índice de calidad de
agua WQI). Se seleccionaron 5 puntos de muestreo, los cuales de diferenciaron
en zonas rápidas y zonas lentas para la recolección de especies de
macroinvertebrados. Para las muestras fisicoquímicas se tomaron las variables de
oxígeno disuelto, D.B.O, coliformes fecales, solidos totales, nitratos, fosforo total
por cada punto de muestreo. Se evidencio cambios en las estructuras de las
comunidades de macroinvertebrados a medida que la calidad del agua disminuye,
las variables fisicoquímicas también presentan cambios con respecto al nivel de
intervención antrópico que se genera sobre la cuenca. Existe una fuerte relación
variables fisicoquímicas analizadas y la en la abundancia relativa de familias y
géneros de macroinvertebrados. Los índices tanto biológico como fisicoquímico
dieron resultados similares en cuanto el estado del agua, presenciándose más
grado de contaminación en el sitio 5 debido a su cercanía al pueblo y las
actividades mineras de extracción de gravas y arena que se dan sobre la cuenca.
Abstract The macroinvertebrate communities and physicochemical variables were studied in
the high part of the Frio river in Tabio Cundinamarca, to the propose of generate
an integrated analysis of water quality affected by the socioeconomic activities
presents on the River stream. For the analysis of water quality, it was used
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biological methods (BMWP / col, Diversity and Abundance index) and
physicochemical (WQI water quality index). Five sampling points were selected,
which differentiated into fast zones and slow zones for the collection of
macroinvertebrate species. For the physicochemical samples the variables of
dissolved oxygen, D.B.O, fecal coliforms, total solids, nitrates, total phosphorus
were taken for each sampling site. Changes in the structures of the
macroinvertebrate communities were evidenced as the quality of the water
decreases, the physicochemical variables also present changes with respect to the
level of anthropic intervention that is generated on the river stream. Both the
biological and physicochemical indices gave similar results in terms of the state of
the water, with a greater degree of contamination in site 5 due to its proximity to
the town and the extraction of gravel and sand that occur on the river stream.
PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
Las cuencas hidrográficas son un sistema natural compuesto por un conjunto de
subsistemas, elementos, flujos de materia y energía, además es el resultado de
las interacciones del hombre con el espacio, que depende y genera una demanda
sobre los recursos naturales disponibles en el territorio (Petts, 1984). Las
actividades humanas transforman el sistema natural de la cuenca alterando la
composición de las especies, la regularidad de los ciclos de materia, los flujos de
energía y con todo ello el equilibrio del sistema. En Colombia, las cuencas han
tenido una fuerte transformación debido a que son soporte de actividades de los
sistemas sociales, son fuente de recursos naturales y reciben residuos de origen
agrícola, industrial y urbano (Roldan, 2003).
En una escala regional, las cuencas colombianas de alta montaña, especialmente
en las cuencas de la sabana de Bogotá, tienen un alto grado de transformación ya
que se han modificado para generar abastecimiento de agua a poblaciones de la
región, además del sostenimiento de actividades sociales y económicas. Estas
actividades productivas son cambiantes acordes con la demanda y el desarrollo
social. Otro factor determinante en la transformación de cuencas de alta montaña
en la sabana de Bogotá es el aumento demográfico de la región, desarrollando
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una mayor dependencia de los recursos que proveen las cuencas, generando
presión en el uso del suelo a diferentes escalas y haciendo más difícil evaluar el
grado de impacto de actividades productivas en el sistema hidrográfico (Rincón,
2002).
Agricultura, ganadería, extracción de materiales y floricultura son actividades que
se llevan a cabo dentro de la matriz de la cuenca en diferentes escalas. La
intensidad de actividades socioeconómicas produce impactos directos e indirectos
en el estado del recurso hídrico en cuanto calidad, alterando su funcionalidad y
dinámica; tanto así que establecer los efectos de estas actividades productivas por
separado es cada vez más complejo, debido al grado de transformación y la
pérdida de resiliencia del sistema (Gutierrez, 2006).
Con respecto a la cuenca del Río Frío, el uso y la ocupación del territorio se
observa desde la parte alta de la cuenca, deteriorando los servicios ecosistémicos
que presta el sistema, en especial el abastecimiento de agua de buena calidad. En
la cuenca alta se presenta una matriz en la que predominan los sistemas
productivos de floricultura y monocultivos de papa y cereales a gran escala sobre
el margen del Río, también sistemas de extracción de gravas y arena a lo largo de
la cuenca y pastoreo (IGAC, 2014). En este tipo de ríos donde existe un alto grado
de transformación por los diversos usos del suelo, medir los efectos de dichas
actividades productivas sobre el estado del agua es más complejo (Chara, 2012).
Por lo anterior, es necesario evaluar desde una manera integrada el grado de
deterioro que presenta la parte alta de la cuenca del Río Frío. En este sentido, la
utilización de indicadores biológicos de manera combinada con variables
fisicoquímicas y bacteriológicas del agua, pueden permitir un análisis más
completo y dar un mejor criterio al nivel de afectación de la cuenca (Roldan, 2006).
Al igual que incluir la modificación del paisaje asociado al río, la vegetación riparia
y alteraciones del hábitat con el fin de una integralidad del efecto en la cuenca.
Los indicadores biológicos permiten establecer la relación de la comunidad biótica
con el estado del recurso hídrico del sistema e identificar los efectos que tienen el
distinto uso de la matriz de la cuenca en las comunidades que habitan el sistema
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acuático. Este indicador, junto con el método tradicional fisicoquímico permite
identificar las variaciones a corta escala, el grado de deterioro del sistema y los
impactos de manera diferencial (Casten, 2002).
La matriz de usos y coberturas alrededor de la cuenca es muy compleja debido a
la heterogeneidad de los sistemas sociales inmersos en ella y dificultan identificar
los efectos en la calidad del agua a cortas escalas espaciales. Por tanto, los
indicadores biológicos permitirán establecer cambios en la estructura de las
comunidades de macroinvertebrados. Estos organismos son indicadores óptimos
del estado del sistema, ya que tiene tolerancias ambientales restringidas para
diferentes condiciones ambientales y cuyos patrones de distribución y abundancia
se afectan altamente por variaciones dentro y por fuera de hábitat (Zuñiga, 2000).
El propósito central de este trabajo es evaluar la calidad de agua y su relación con
los cambios de comunidades de Macroinvertebrados bentónicos en cortas escalas
espaciales a lo largo de la parte alta de la Cuenca del Río Frío (Tabio,
Cundinamarca).
PREGUNTA DE INVESTIGACION
¿Cómo varia la calidad de agua a largo de la cuenca alta del Río Frío?
OBJETIVO GENERAL
Evaluar los cambios en la calidad del agua a lo largo de la cuenca alta del
río mediante el análisis de las comunidades de macroinvertebrados y
algunas variables físicas y químicas.
OBJETIVO ESPECIFICOS
Estimar la calidad del agua de la cuenca del Río Frío a partir de la
estructura y composición de las comunidades de macroinvertebrados
bentónicos.
Analizar la calidad del agua del Río Frío usando el índice de calidad de
agua (WQI).
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Realizar una comparación entre la respuesta del índice biótico y el índice
fisicoquímico – Bacteriológico que representen el estado de afectación de la
cuenca de Río Frio, Tabio Cundinamarca.
MARCO TEORICO
Transformación de cuencas.
Las cuencas hidrográficas son sistemas biofísicos en la superficie terrestre
donde suceden los procesos de drenar agua, sedimentos, nutrientes, y
constituyentes químicos hasta los cauces principales de los Ríos. Son un
sistema en la superficie del paisaje que transforma la precipitación en flujos
de agua para luego ser llevadas a los Ríos y cuerpos de agua, la cual la
gran mayoría es llevada hacia el océano (Brooks et .al, 2014).
Las cuencas de tierras altas en Colombia se denominan cuencas de primer
orden, siendo estas las que transforman aguas lluvia en flujos de agua,
influyendo en gran parte los flujos de agua zonas abajo del Río. Están
fuertemente transformadas debido a la expansión a la agricultura, áreas
urbanas, y otras actividades antrópicas (Villa et .al, 2006).
En los andes Colombianos la transformación de cuencas por cambios de
cobertura a sistemas agrícolas, generan un cambio a nivel de estructuras,
composición y funcionamiento del paisaje (Etter y Villa, 2000). Tiene como
evidencia alteración en los ciclos hidrológicos, calidad del agua, perdida y
abundancia de especies y en ciertas zonas escasez de agua (Etter y Villa,
2000). La alta fragilidad de las cuencas de tierra alta en los andes
Colombianos debido a la alta tensión antrópica los hacen sistemas de alta
vulnerabilidad frente al cambio climático (Van der Hammen, 1993).
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Parámetros de calidad de agua.
Ayudan a conocer con precisión variables físicas, químicas y biológicas de
un cuerpo acuático y a su vez el grado de contaminantes en detalle,
generalmente un análisis de aguas por métodos fisicoquímicos proporciona
una información puntual y transitoria (Neumann, 2004).
Para determinar un análisis completo del estado del agua existe el Water
Quality Index (WQI) es un índice que asume una nota en base del análisis e
integración de ciertos parámetros físicos, químicos y biológicos (Brown et
al., 1970). El objetivo del índice es transformar los datos complejos de la
calidad de agua en términos entendibles para el público en general. El uso
de este índice a nivel de “puntuación” se basa en importantes parámetros
que proveen información completa del estado del recurso y da una idea
general de los posibles problemas que presenta el agua en la región.
Los parámetros Físicos, Químicos y biológicos que constituyen este índice
y que son de base de este proyecto son los siguientes.
pH
El pH como variable fundamental en la calidad del recurso, indica la
acidez o alcalinidad del agua, aquellas menos mineralizadas serán
pH ácidos. El pH tiene marcada influencia tanto en procesos
biológicos como en procesos químicos. Para cada tipo de
organismos existe un intervalo de pH óptimo para su desarrollo,
pequeñas variaciones los afectaran y pueden resultar letales.
Generalmente aguas en tratamiento sus valores oscilan entre 6,5 y
9,0 (VonHessberg, 2009).
En términos ecológicos un pH adecuado permite el crecimiento de
microorganismos que realizan los procesos de depuración natural
como también el de la fauna y flora que los habitan (Hutchinson,
1975).
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Oxígeno disuelto
El oxígeno es el elemento primordial para la vida. Constituye
aproximadamente el 20% de la atmósfera terrestre y de él depende
la respiración de los seres vivos (Fierro, 2001). Así mismo el oxígeno
en el agua mantiene la vida de todos los organismos acuáticos
aerobios. El O2 es poco soluble en el agua, su solubilidad varía de
14,6 mg/l a 0°C a 7,0 mg/l a 35°C a presión de 1 atmósfera. El
oxígeno disuelto depende también de la actividad física, química y
biológica en un cuerpo de agua; la turbulencia o cualquier otro
mecanismo físico que facilite el contacto del aire con el agua
favorece la disolución del O2 (Lampert, 1997).
Temperatura.
Es un parámetro muy importante en un cuerpo de agua puesto que
está relacionado con la actividad biológica, química y con la
solubilidad de gases: para los diferentes microorganismos existe un
intervalo de temperatura óptimo para su desarrollo y valores fuera de
ese intervalo pueden ser perjudiciales (Camargo, 2005). Un cambio
repentino en la temperatura puede ocasionar un aumento en la
mortalidad de la vida acuática; las reacciones químicas por su parte
ocurren a mayor velocidad al aumentar la temperatura; en cuanto a
los gases, al aumentar la temperatura disminuye solubilidad, este es
un aspecto muy importante si se tiene en cuenta que el oxígeno es
indispensable para todos los organismos aeróbicos y que su
solubilidad en agua es muy baja (Lampert, 1997).
Coliformes Fecales.
Las Coliformes fecales son un parámetro microbiológico que provee
información de presencia y abundancia de bacterias del grupo de los
Coliformes, conformados por los siguientes géneros (Escherichia,
Klebsiella, Enterobacter, y Citrobacter) que se presentan en forma de
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bacilos, gram negativos, no esporulados, fermentan lactosa con
producción de ácido y gas a 44.5 ºC +/- 0.2 ºC dentro de 24 horas.
La especie con más presencia en este grupo es Escherichia coli
(CEPIS, 1978).
Este método estima la abundancia de las bacterias de Coliformes
presentes en el agua. Entre mayor sea la concentración de
Coliformes en el agua, mayor es la contaminación por heces fecales
de mamíferos, proveniente en su gran mayoría de los humanos.
Cuando se quiere conocer la calidad de agua contaminada por
descargas domesticas se usa este grupo bacteriano Coliformes
como indicador, debido a que estas bacterias no se multiplican
generalmente por fuera del organismo (Mara, 1974).
DBO
La descarga de materia orgánica contaminante en un cuerpo de
agua crea una acción de purificación natural a través del proceso de
oxidación bioquímica. La oxidación bioquímica es un proceso
microbiológico que utiliza las sustancias contaminantes como una
fuente de carbón, mientras consume el oxígeno disuelto en el agua
para la respiración. La autodepuración de los ríos depende de
muchas condiciones, incluida la temperatura y la naturaleza de la
materia orgánica (Orjuela, 2013).
La cantidad de oxígeno disuelto consumido por cierto volumen de
una muestra de agua, para los procesos de oxidación bioquímica
durante un período de cinco días a 20°C ha sido establecido como
un método de medición de la calidad de la muestra, y es conocida
como prueba de Demanda Bioquímica de Oxígeno o DBO (Orjuela,
2013). La demanda bioquímica de oxigeno (DBO) mide la cantidad
de oxígeno necesaria o consumida para la descomposición
microbiológica (oxidación) de la materia orgánica en el agua, se
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define como la cantidad total de oxígeno requerido por los
microorganismos para oxidar la materia orgánica biodegradable
(CAN, 2005).
La DBO es un indicador importante para el control de la
contaminación de las corrientes donde la carga orgánica se debe
restringir para mantener los niveles deseados de oxígeno disuelto
(Sawyer & McCarty, 2001). El aporte de carga orgánica acelera la
proliferación de bacterias que agotan el oxígeno, provocando que
algunas especies de peces y algunas especies de
macroinvertebrados ya no puedan vivir en las aguas donde están
presentes dichos microorganismos (CAN, 2005).
Solidos Totales.
Aguas en estado natural presentan tres tipos de solidos no
sedimentables: Suspendidos, coloidales y disueltos. Los sólidos
suspendidos son transportados por la acción de arrastre del cuerpo
de agua, donde los más pequeños (menos de 0.01 mm) no
sedimentan rápidamente y los grandes (mayores a 0.01 mm)
generalmente sedimentan más rápido.
Los sólidos coloidales están compuestos por limo fino, bacterias y
partículas responsables del color; los cuales se demoran en
sedimentarse un tiempo razonable. El efecto de estos solidos se
traduce en el color y turbiedad de aguas no sedimentadas.
Por parte de los sólidos disueltos que se incluye la materia orgánica
e inorgánica, no son sedimentables y causan diferentes problemas
en los cuerpos de agua, olor, sabor, color y salud (Rojas, 2002).
Nitratos
Los nitratos (NO3-) son producidos por fuentes naturales y
antropogénicas, siendo estas últimas las causantes de concentración
durante las últimas décadas. Los principales contaminantes de
nitratos hacia ríos son las aguas residuales de industrias, aunque
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estas emisiones son puntuales y pueden ser controladas, las más
preocupantes a nivel de escala y control son aquellas deposiciones
de nitratos producidas por agricultura y ganadería intensiva. En las
zonas donde se practica agricultura intensiva y a gran escala se
utilizan grandes cantidades de abonos químicos, junto con abonos
naturales provenientes de excrementos animales. Estos abonos
contienen alta cantidad de compuestos nitrogenados, ya que el
nitrato tiene como beneficio para los cultivos optimizar su crecimiento
y rendimiento de las plantaciones. Estos compuestos se encuentran
en cantidades muy altas para que sean absorbidos por las plantas,
filtrándose en el suelo y posteriormente llevado por aguas
subterráneas contaminando ríos y acuíferos; en conjunto con los
excrementos de los animales que también tienen alta concentración
de nitratos (Palomares, 2004)
El nitrato supone una fuente de nutrientes para ciertos organismos
autótrofos. Una alta concentración de nitratos puede establecer en
los cuerpos de agua el grado de eutrofización. Este parámetro
permite establecer la concentración de nitratos de agua que se
relaciona directamente por el uso excesivo de fertilizantes. Se
pueden determinar mediante espectrofotometría (absorción de la
radiación UV por el ion nitrato) (Orjuela, 2013).
Fósforo en el agua
El fósforo es un elemento esencial en el crecimiento de plantas y
animales. Actualmente se considera como uno de los nutrientes que
controlan el crecimiento de algas, el fósforo se encuentra en aguas
naturales y residuales casi exclusivamente como fosfatos, los cuales
se clasifican en ortofosfatos, fosfatos condensados (piro-, meta-, y
otros poli fosfatos) y fosfatos orgánicos.
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El uso de detergentes, los cuales contienen grandes cantidades de
fósforo han aumentado las cantidades de fosfato en las aguas
residuales domésticas. Al igual que los nitratos, son nutrientes para
las plantas y organismos, cuando son altas las cantidades el
crecimiento de plantas aumenta, a estas morir mayor materia
orgánica es depositada en el fondo, permitiendo el aumento de
bacterias que descomponen las plantas muertas, pero a su vez
consumen gran parte del oxígeno disponible en el agua.
Ecología de Macroinvertebrados bentónicos.
Los Macroinvertebrados acuáticos son un grupo variado de organismos que
no tienen espina dorsal y que son fáciles de ver sin la necesidad de un
microscopio, además de ser una fuente de energía para los animales más
grandes (Carrera, 2001). Estos son utilizados para monitoreo biológico por
su sensibilidad a cambios externos que afectan la composición de sus
poblaciones (Roldán, 2003). Otros indicadores, como los peces, pueden no
ser buenos indicadores de la calidad del agua debido a su movilidad. En
ese sentido, la mayoría de los Macroinvertebrados bénticos no pueden
moverse grandes distancias para evitar la contaminación por lo que pueden
representar adecuadamente las características locales del río (Lampert,
1997).
Así, una muestra de estas comunidades acuáticas ofrecer más información
sobre la contaminación o la calidad general del agua a través de un periodo
más largo de tiempo que el que brindan por ejemplo, análisis químicos. De
acuerdo a la Water Resources Commissioner (WRC, 2001), los
macroinvertebrados son sensibles a distintas condiciones físicas y
químicas, por lo que un cambio en la calidad del agua podría cambiar
también la estructura y composición de las comunidades acuáticas. Por
ende, la riqueza y la composición de la comunidad de macroinvertebrados
pueden ser utilizadas para proveer un estimado de la salud de un cuerpo de
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agua. Los organismos indicadores de la calidad del agua determinan los
efectos de los impactos en el ecosistema acuático a través de un tiempo
más prolongado (Chapman, 1996). Sin embargo, la información biológica
generada, a partir de los también llamados bioindicadores y deben ser
usados de manera complementaria.
Importancia ecológica de los macroinvertebrados acuáticos
Los macroinvertebrados son considerados un eslabón importante en la
cadena trófica, especialmente para peces. Un alto número de invertebrados
se alimentan de algas y bacterias, las cuales se encuentran en la parte baja
de la cadena alimentaria. Algunos deshacen hojas y se las comen mientras
otros comen materia orgánica presente en el agua. Debido a la abundancia
de los macroinvertebrados bénticos, en la cadena alimentaria acuática,
ellos juegan un papel crítico en el flujo natural de energía y nutrientes. Al
morir los macroinvertebrados bénticos, se descomponen dejando atrás
nutrientes que son aprovechados por plantas acuáticas y otros organismos
que pertenecen a la cadena (Roldán, 1988).
Patrones longitudinales
La distribución de las especies, a lo largo del canal principal de un río es el
resultado de una serie de adaptaciones debido al estrés hidráulico. La
corriente es considerada una variable fundamental en cambios críticos,
creando y distribuyendo ensamblajes únicos de organismos a lo largo del
río (Stanzner & Higler, 1986). Para explicar lo anterior, un primer
ensamblaje de especies se ubica en la zona de agua con más suspensión,
permitiendo que otro ensamblaje de especies adaptadas a corrientes
rápidas se distribuya en esta zona de estrés hidráulico. Cuando el río entra
en la planicie de inundación un nuevo tipo de ensamblaje de especies se
ubicarán en estas planicies, especies adaptadas a corrientes lentas se
distribuirán en esta zona de depósitos. Como ensamblaje final se
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encuentran especies de estuarios tolerantes a condiciones salinas
(Greenwood & Coulet, 1996).
Las características térmicas del rio también son determinantes importantes
en cuanto el patrón de los macro invertebrados, especialmente en la
influencia en el ciclo de desarrollo de las especies. En fase de reproducción
y dispersión los adultos están principalmente en zonas aéreas, estos
hábitats son ricos en alimento y actúan como soporte para las fases de
crecimiento de ninfas y larvas. En estado de crecimiento los huevos
necesitan un rango de temperatura óptima para su desarrollo y en cada
orden taxonómico son diferentes los rangos de temperatura (Brittain, 1990).
Un claro ejemplo es el desarrollo embriológico de Ephemeroptera que están
asociados a temperaturas altas, siendo muy dependientes a la temperatura.
Mientras que el desarrollo embriológico de Plecoptera pertenecen a aguas
más frías y son más independientes a la temperatura en contraste con los
Ephemeroptera (Brittain, 1990). La distribución espacial de las
comunidades es muy compleja y depende de la interacción entre dos sets
de parámetros: la habilidad de las especies de adaptarse a factores
ecológicos tal como la composición y tamaño del sustrato, flujos y la
demanda por ciertos recursos alimenticios (escombros alóctonos, alimento
por filtración, carnivoria etc.). La modificación progresiva de las condiciones
físicas del Río (geomorfología, hidrología) desde río arriba hacia Río abajo,
genera un continuo gradiente de recursos disponibles (Vannote, 1980). El
patrón de distribución de los macroinvertebrados está regulado por las
diversas estrategias desarrolladas por las especies aprovechando al
máximo los recursos disponibles.
A lo largo del Río existe una sucesión de comunidades que fue propuesta
como la teoría de Río como un Continuo por Vannote (1980). En la parte
alta del Río, con bastante vegetación sobre la cuenca, predominan
fragmentadores, especies adaptadas para procesar los fragmentos gruesos
de materia orgánica (CPOM). En la parte media con el canal del río más
amplio y abierto, donde la producción de materia orgánica es mayor a la
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asimilada, dominan la comunidad de invertebrados colectores (collectors)
que juntan y depuran los depósitos encontrados en la superficie. Especies
descritas como raspadoras (scrapers) son abundantes en esta zona del río.
Estos consumen el Perifiton (film biológico compuesto de alga y bacteria), el
cual crece en la superficie de las plantas y rocas. Río abajo el sistema se
vuelve más autotrófico; especies en esta zona son predominantes
colectores y filtradores. Los macroinvertebrados bentónicos se alimentan
principalmente de materia orgánica, zooplancton, teniendo un rango de
hábitat dependiendo del tipo de alimento y su disponibilidad a lo largo del
Río (Statzner & Higler, 1996). Este modelo del Río como un Continuo
puede requerir modificaciones dependiendo de la región y zona climática.
Distribución debido a características funcionales
La distribución de las especies se debe a una respuesta frente a variables
ambientales y la cantidad, calidad del recurso. Las características de la
corriente, como la velocidad, limitan el número de especies de
macroinvertebrados (Statzner, 1988).
Aquellas especies que se encuentran en lechos rocosos o de gravas tienen
características morfológicas y comportamentales que les permiten ser
resistentes a las fuertes corrientes, muchas de ellas adoptan mecanismos
que les permiten permanecer en zonas rápidas, tal como los succionadores,
un grupo funcional que morfológicamente adaptaron estructuras y órganos
especiales para resistir las corrientes (Domínguez, 2001). Órganos como
caparazones, garras musculares que generan succión y permiten la
adhesión en estos sustratos irregulares. Una gran mayoría de
macroinvertebrados bénticos prefieren evitar corrientes muy fuertes,
seleccionando microhábitat protegidos y muchos se movilizan hasta abajo
del sustrato en busca de refugio. Estos refugios son temporales ya que para
su sobrevivencia los macroinvertebrados necesitan alimento y
reproducción, por lo tanto, gran parte del tiempo estas especies deben
moverse. Estos movimientos las hacen vulnerables, desplazándolas
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corriente abajo en la deriva; aquellas que logran con éxito movilizarse en
zonas rápidas de corriente son aquellas especies que tienen adaptaciones
estructurales para este tipo de hábitat.
Este fenómeno de deriva es la principal consecuencia del desplazamiento
de comunidades de macroinvertebrados y se ha estimado que las
densidades de macroinvertebrados arrastrados aumentan en la noche,
debido a la variación en las corrientes. Esta deriva de especies también
sucede en respuesta a competición por comida y espacio (Cellot, 1989).
Descripción de los principales órdenes de macroinvertebrados bentónicos
comunes utilizados para análisis de calidad de agua en ríos.
Ephemeroptera
Los organismos de esta especie viven por lo regular en aguas corrientes,
limpias y bien oxigenadas; sólo algunas especies parecen resistir cierto
grado de contaminación. En general se consideran indicadores de buena
calidad del agua (Roldán, 1988).
Sus hábitats de preferencia son sustratos rocosos, troncos, hojas o
vegetación sumergida. Las ninfas de alimentan de algas y tejidos de plantas
acuáticas, constituyen parte de la dieta alimenticia de los peces. Los
huevos los depositan generalmente en la superficie del agua y poseen
estructuras que les permite fijarse al sustrato. La respiración la realizan a
través de agallas, generalmente abdominales, las cuales varían en forma y
número de acuerdo con la especie (Roldan, 1988). En cuanto a la
taxonomía la conformación del aparato bucal, numero, forma, disposición
de las agallas y los filamentos caudales son rasgos morfológicos muy útiles
para su clasificación.
Plecoptera
Se caracterizan por ser tolerantes y vivir en aguas rápidas, bien
oxigenadas, debajo de piedras, troncos, ramas y hojas. Su presencia en
ciertos casos que son especialmente abundantes en ríos con sustrato
rocoso, de corrientes rápidas y muy limpias situadas alrededor de los 2000
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m de altura. Son, por tanto, indicadores de aguas muy limpias y
oligotróficas (Roldán, 1988).
Diptera
Los dípteros acuáticos constituyen un de los órdenes de insectos más
complejos, más abundantes y más ampliamente distribuidos en todo el
mundo, siendo uno de los órdenes más principales. En cuanto a sus
características morfológicas, las larvas de dípteros no poseen patas
torácicas. El cuerpo está formado por tres segmentos torácicos y nueve
abdominales, es blando y cubierto de cerdas, espinosas apicales o corona
de ganchos en prolongaciones que ayudan a la locomoción o adhesión al
sustrato. La coloración es amarillenta, blanca o negra. Respiran a través de
cutícula o mediante sifones aéreos; otros poseen agallas traqueales y otros
pigmentos respiratorios (hemoglobina) para sobrevivir en zonas escasa de
oxígeno (Dominguez, 2009).
Habitan es nichos muy variados encontrándose en ríos, arroyos,
quebradas, lagos, en todas las profundices, depósitos de agua en las
brácteas de muchas plantas y en orificios de troncos viejos, y aun en las
costas marinas. Existen representantes de aguas muy limpias como la
familia Simulidae o contaminadas como la familia Tipulidae y chironomidae.
Su alimentación es muy variada (Dominguez, 2009).
Taxonómicamente para su clasificación se tiene en cuenta la
esclerotización de la cabeza si esta es o no retractil, si las mandíbulas
funcionan en un plano horizontal o vertical; si la cabeza esta o no fusionada
con el tórax, o si el cuerpo es aplanado o cilíndrico, entre otras (Roldan,
1988)
Trichoptera
En los ambientes acuáticos especialmente ríos y quebradas, los
Trichoptera juegan un papel importante, tanto en las cadenas alimentarias
como el reciclaje de nutrientes. Debido a su gran diversidad y el hecho de
que las larvas poseen distintos ámbitos de tolerancia y según la familia o el
género al que pertenecen, son muy útiles como bioindicadores de calidad
21
de agua y la salud del ecosistema, también son buenos indicadores de
aguas oligotróficas (Springer, 2006).
En la clasificación de los tricópteros se tiene en cuenta la presencia o no de
placas esclerotizadas en los segmentos torácicos; la presencia o ausencia
de agallas branquiales en el abdomen; si el labrum es membranoso o no y
el número de setas a lo largo de la parte central, y longitud de la antena,
entre otros. También la forma y el tipo de material de las casas o refugios
es una característica de valor taxonómico a nivel de familia principalmente
(Alba, 1996)
Coleoptera
La mayoría de Coleoptera acuáticos viven en aguas continentales loticas y
lenticas. En las zonas loticas los sustratos más representativos son troncos
y hojas en descomposición, grava, piedras, arena y la vegetación
sumergida y emergente. Las zonas más ricas son las aguas someras en
donde la velocidad de la corriente no es fuerte, aguas limpias, con
concentraciones de oxígeno alto y temperaturas medias (Roldán, 1988).
Odonata
Se conocen comúnmente como libélulas de agua, son insectos
hemimetábolos cuyo periodo larval es acuático, empleando desde dos
meses hasta tres años su desarrollo adulto, de acuerdo a su tipo de especie
y clima. Es estado adulto viven entre tres días hasta tres meses. Viven en
pozos, pantanos, márgenes de lagos y corrientes lentas y poco profundas,
por lo regular, rodeados de abundante vegetación acuática sumergida o
emergente. Su distribución está más indicada hacia aguas limpias o
ligeramente eutroficadas (Roldán, 1988).
La familia Libellulidae es la más ampliamente representada. Los géneros
más comunes en nuestro medio son: Erypthemis, Erytodiplax,
Brechmorhoga, Sympetrum, Orthemis, Pantala, y Tramea.
22
ANTECEDENTES
Los métodos de evaluación basados en macroinvertebrados han sido ampliamente
utilizados desde varias décadas como una parte integral del monitoreo de la
calidad del agua. Países de la Unión Europea y Norte América han sido los líderes
en este proceso . Durante los últimos 20 años estudios con esta metodología
permitieron el conocimiento del estado biológico y ecológico de los ríos y lagos de
zonas templadas, para luego como objetivo principal su recuperación (Roldan,
2016)
El acercamiento de métodos biológicos para conocer el estado del agua depende
del grado de conocimiento que se tenga sobre la fauna acuática y se representa
en los índices que pueden llegar hasta nivel de especie, orden o familia. Los
países que más tienen experiencia con el conocimiento macroinvertebrados y
aplicación de índices en Europa son Alemania, Bélgica, Francia, Reino Unido,
Italia y Dinamarca, ya que presentan una evaluación rápida del ecosistema
(Roldan, 2003).
Durante los últimos años estudios de calidad de agua han adoptado los métodos
biológicos como ayuda de los métodos fisicoquímicos y establecer el estado de
los ecosistemas acuáticos desde su parte biológica. Parala ecología, un sistema
acuático es un sistema funcional el cual hay un intercambio cíclico de materia y
energía entre los organismos y el ambiente. Por lo tanto, la biología y química de
los sistemas hídricos deben estar estrechamente relacionadas en la evaluación de
las aguas (Roldan, 2016).
En una escala global, los primeros trabajos con indicadores biológicos
(Bioindicadores) para la calidad de agua, se realizaron en Alemania Kolkowitz &
Marsson (1909) donde propusieron el primer sistema saprobio (capacidad de los
organismos de vivir en ciertos niveles de contaminación) para este país, que
actualmente es adoptado en otros países europeos. A mitades del siglo XX, el
biólogo Patrick (1949, 1950) desarrolló los primeros métodos biológicos para
evaluar las condiciones ecológicas de los ríos en Norteamérica. Posteriormente,
Gaufin y Tarzwell (1952) proponen a los macroinvertebrados como indicadores
23
de contaminación en ríos y lagos. En 1963 Illies & Botosaneau generan una
discusión en torno a la zonación de las corrientes y las zonas altas y bajas de los
ríos; este trabajo es uno de los más importantes e impulsadores en la limnología
europea.
La teoría de diversidad y abundancia de especies propuesta por Shannon, fue
adaptada por el biólogo Richard Washington en 1984 para las ecosistemas
acuáticos y aplicada en índices de abundancia y similitud. Durante esta revisión de
analizaron 18 índices de diversidad, 19 índices bióticos, y cinco índices de
similitud. En 1995 en Norteamérica las condiciones del hábitat y la fauna esperada
en un sitio fueron incluidas en métodos de evaluación rápida de calidad de agua
de las investigaciones de Resh (1995), para luego ser implementada en diferentes
países.
Lorenz (1997) en Alemania desarrolla el primer sistema de Bioindicadores
teniendo en cuenta conceptos teóricos sobre la estructura de los ríos como
zonación, hidráulica, nutrientes y basándose en la teoría e río como un continuo
propuesta por Vannote (1980). Durante el 2007 Casten propone el índice de
integralidad biológica el cual es una herramienta milimétrica para identificar y
clasificar los problemas de contaminación de agua.
El estudio de bioindicación con macroinvertebrados bentónicos en Colombia se
remonta a los años setenta, el primer sitio de estudio fue el río Medellín por
Roldán (1973), el cual se analizaron los cambios en las comunidades de
macroinvertebrados desde su estructura, ciclo de vida. Se encontraron diferencias
en abundancia y diversidad a nivel taxonómico en un tramo poco perturbado con
respecto a una zona donde los vertimientos industriales y domésticos se
incrementaron. Otro caso de estudio relevante por Machado & Roldan (1981) a
nivel nacional sucede en el río Anori donde observaron características
fisicoquímicas y biológicas de sus principales afluentes, mirando las variaciones
que se presentan a través del tiempo. A raíz de estos estudios Roldan (1988)
publico la “Guía para el Estudio de los Macroinvertebrados Acuáticos del
Departamento de Antioquia” que sirvió de ayuda y referencia para las futuras
24
investigaciones de Bioindicadores en calidad de agua para Colombia y
Latinoamérica.
Bohorquez & Acuña (1994) realizaron los primeros estudios para la sabana de
Bogotá utilizando macroinvertebrados como indicadores de calidad de agua.
Zuñiga (1993) adaptó los métodos iniciales del profesor Roldán para la
caracterización de algunas cuencas del Valle del Cauca. Posteriormente, Zamora
(2000) logra adaptar el índice BMWP para la evaluación de la calidad de las aguas
epicontinentales en Colombia. Aplicando esta misma metodología Roldán (2001)
en la cuenca de Piedras Blancas en el Departamento de Antioquia. Riss (2002)
establece valores de bioindicación para la Sabana de Bogotá. Aunque Roldan
(2003) logra adaptar el sistema de BMWP para establecer la calidad de agua en
Colombia mediante el uso de los Macroinvertebrados acuáticos; siendo este
método el más usado en evaluar los ecosistemas hídricos de montaña.
Con respecto a cuantificación de Macroinvertebrados En el 2000 se publicó un
estudio acerca de la distribución espacial y temporal de las comunidades de
macroinvertebrados en el Río Guadalajara en Buga, el estudio relaciono las
comunidades de macroinvertebrados con la calidad del agua García (2000).
Los trabajos de Zamora (1995, 1996, 2002, 2010) y Serna & Zamora (2004)
analizaron la similitud de la comunidad de Macroinvertebrados bentónicos entre
los ecosistemas lenticos en la costa pacífica del cauca y el piedemonte
amazónico, así como también los diferentes aspectos ecológicos y biogeográficos
de las corrientes de los ríos de la región del Cauca. Rincón (2002) analizo
diferentes taxones de insectos acuáticos y sus preferencias de hábitat en una
corriente alta andina de Boyacá. Longo (2004) realizó un análisis de ensamblaje
de insectos acuáticos en la isla Gorgona y su relación con las variables físicas y
químicas del medio ambiente.
A nivel de trasformación de paisaje y su efecto en la calidad del agua los estudios
de Carmona (2010) evalúan la calidad del agua en una vereda del municipio de
Guane Antioquia, Chara (2007, 2008, 2011) evaluaron la transformación del
25
paisaje causado por los monocultivos agrícolas y ganaderos en las microcuencas
asociadas al rio la Vieja en el Valle del Cauca. La relevancia de los anteriores
estudios fue el resultado que mostro los problemas de degradación del suelo, la
perdida de diversidad biológica y la disminución de la calidad del agua. Giraldo
(2014) determino los cambios el ambiente acuático asociados a la restauración del
corredor ribereño en las corrientes de tierra baja afectadas por la ganadería y su
impacto sobre las comunidades bentónicas.
En la cuenca de Rio Negro en el Departamento de Antioquia, se desarrolló un
análisis multivariado entre comunidades de Macroinvertebrados y variables físicas
del Rio, este estudio permitió un índice de calidad ecológica más completa en la
cuenca (Forero et .al, 2014). Este estudio es uno de los más resaltados a nivel
nacional en términos de integralidad de índices.
26
DIAGRAMA DE COMPONENTES.
Relación entre los principales componentes del sistema se diagraman a
continuación.
Fig 1. Diagrama conceptual
27
ÁREA DE ESTUDIO
La cuenca del Río Frío es un afluente del Río de Bogotá, nace en las montañas
del Noreste de Zipaquirá durante su recorrido pasa por los municipios de
Zipaquirá, Cogua, Subachoque, Tabio, Cajicá y Chía (Imagen 1).
Imagen 1. Cuenca alta del Rio Frio, con sus respectivos ecosistemas según IDEAM.
Durante su paso por el municipio de Tabio recibe descargas de las quebradas El
Eucaliptal, Alcaparro, Agua Blanca, Masatas, San Diego, Pozo Hondo, El Hornillo
entre otras. Corre en dirección sur por un valle estrecho pasando por ecosistemas
de paramo, bosque andino, bosque sub andino y sabanas. Río Frío corre en
dirección sur por un valle angosto en un trayecto de 25 km aproximadamente,
28
cambia luego de dirección dirigiéndose al este hasta cortar una serranía cerca de
la población de Tabio; recupera de nuevo la dirección sur y corre por un valle
amplio plano hasta encontrar al Río Bogotá (Van der Hammen, 2003). Posee una
longitud de 227 km aproximadamente desde su nacimiento hasta su
desembocadura en el Rio Bogotá. (Frayter et al., 2000).
Caracterización morfométricas de la Cuenca del Río Frío
Tabla 1. Caracterización morfométrica
La humedad relativa de la cuenca presenta un comportamiento bimodal, los
valores más altos de humedad se presentan entre Abril-Mayo y Octubre-
Noviembre, periodos del año donde se registra una mayor precipitación (Castaño,
2002).
El cauce presenta zonas de corrientes rápidas y zonas lentas, ofreciendo además
una variedad de ambientes, tales como: sistema pedregoso, arenoso, pendientes
suaves, permitiendo así el desarrollo de comunidades biológicas adaptadas a
cada uno de los ambientes (Castaño, 2002).
Actividades socioeconómicas a nivel de la cuenca
Los sistemas sociales de la cuenca son dependientes del mercado externo, con
una vocación agrícola, especialmente en el área de la floricultura; la producción
29
agrícola es casi exclusiva de los cultivos transitorios; obligando a la importación de
productos.
En relación con las zonas del territorio, el valle donde se encuentra el municipio de
Tabio y la cuenca del río Frío predominan zonas agrícolas aproximadamente unas
1,126 hectáreas; se encuentran destinadas 4,247 ha, para zonas forestales 521
ha, En áreas de bosques plantados 123 ha, De forrajes o pastos 606 ha;. para
Área de parques 2.5 ha. En cuanto zonas destinadas para minería y extracción de
materiales No se registra información (Plan de Desarrollo Tabio, 2015).
Sector Agropecuario
La agricultura sigue siendo la actividad que más empleo genera; predomina el
autoconsumo, con cultivos de tubérculos, frutas y hortalizas. Los terrenos de
mayor extensión se dedican al cultivo de cereales (maíz y arveja) y zanahoria.
Esos cultivos de dan de forma transitoria como la papa, la arveja y el maíz (Plan
de desarrollo de Tabio, 2011)
Sector pecuario
En la producción pecuaria se da el primer lugar de importancia a la población
bovina, preferiblemente orientada a la producción de leche, con volumen de
población aproximada de 6500; la actividad ganadera es mixta, leche y carne
(Plan de desarrollo de Tabio, 2011). Posee grandes extensiones de tierra cubierta
de pastos naturales y criaderos a gran escala de ganado vacuno, lanar y caballar
(Plan de desarrollo de Tabio, 2011).
Sector de floricultura
Ocupa el segundo lugar en hectáreas cultivadas y económicamente ocupa el
primer lugar en importancia dentro de las actividades agrícolas. Predominan la
comercialización de Rosas (Plan de desarrollo de Tabio, 2011).
30
Sector minero
No tiene un gran aporte económico significativo al desarrollo del municipio y los
productos principales que explotan son: gravas, gravillas, arena de río y piedra.
Esta actividad genera graves impactos ambientales y a los recursos. Generando
altos grados de afectación sobre la planicie aluvial. (Plan de desarrollo de Tabio,
2011).
MATERIALES Y METODOS
Diseño de muestreo
Se realizó un muestreo en 5 tramos de la parte alta del Río Frío, donde se
tomaron las muestras biológicas y químicas para su posterior análisis, se
establecieron las distancias respectivas entre sitios y el recorrido total del
muestreo, para la selección de los sitios de muestreo (tramos del río) se eligieron
de manera preferencial en cuanto su fácil acceso y morfología del río, se tomó un
rango de elevación entre 2.700 y 2500 m. con el fin de observar las variaciones
que se dan a una pequeña escala. (Fig. 2).
Coordenadas Distancia entre Sitios. Metros recorridos
SITIO 1 4° 59' 34. 80" N /74° 02' 54.09" O Altura: 2757
Sitio 1 al 2 3.806,56
SITIO 2 4° 58' 27. 17" N /74° 04' 07.43" O Altura: 2695
Sitio 2 al 3 3.601,00
SITIO 3 4° 58' 24. 32" N /74° 04' 08.16" O Altura: 2653
Sitio 3 al 4 2.697,00
SITIO 4 4° 56' 38. 12" N /74° 04' 55.97" O Altura: 2610
Sitio 4 al 5 7.081,46
SITIO 5 4° 55' 34. 02" N /74° 04' 05.28" O Altura: 2580
Total Distancia recorrida del Río
17.185,02
Tabla 1. Coordenadas geográficas, altura de cada sitio de muestreo y la distancia entre sitios dada en metros
31
Fig. 2. Ubicación de sitios de muestreo
Recolección de muestras biológicas
El diseño para la toma de muestras biológicas se realizó de la siguiente manera:
primero en cada uno de los 5 puntos de muestreo se seleccionaron dos tipos de
hábitat, Zonas “Rápidas” y Zonas “Lentas” que predomine el sustrato rocoso.
Posteriormente, para cada tipo de hábitat de hicieron 3 réplicas, dando un total de
30 muestras (figura 3).
32
Fig. 3. Esquema general del muestreo
Recolección de muestras para variables fisicoquímicas y
bacteriológicas.
Por cada sitio se tomó una muestra de agua con el fin de obtener los parámetros
de pH, oxígeno disuelto, DB0, sólidos totales, nitratos, fosfatos y coliformes
fecales. Que son las variables requeridas para encontrar el índice (WQI) de
calidad de agua.
Para los parámetros de turbidez, DBO, sólidos totales y nitratos se tomó
la muestra en un envase de plástico (1000ml) previamente esterilizado y
luego de la toma se puso en refrigeración para su envió al análisis de
laboratorio.
En cuanto coliformes fecales variable bacteriológica se realizó por
separado usando un envase de vidrio (100ml), completamente
descontaminado y esterilizado se tomó la muestra abriendo el envase
dentro del agua para evitar otros componentes que puedan interferir con el
33
análisis. Luego se lleva a la nevera de refrigeración para su envió al
laboratorio.
Para la toma de los Fosfatos Totales se usó un envase de 600ml de vidrio
con 5 ml de ácido sulfúrico previamente dispuesto en el laboratorio. Luego
de la toma de muestras en cada punto se llevó a la nevera de refrigeración
para su envió al laboratorio.
Los parámetros de Oxígeno disuelto, Temperatura y pH se tomaron in
situ por el medidor de pH y de Oxígeno proporcionados por el laboratorio y
previamente calibrados.
Cálculo del índice de calidad de agua (WQI)
La calidad se estimará con el Índice de calidad de aguas (WQI); este mide la
calidad fisicoquímica y bacteriológica del recurso en una escala de valores, donde
los más altos significan una calidad del agua alta o muy buena. Por lo tanto, 90-
100: excelente, 70-90: bueno, 50-70: medio, 25-50: malo, 0-25: muy mala calidad
del agua.
Este índice fue creado por NSF (National Sanitation Foundation). Para su empleo
se toma en cuenta las variables que más influyen en contaminación de aguas que
fue establecida por un criterio de expertos el cual desarrollaron el índice, los
parámetros que conforman el (WQI) son: oxígeno disuelto, coliformes fecales, pH,
D.B.O. temperatura, fosforo total, nitratos, solidos totales,-NSF (Brown et al.,
1970).
Este índice funciona con unas curvas de función establecida por un panel de 142
de profesionales expertos en temas de calidad de agua(Anexos), que
determinaron las variables de mayor importancia y que están fuertemente
relacionadas con los cambios en las dinámicas de los ríos y cuerpos de agua (Ott,
1978, Brown et al., 1970). Para el estudio de calidad de agua del río Frío la
aplicación de este índice se utilizó debido a su alta rigurosidad y la disponibilidad
del laboratorio para el análisis de los resultados de las 9 variables, también su uso
común, debido a que integran las variables más dependientes a la contaminación
34
y emplea valores numéricos para asignar una gradación de la calidad en una
escala continua (Sacha & Espinoza, 2001). Siendo de gran aceptación a nivel
regional y mundial
Para el cálculo del índice se tienen los resultados de las 9 variables fisicoquímicas
y bacteriológicas para luego ponderar dichos resultados con la tabla de asignación
de pesos de importancia por parámetro correspondiente a los factores de
contaminación en aguas, establecida por la Fundación Nacional de Sanidad
Nacional de EE.UU (NSF) (Tabla 2.
Variable Peso
Oxígeno disuelto 0.17
Coliformes fecales 0.16
Solidos totales 0.15
Ph 0.11
Demanda Bioquímica de oxigeno
(DBO)
0.11
Temperatura 0.10
Fosforo total 0.10
Nitratos 0.10
Tabla 2. Ponderación para índice NSF
Identificación de Macroinvertebrados para análisis de calidad de agua.
Como primera fasese identificaron las especies de Macroinvertebrados en el
laboratorio de Limnología de la Universidad Javeriana, utilizando las claves
sistemáticas de Eduardo Domínguez y Hugo R. Fernández (2009) , Roldan (1996)
y Charles W. Heckman (2008).
35
Los órdenes encontrados se determinaron taxonómicamente hasta familia y la
mayoría hasta género.
Análisis ecológico de especies y comparación con bibliografía.
Con las especies de macroinvertebrados encontradas se realizó un análisis
ecológico de las familias y género en cuanto, , preferencias de hábitat y rangos de
tolerancia, pero luego comparar con bibliografía de autores que han venido
realizando investigación en ríos de alta montaña y distribución de
macroinvertebrados en Colombia. Esto con el fin de entender la distribución y
abundancia de estas especies en los sitios de muestreo.
Índice de BMWP: se utilizó el método de Biological Monitoring Working Party el
cual es un índice exclusivo para comunidades de macroinvertebrados, consiste en
un sistema de puntaje que evalúa la calidad del agua basándose en las familias de
invertebrados acuáticos que están presentes en el Río (Hawkes, 1998).
El índice de BMWP para macroinvertebrados genera un puntaje resultado del
grado de tolerancia de los diferentes grupos de familias a la contaminación. Un
alto puntaje en el índice es considerado un reflejo de una mejor calidad de agua, el
puntaje se presenta en un rango de 0 a 10. La sumatoria total de los puntajes
proporciona el puntaje total BMWP y se comprende entre un rango de 0- 100
(Zamora- Muñoz, 1996).
Con base en el conocimiento que se tiene en Colombia sobre los diferentes
grupos de macroinvertebrados hasta familia y su distribución en las cuencas y
cuerpos de agua en el país, se propuso utilizar el método (BMWP/Col) con el fin
de avaluar los ecosistemas acuáticos de montaña y establecer el nivel de
afectación a través de las especies de macroinvertebrados encontradas (Tabla 3)
(Roldan, 1997).
36
FAMILIAS PUNTAJES
Anomalopsychidae, Atriplectididae, Blepharoceridae,
Calamoceratidae, Ptilodactylidae, Chordodidae, Gomphidae,
Hidridae, Lampyridae, Lymnessiidae, Odontoceridae,
Oligoneuriidae, Perlidae, Polythoridae, Psephenidae.
10
Ampullariidae, Dytiscidae, Ephemeridae, Euthyplociidae,
Gyrinidae, Hydrobiosidae, Leptophlebiidae, Philopotamidae,
Polycentropodidae, Xiphocentronidae.
9
Gerridae, Hebridae, Helicopsychidae, Hydrobiidae,
Leptoceridae, Lestidae, Palaemonidae, Pleidae,
Pseudothelpusidae, Saldidae, Simuliidae, Veliidae.
8
Baetidae, Caenidae, Calopterygidae, Coenagrionidae,
Corixidae, Dixidae, Dryopidae, Glossossomatidae,
Hyalellidae, Hydroptilidae, Hydropsychidae, Leptohyphidae,
Naucoridae, Notonectidae, Planariidae, Psychodidae,
Scirtidae.
7
Aeshnidae, Ancylidae, Corydalidae, Elmidae, Libellulidae,
Limnichidae, Lutrochidae, Megapodagrionidae, Sialidae,
Staphylinidae.
6
Belostomatidae, Gelastocoridae, Hydropsychidae,
Mesoveliidae, Nepidae, Planorbiidae, Pyralidae, Tabanidae,
Thiaridae.
5
Chrysomelidae, Stratiomyidae, Haliplidae, Empididae,
Dolicopodidae, Sphaeridae, Lymnaeidae, Hydraenidae,
Hydrometridae, Noteridae.
4
Ceratopogonidae, Glossiphoniidae, Cyclobdellidae, 3
37
Hydrophilidae, Physidae, Tipulidae.
Culicidae, Chironomidae, Muscidae, Sciomyzidae. 2
Tubificidae 1
Tabla 3. Puntajes de las familias de macroinvertebrados acuáticos para el índice BMWP/Col (Roldan, 1997)
La tabla 4 muestra las cinco clases de calidad de agua que dan al sumar la
puntación de las familias encontradas en el área de muestreo. El total de los
puntos se designan como valores BMWP/Col. De acuerdo con el puntaje obtenido
se clasifica en las distintas clases de agua, y su color correspondiente.
38
Diversidad de Simpson
Para encontrar la diversidad y abundancia se utilizó el índice inverso de
Simpson que permite el análisis de la estructura de las comunidades en
relación con su abundancia, identificando aquellas especies más
dominantes en el hábitat.
Análisis de similitud (cluster) Bray Curtis.
Por medio de un análisis de similitud (Bray Curtis) se estableció el grado de
similitud entre comunidades a través de Dendogramas. Se estableció un
Dendograma para comunidades por replica y otro para sitio, con el
propósito de expresar el grado de semejanza en composición de especies
en dos o más muestras.
Análisis Estadístico de Índices.
Con el propósito de observar el grado de asociación entre el índice
biológico (BMWP/Col) y los sitios de muestreo se realizó un análisis de
prueba paramétrica ANOVA y un análisis de prueba no paramétrica Kruskal
Wallis. Para todos los análisis estadísticos se utilizó el software RStudio
versión 2.15.2 (RStudio, 2012).
Se hizo una correlación entre el índice biológico (BMWP/Col) y el índice de
fisicoquímico (WQI)en graficas de correlación para comparar sus
respuestas y evaluar su comportamiento a través de los sitios de muestreo.
39
Diagrama de flujo de la metodología.
Fig. 3 Diagrama metodológico.
40
RESULTADOS
Parámetros fisicoquímicos
Se presentan los valores de los parámetros fisicoquímicos del agua analizados en
la parte alta de la Cuenca del río Frío para los diferentes sitios de muestreo (Tabla
5).
Variables
Unidad
Coliformes
fecales
(NMP/100
ml)
D.B.O
(mg/
L O2)
Fosforo
total /
(mg/L
P)
Nitratos
/ (mg/L
N)
Oxígeno
disuelto
(mg/L
O2)
pH /
(Unidad)
Solidos
totales
/
(mg/L)
Temperatura
Sitio 1 60 9 0,1 0,3 6,64 6,65 36 15,8
Sitio 2 580 8 0,1 0,3 6,68 6,5 36 14,2
Sitio 3 270 5 0,1 0,3 6,72 7,2 35 18,5
Sitio 4 310 3 0,2 0,3 6,8 7,03 44 17,4
Sitio 5 2500 165 0,2 0,1 1,8 6,15 1520 14,9
Tabla. 5 valores de los parámetros fisicoquímicos del agua en la cuenca alta del Río Frio para cada sitio de muestreo.
A través de los diferentes sitios (Fig. 4) se pueden observar los cambios y
fluctuaciones de los parámetros.
Para la variable bacteriológica de las Coliformes fecales se registran valores entre
60 y 2500 NMP/ 100 ml (Fig. 4A). El fósforo total se mantuvo constante en los
sitios 1, 2, 3, con un valor de 0.1 (mg/ L P), luego aumenta y permanece a 0.2 (mg/
L P) en los dos últimos sitios de muestreo (Fig. 4B). El pH se registra un rango
entre 6,15 y 7,03 (Fig.4C). Con respecto a los nitratos se mantuvo constante a
diferencia del último punto que registro un valor mínimo de 0.3 (Fig. 4D).
Para los parámetros de oxígeno disuelto y D.B.O se presentan valores constantes
con excepción del sitio 5 que se refleja cambios significativos (Fig. 4E y 4F).
41
Fig. 4 Graficas de cambios en las Variables fisicoquímicas del agua en los diferentes puntos de muestreo del Río Frío en Tabio, Cundinamarca. (A)
42
Coliformes fecales, (B) Fósforo Total, (C) pH, (D) Nitratos, (E) Oxígeno disuelto, (F) D.B.O.
Se observó un aumento de los sólidos totales en el sitio 5 indicando un aumento
de sales minerales, materia particulada entre otros componentes de la variable de
solidos totales para este tramo del río. Con respecto a la temperatura presento
resultados que oscilan entre 14.2 y 18.5, encontrándose en un rango normal de
temperatura para esta zona de tierra alta. (Fig. 5)
Fig 5. Graficas de los parámetros de solidos totales y temperatura en los sitios de muestreo
Índice de Calidad del agua (WQI)
La Estimación de las métricas por cada variable que compone el (WQI) (Tabla 6).
METRICA (Q) / VARIABLE SITIO 1 SITIO 2 SITIO
3
SITIO 4 SITIO 5
(Q)/ oxígeno (%) 98 96 99 99 15
(Q) / (coliformes fecales) 50 27 35 33 17
(Q) / (pH) 77 72 92 89 59
(Q) / (D.B.O) 38 42 56 67 5
0
500
1000
1500
2000
Sitio1
Sitio2
Sitio3
Sitio4
Sitio5S
OL
IDO
S T
OTA
LE
S
mg
/L
Puntos
0
5
10
15
20
Sitio1
Sitio2
Sitio3
Sitio4
Sitio5T
EM
PE
RA
TU
RA
C°
Puntos
43
(Q) / (t °) 30 32 25 25 31
(Q) fósforo total) 96 100 100 92 92
(Q) / (nitratos) 97 97 97 97 97
(Q) / (sólidos totales) 85 85 85 86 20
Tabla. 6 índice de calidad de agua por cada variable.
La concentración de Coliformes fecales varían entre un rango de 17 y 50 siendo
más afectado el sitio 5 con un resultado de (17) que representa baja calidad. Para
la métrica del pH se presenta resultados en un rango de 59 a 92.
En las variables relacionadas con el oxígeno la métrica del D.B.O presenta un
nivel muy bajo en el último Sitio 5 de muestreo mientras los demás valores oscila
entre 38 y 67. El oxígeno disuelto los resultados también muestran una diferencia
significativa en el Sitio 5 con un puntaje de 15 siendo el puntaje más bajo en
comparación con los demás sitios y las demás variables. Este puntaje indica un
grado de afectación grave de oxígeno disuelto en este tramo.
La métrica de la Temperatura registra un rango de 25 y 31. Mientras que el fósforo
total presenta valores entre los 90 y 100 sin diferencias significativas entre puntos.
El Nitrógeno no presenta ningún cambio de valores entre los sitios de muestreo.
Para los Sólidos totales en los primeros puntos de muestreo se registran valores
de 85 y 86, indicando a poca afectación, con gran diferencia del Sitio 5 que indica
una disminución de la métrica hasta un valor de 20 existiendo una concentración
mayor de solidos totales en este tramo que afecta fuertemente la métrica.
Índice total del (WQI) por sitio que comprende la sumatoria de los resultados de
las variables anteriores ponderadas con el peso de importancia para cada variable
establecido por (NFS). Los resultados (Tabla 7) en los primeros puntos no
44
muestran gran diferencia y oscilan entre 68,83 y 73,66. Para el sitio 5 el resultado
del índice general de calidad de agua arroja un puntaje de 37,31, un cambio
significativo con respecto a los demás sitios de muestreo.
Sitio 1 Sitio 2 Sitio 3 Sitio 4 Sitio 5
WQI Total 72,36 68,83 73,66 73,57 37,31
Tabla 7. Valores por sitio de WQI Total.
Fig. 6 Calculo total del WQI para cada punto de muestreo
0102030405060708090
100
Sitio 1 Sitio 2 Sitio 3 Sitio 4 Sitio 5VA
LOR
ÍND
ICE
WQ
I
PUNTOS
45
Composición de las comunidades de Macroinvertebrados
De los 5 Sitios de muestreo realizados en corriente zona y lenta, se recolectaron
3704 individuos de Macroinvertebrados, distribuidos en 16 Familias y 19 géneros.
A nivel de Familia las más comunes fueron Simuliidae, Chironominae, Baetidae,
Ceratopogonidae y Hyalellidae (Fig. 7).
Fig. 7 Familias registradas en el muestreo con su respectiva abundancia.
En cuanto la abundancia relativa general a nivel de familias las familias más
representativas fueron Simullidae con 1866 individuos y Chironominae con 1167,
las demás familias son menos representativas en cuanto abundancia pero son la
composición de la comunidad.
50% (1866)
32% (1167)
5% (170)
3% (124)
3% (113)
3% (109) 2% (85) 1% (24) Simuliidae
Chironominae
Baetidae
Anellidae
Hyalellidae
Platelmita
Ceratopogonidae
Polycentropodidae
Tipulidae
Libellulidae
Otros
46
Abundancia relativa de familias por sitios.
Fig 8 abundancia relativa de familias por sitios
En la (Fig. 8) se representa las abundancias de familias a nivel de sitios, se
encontraron 15 familias para las cuales el sitio 1 es que mayor diversidad de
familias posee. Se puede observar de la dominancia de Simullidae y Chironominae
en todos los sitos y sus fluctuaciones en cuanto su abundancia.
Abundancia relativa por sitio a nivel de morfoespecies.
Los resultados de la abundancia por sitio a nivel de morfotipos la mayoría se
identificaron hasta nivel de género como (Hyalella, Macrelmis, Americabaetis,
Leptoplebidae, Tenagobia, Sympetrum, Policentropus, Metrichia) otros hasta nivel
de subfamilia como (Chironominae, Tanypodinae, Orthocladinae) y otros solo
hasta familia (Simuliidae Anelidae, Acaros).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
1 2 3 4 5
Hyalellidae Anellidae Elmidae Ceratopogonidae
Chironominae Empididae Simuliidae Tipulidae
Baetidae Corixidae Molusca Libellulidae
Platelmita Polycentropodidae Hydroptidae
47
(Fig. 9) muestra la dominancia de los morfotipos de acuerdo a las condiciones de
cada sitio.En el sitio 1 se registraron (894) individuos distribuidos en
15morfoespecies , la familia de Simullidae presenta una abundancia relativa del 39
% siendo la más dominante en este sitio, también existe altas abundancias de las
tres subfamilias identificadas de chironominae (chironominae, tanyponidae,
orthocladiinae). La comunidad presente del Sitio 2 está compuesta por 12
morfoespeciesy cuenta con (883) individuos identificados, la dominancia de
Simullidae es de un 58% mientras que para los demás géneros sus abundancias
oscilan entre un 3% a un 14%. En el sitio 3 la abundancia es más equitativa en
comparación con los otros sitios, con un total de (520) organismos distribuidos en
11 géneros. Para el sitio 4 el patrón de dominancia por Simullidae aumenta a un
62 %, Se identificaron 1093 individuos, siendo el sitio con más individuos
registrados. Para el sitio 5 se registran menos géneros y menos individuos (314),
donde la dominancia está dada por la subfamilia de Orthocladiinae 23% y la
familia de Simulidae 54%.
Fig. 9 Composición de la comunidad de morfoespecies de Macroinvertebrados
48
Fig. 9 Composición de la comunidad de morfoespecies de Macroinvertebrados
Índice de BMWP/ Col
Se Realizó el índice de Biological Monitoring Working Party adaptado para
Colombia (Tabla 3) y se realizó su respectivo puntaje y sumatoria de
acuerdo a las familias distribuidas en cada sitio de muestreo. El puntaje del
índice va disminuyendo con cada sitio. En los sitios 1 y 2 se denomina
como estado dudoso la cual se refiere a tipos de aguas moderadamente
contaminadas. En los puntos 3 y 4 se denomina estado Crítico la cual se
refiere a tipos de agua muy contaminadas. El sitio 5 de muestreo registra un
estado muy crítico que se refiere a tipos de agua fuertemente contaminadas
(Tabla 8).
49
sitio 1 sitio 2 sitio 3 sitio 4 sitio 5
BWMP 63 48 41 33 18
Estado del Agua
Dudosa Dudosa Critica Critica Muy critica
Tabla 8. Índice de BWMP/ Col para cada sitio de muestreo
Índice de Simpson
El índice de Simpson como medida de dominancia logra identificar por sitio
y muestra cuantas especies dominan en la muestra. Se aplica el inverso de
Simpson para sacar el número de especies que logran dominar en una
muestra con respecto al total de especies de dicha muestra. Luego con el
promedio de las muestras por sitio se puede observar a nivel de sitio la
dominancia de las especies.
Muestra invsimpson Especies
Sitio 1/ Replica 1 4,8 14
Sitio 1/ Replica 2 4,9 10
Sitio 1/ Replica 3 3,5 11
Promedio 4,4 11,7 Sitio 2/ Replica 1 2,6 10
Sitio 2/ Replica 2 2,1 10
Sitio 2/ Replica 3 3,7 10
Promedio 2,8 10 Sitio 3/ Replica 1 7,8 11
Sitio 3/ Replica 2 7,3 10
Sitio 3/ Replica 3 3,6 10
Promedio 6,2 10 Sitio 4/ Replica 1 3,5 10
Sitio 4/ Replica 2 2,2 10
Sitio 4/ Replica 3 1,7 10
Promedio 2,5 10 Sitio 5/ Replica 1 3,3 7
50
Sitio 5/ Replica 2 2,0 6
Sitio 5/ Replica 3 3,4 5
Promedio 2,9 6 Tabla 9. Índice de Simpson con el inverso, que representa el número de especies dominantes con respecto al total de especies por muestreo.
Análisis de similitud (cluster)
Los resultados del análisis de similitud de Bray Curtis para estimar el grado
se similitud de las comunidades y su estructura entre los sitios de muestreo
se presentan en el Dendograma de la Fig. 10. Las comunidades (3 y 5) son
más heterogéneas del resto, pero son más similares entre ellas.
Fig. 10 Dendograma jerárquico usando la distancia de similitud de Bray Curtis a nivel de sitio
Para el Dendograma a nivel de réplicas Fig. 11. se presenta agrupaciones
jerárquicas de acuerdo al grado de similitud entre comunidades por replica.
Las réplicas que más se diferencian del resto son las réplicas del sitio 5 y
las réplicas (1 y 2) del sitio 3.
51
Fig. 11 Dendograma jerárquico usando la distancia de similitud de Bray curtis a nivel de réplica por sitio
Relación entre los índices calculados
La gráfica. 12(A) Se evidencia la correlación entre el índice biológico (BMWP) y el
índice Químico de agua (WQI).
(12B), muestra el comportamiento de ambos índices durante los sitios de
muestreo el (BMWP) tiene una tendencia de decrecimiento con cada sitio,
mientras que el (WQI) en los sitios (1, 2, 3, 4) no presenta cambios diferenciales,
solo en el sitio 5 que el índice decrece hasta un nivel similar al del índice biológico.
.
Fig. 12. Diagrama de correlación entre los valores de los índices biológico y químico (Fig. 11A) y diagrama de desempeño de los índices a través de los sitos 1, 2, 3, 4, 5 (Fig.11B).
52
Los resultados del grado de asociación por métodos estadísticos entre el índice
biológico y los sitios se determinaron por prueba estadística (ANOVA) una medida
paramétrica. Arrojo un p < 0.05 (p: 0.000532) indicando que hay diferencia
significativa en el índice con respecto a los sitios.
Anova posición Df sum sum sq Mean sq F valor Pr(>F)
índice (BMWP) 1 770.1 770.1 20.82 0.000532
Tabla. 10. Prueba Anova para índice biológico (BWMP/Col) con respecto a los sitios de muestreo
También se aplicó una medida no paramétrica Prueba de Kruskal Wallis con un p
valor de p: 0.0422, indicando que también existe una diferencia significativa entre
los sitios.
Prueba kruskal Wallis chi-squared = 9.8967 df p-value
índice (BMWP) 9.8967 4 0.0422
Tabla. 11. Prueba kruskal Wallis para índice biológico (BWMO/Col) con respecto a los sitios de muestreo
53
Fig. 13. Diagrama de cajas de índice biológico (BMWP) de Macroinvertebrados
para los sitios 1, 2, 3, 4, 5
DISCUSIÓN
Parámetros Fisicoquímicos
Coliformes fecales.
Los valores de coliformes fecales en el transcurso de los sitios presentan un
aumento progresivo posiblemente debido a los vertimientos de aguas residuales y
domesticas de la población local (municipio de Tabio). Resultados similares se
registran en afluentes correspondientes al Rio Bogotá, ya que se encuentran en
una de las zonas más pobladas del país, con una importante actividad
agropecuaria e industrial (Campos-Pinilla et al. 2008). El sitio 1 registra el valor
más bajo de coliformes en el agua, debido a la poca intervención antrópica y
trasformación; durante el recorrido esta zona es la menos poblada y pocas
actividades socioeconómicas suceden alrededor. Conforme el cauce se dirige a
las cercanías del municipio de Tabio las concentraciones de coliformes fecales en
el río Frío aumentan, siendo un reflejo de los constantes efluentes que recibe a lo
largo de su recorrido. Esta variable bacteriológica está fuertemente relacionada
con el grado de materia orgánica en los ríos, generalmente en las poblaciones
rurales los vertimientos se hacen de manera directa, aumentando los niveles de
coliformes. Es el caso tal del sitio 2 de muestreo que muestra un aumento del
parámetro debido a su cercanía con la vereda río Frio este resultado es
54
proporcional con el tamaño de la población de la vereda, es una vereda no
superior a 500 habitantes, conforme la población aumenta los niveles de
coliformes aumentan si son depositados en el río de manera directa, sin ningún
tipo de tratamiento.
En relación entre los coliformes fecales y las comunidades de macroinvertebrados
encontrados, aquellas especies con hábitos alimenticios relacionado con la
materia orgánica, es decir organismos detritívoros o fitófagos son más tolerantes
en ambientes con altas concentraciones de este parámetro (Domínguez &
Fernández. 2009). El sector del sitio 5 tiene altas concentraciones de coliformes
fecales (2500NMP/ 100ml), la subfamilia (Orthocladiinae) que principalmente se
alimenta de materia orgánica es abundante en ambientes contaminados de
coliformes, siendo su distribución muy relacionada con esta variable. La familia
Simullidae también son representativos en ambientes de materia orgánica debido
a su amplio rango de tolerancia haciéndolos especies buenas competidoras y por
lo tanto abundantes. (Parra-Trujillo et al., 2014).
Demanda biológica de Oxígeno y Oxígeno disuelto
Para el parámetro DBO de manera general su concentración en el agua indica la
calidad de recurso, si se tiene valores en un rango de 20 < 40 mg/L el Río está en
capacidad de autodepuración y por ende su contaminación es leve. Si los valores
son mayores a 40 mg/L estará contaminada (Sánchez & Zambrano, 2007). El
agua del río Frío se encontraron valores que oscilan entre los 3 y 9 ml/L, valores
buenos para el estado de agua, con excepción del sitio 5 que tiene un D.B.O de
165 ml/L indicando que esta zona es la más contaminada; debido a la mayor
demanda sobre el oxígeno por los microorganismos asociados con la materia
orgánica que son los que más consumen el recurso, de lo anterior se establece
que esta variable está fuertemente relacionada con la concentración de materia
orgánica, el aumento de una, influye en el aumento de la otra.
En cuanto al oxígeno disuelto, los valores registrados son inversamente
proporcionales a los resultados de D.B.O, debido a que entre más demanda por
los organismos menor será la oferta del oxígeno. Para el área de muestreo los
sitios (1, 2, 3, 4) se encuentran en buen estado, es decir existe alta disponibilidad
de oxígeno disuelto en el agua y en el sitio 5 el nivel de oxígeno disuelto es muy
bajo (1,80 mg/L) indicando un mal estado debido a las altas concentraciones de
materia orgánica existentes acabando con la oferta del recurso (Rivera- Gutiérrez,
2011). Bajas concentraciones de oxígeno probablemente pueden estar
influenciadas en la cercanía del municipio, también se observó durante el recorrido
de este tramo, remoción de cobertura vegetal y depositada sobre la planicie aluvial
del río por parte de la actividad extractiva.
55
Un rango óptimo entre 7-8 es ideal para sobrevivencia de muchas especies,
aquellos que se encuentren por fuera de este rango han desarrollo una tolerancia
en ambientes poco oxigenados (Roldan, 2012). Otro hecho asociado a los niveles
bajos de oxígeno en el río frío, es por el nivel del caudal según Gonzales y García
(2005), en los ríos de montaña la velocidad del agua es baja en comparación con
tierras medias lo que hace que pueda oxigenarse de manera adecuada,
aumentando la materia orgánica.
En relación con las comunidades de Macroinvertebrados, el oxígeno disuelto y el
D.B.O son variables que condicionan la diversidad y abundancia de las especies
de Macroinvertebrados (Zúñiga & Cardona, 2009). Aquellas tolerantes a bajos
niveles de oxígeno lograran dominar estos ambientes, es el caso de la familia de
Chironominae que tienen rangos muy amplios en cuento el oxígeno disuelto
existente en el agua (Roldan, 1988), y en hábitats con altas concentraciones de
materia orgánica, por tal razón esta familia fue dominante en todos los sitios de
muestreo debido a su adaptación a niveles oxígeno y concentración de materia
orgánica.
Otra familia fuertemente relacionada con el oxígeno y el D.B.O son los Simúlidos
(Simuliidae), ya que necesitan altas cantidades de oxígeno disuelto para
sobrevivir, son muy abundantes en zonas rápidas de ambientes loticos ya que en
dichas zonas la disponibilidad de oxígeno es mayor que en zonas lentas
(Domínguez et al. 2009). Con respecto a los sitios de muestreo esta familia
representa un 50% del total de los organismos encontrados, su dominancia se
debe a sus amplios rangos de tolerancia en diferentes condiciones ambientales
que le permiten distribuirse en ambientes con alta ofertas de oxigeno como en
ambientes con poca oferta, esta tolerancia los hace unas especies clave para las
comunidades de Macroinvertebrados de los ríos (Carrera et al, 2008).
Fósforo y Nitratos.
El fósforo y nitratos de manera general se debe a la utilización de fertilizantes,
herbicidas y pesticidas en altas concentraciones por las actividades
agropecuarias, que llegan al río a través de escorrentía (Quintero et al. 2010).
Bajos registros de fósforo y nitratos en el agua del río Frío puede asociarse a la
fertilidad de los suelos de la región ya que son suelos ácidos y húmedos (Daza &
Rodríguez, 2016). Disminuyendo el uso de fertilizantes por parte de los
campesinos.
pH y Temperatura
En los Ríos de tierras altas de la región andina el pH generalmente oscila entre 6,5
y 8,7 (Roldan & Ramírez, 2008, Rueda-Delgado et al. 2006, Blanco & Gutiérrez,
56
2014). Los puntos muestreados cumplen con esta afirmación con la excepción del
sitio 5, que presenta un pH levemente acido de (6,15) El pH está altamente
influenciando por la composición de los suelos, en zonas de tierra alta por lo
general son de origen volcánico, se caracterizan por ser húmedos y ácidos debido
a la descomposición de materia orgánica en el que intervienen bacterias y hongos
que a su vez elaboran sustancias acidas, de lo anterior la acides de los suelos
(Diaz, Navarrete & Suarez, 2005, Cunalata & Inga, 2012). En cuanto la
temperatura los valores de los puntos de muestreo están entre un rango normal
(14.2° y 18.5°) para ríos de zona alta ya que para zonas oscilan entre 9° y 21°
dependiendo de la altura (Gonzales & García 1995). Se puede inferir que las
condiciones son óptimas para el desarrollo de las especies en el río Frío ya que
los valores se encuentran dentro del rango.
Solidos totales
Con respecto a sólidos totales que se entienden como las sales minerales y
residuos orgánicos, se presentan en valores muy bajos en los sitios (1, 2, 3, 4)
generando bajos impactos en la calidad del agua. A diferencia de la estación 5 que
es el más cercana a la zona de extracción de gravas y arenas asociado a la
empresa Gravicol S.A los valores aumentan hasta 1520 mg/L, lo cual indica un
aumento proporcional de partículas y descargas sobre este tramo, con el
incremento de los sólidos totales en el río también se incrementa la turbidez y ,
alcalinidad. La Turbidez está fuertemente asociada a menos procesos
fotosintéticos en el agua (Vergara, 2009).
Macroinvertebrados como indicadores.
La abundancia de las familias Simullidae y Chironominae en la Zona alta del río
Frío está asociada a sus amplios rangos de tolerancia, siendo unas de las familias
mejor distribuidas en los ambientes acuáticos continentales (Domínguez &
Fernández, 2009). Respecto a las familias Chironominae de las nueve subfamilias
descritas para Sudamérica (Spies y Reiss, 1996), tres se encuentran en Rio Frio
(Chironominae, Tanypodinae y Orthocladiinae) siendo la más diversa en este
nivel.
La primera subfamilia de Chironominae a discutir son (Tanypodinae), estos
organismos decrecen entre mayor latitud y altitud, su distribución es cosmopolita.
En la región neotropical no es la mejor representada debido a los fuertes
gradientes altitudinales, siendo menos su distribución en zonas de alta montaña
(Domínguez & Fernández, 2009). Lo anterior corresponde a las abundancias
57
encontradas de (Tanypodinae) en aguas del río Frío, ya que es la subfamilia con
menos abundancia en comparación de Orthocladiinae, Chironominae.
La subfamilia de (Orthocladiinae) es la segunda mejor representada en el
neotrópico, después de de la subfamilia (Chironominae), con aproximadamente 48
géneros (Méndes et al. 2004, Andersen & Méndes, 2007). Es el grupo mejor
adaptado y presenta una distribución en todos los ambientes: terrestre,
dulceacuícola y marino. Son altamente representativos en ríos de tierras altas
(Rodríguez et al. 2011). Para el río Frío esta subfamilia tiene una gran abundancia
debido a sus amplios rangos de tolerancia con respecto a sus hábitos alimenticios
de preferencia de materia orgánica. Son generalmente detritívoros y fitófagos por
tanto son más abundantes en los sitios con más cantidad de materia orgánica,
como es el caso del sitio 5 que se registran más individuos de esta subfamilia.
La subfamilia (Chironominae)posee 63 géneros descritos en el neotrópico (Spies&
Reiss, 1996). Prefieren aguas de menor velocidad o estancadas, en cuanto su
rango de temperatura oscila entre media y alta. Son especies que no tienen un
amplio rango de tolerancia como los Orthocladiinae, siendo los más susceptibles a
la calidad del agua (Domínguez & Fernández, 2009). En cuanto su
representatividad en la parte alta del Río Frio son organismos muy sensibles a los
cambios con respecto a la calidad, en ambientes más oxigenados y con menos
materia orgánica tal como los tramos (1, 2, 3, 4), son organismos abundantes;
mientras que en ambientes poco oxigenados, con alta concentración de solidos
totales y materia orgánica su presencia es nula tal como se presenta en el sitio 5.
De lo anterior se puede deducir que esta subfamilia es la mejor bioindicadora de
calidad del agua y está fuertemente relacionada con los valores fisicoquímicos y
bacteriológicos del agua.
Con respecto a Simullidae sus amplios rangos de tolerancia las hace una especie
clave y fundamental para entender las dinámicas de la composición de las
comunidades de Macroinvertebrados, son organismos que dominan en la mayoría
de los ambientes encontrados, en ambientes oxigenados y con baja materia
orgánica son abundantes al igual que en ambientes pocos oxigenados con alta
concentración de materia orgánica también son abundantes; esto los hace un
grupo muy buen competidor por recursos.
Para el análisis de la familia Baetidae (Ephemenoptera) que son organismos
específicos en tipo sustrato y sensibles a las condiciones físicas del río en cuanto
la velocidad de la corriente los hacen organismos buenos para para bioindicación
(Forero-Céspedes, 2013). Durante el muestreo la mayoría de individuos de la
familia Baetidae se encontraron en zonas rápidas con sustrato rocoso. Esto se
relaciona a sus rasgos morfológicos ya que son organismos raspadores y
58
recolectores de detritus (Springer, 2010). El género encontrado Americabaetis fue
abundante en sustrato de rocas, por sus adaptaciones morfológicas para resistir la
presión hidráulica, (uñas con numerosos dentículos para sujetarse en el sustrato
rocoso) (Forero-Céspedes, 2013). En varios estudios se ha reportado que la
familia Baetidae está fuertemente asociada con proceso de mineralización y
caudal (Ramírez & Viña. 1998), se puede constatar en el sitio 3, tramo con más
velocidad en el caudal debido a la pendiente que presenta esta zona, en este sitio
fue dondne se registró más abundancia de Baetidae (Americabaitidae) en
comparación con los otros sitios.
En respecto con las familias que tuvieron menos abundancias, la utilidad de
Hyalellidae como bioindicador de contaminación es un tema reciente y poco
estudiado en Colombia, pero pueden ser empleadas para evaluar la
contaminación por pesticidas y toxicidad de hidrocarburos aromáticos en Ríos
(Jergnetz et al., 2004, Di Marzio & Saenz, 2006).
La baja densidad de Trichoptera se debe a que son organismos con rangos de
tolerancia muy reducidos a las condiciones ambientales, las especies de
tricopteros a lo largo del rio se van reemplazando entera o parcialmente en tramos
sucesivos definiendo zonas biocenóticas distintas (Flint et al., 2000). Esto se
puede observar en el Río Frio durante los primeros tramos (sitio 2, 3) se encuentra
el género Polycentropus exclusivamente, luego existe un cambio en el siguiente
tramo (sitio 4) donde aparece solo el género Metrichia. La velocidad de la corriente
y la temperatura, tienen un efecto directo sobre la concentración de oxígeno,
siendo este uno de los limitantes más severo en la distribución de los tricopteros
(Ward, 1992, Wiggins, 2004).
Índice (WQI)
El índice WQI en los diferentes sitios de muestreo sobre la cuenca de río frío,
reflejo el estado del agua en cuanto variables fisicoquímicas y bacteriológicas, las
condiciones más favorables de calidad de agua aparecen en los sitios (1, 2, 3, 4)
con valores que oscilan entre 68,83 y 73,57 indicando una calidad buena en estos
tramos, probablemente por su poca transformación que tiene la cuenca y la baja
intervención, como se observó en la visita estos sitios si tienen actividades
sociales circundantes sobre la cuenca pero según el índice general de calidad de
agua refleja un impacto moderado de las actividades. En estos puntos la
funcionalidad de la cuenca y a resiliencia del sistema se encuentra en condiciones
estables.
El sitio 5 a diferencia de los demás sitos se presenta un nivel de afectación severo
según el índice con un valor de 37,31 (Mala calidad), la vulnerabilidad de este
tramo posiblemente se debe a las actividades mineras a pocos metros del cauce y
59
la cercanía al municipio, siendo estas actividades un motor de cambio en la
cuenca que afectan de manera indirecta la calidad del agua del río.
Los parámetros que constituyen el índice de calidad de agua están fuertemente
correlacionados entre sí, y un cambio en un parámetro afecta a los demás, lo
anterior se puede apoyar en la teoría de Rio como un continuo (Vannote, 1980)
que todos los elementos están relacionados y trabajan como un conjunto en el
sistema.
Autores en contexto nacional, han desarrollado varios estudios orientados a
adaptar el índice de calidad del agua NSF acordes con las características
ambientales de algunas fuentes superficiales (Ramírez, 2008; Rojas, 1991;
Villareal et al 2004). El análisis de calidad de agua en Colombia está fuertemente
guiado por índices de calidad, estos tienen diferentes aplicaciones de acuerdo a la
variable contaminante que se requiere avaluar, si son petróleos, materia orgánica,
mineralización o por sólidos, se modifica el índice pero conservando su estructura
de cálculo (CVC & Univalle, 2007).
El río Frío como afluente a Río Bogotá presenta valores similares a otros afluentes
de la Región tal como en el río Subachoque, en cuanto sus registros de
contaminación, esto debido a la transformación de sus cuencas y planicies para
ambos casos. Además el encontrarse en una de las zonas más pobladas del país
la hace más susceptible a procesos de trasformación futuros (Alvares & Pérez,
2007).
Índice de BMWP/ Col
La aplicación del índice Biológico BMWP en la cuenca alta del Río Frío fue
estrictamente de valor comparativo entre sitios y no presentó estación de aguas
completamente limpias; de hecho se encontraron estados moderados, críticos y
muy críticos en cuanto contaminación. Del sitio 1 y 2, el índice BMWP; señalo
aguas moderadamente contaminadas donde se presentaron macroinvertebrados
propios de ecosistemas menos contaminados con presencia de familias con
rangos de tolerancia restringidos. Por lo anterior estos sitios tuvieron más puntajes
en el índice.
Para los tramos 3 y 4, se registraron valores correspondientes a aguas muy
contaminadas debido a que aquellas especies que se encontraban en sitios
anteriores de rangos más restringidos acá ya no se encuentran, de lo anterior se
puede afirmar que variaciones en el hábitat modifica la distribución de ciertos
organismos claves en la calidad del agua. (Arango et al., 2002).
En el sitio 5 de muestreo, el índice BMWP, evidencio aguas fuertemente
contaminadas, clasificándola en clase V que corresponde a calidad muy crítica.
60
Este sitio presencio menor diversidad de taxa, solo encontrándose aquellas
especies con rangos de tolerancia muy amplios y altamente resistentes a estrés
hídrico. El uso de este índice permitió establecer la calidad del agua en cuanto
presencia y distribución de las familias de Macroinvertebrados ya que relaciona la
ocurrencia de especies sensibles (alto valor en el índice) y especies tolerantes
(bajo valor) (Swedish Enviromental protection Agency, 2002).
Similitud entre comunidades
El índice inverso de Simpson nos permitió establecer de los morfotipos
encontrados cuantos son más dominantes por comunidad. Se pudo evidenciar que
la comunidad con más equitatividad corresponde a la comunidad del sitio 3, con 6
morfotipos de 11 encontrados, los recursos en esta comunidad se distribuyen de
manera homogénea, también la morfología de este tramo del río, con más
pendiente y más velocidad en el caudal son factores que posiblemente permitan
esta equitatividad (Baird, 1999). En general la diversidad de morfotipos
encontrados fue baja al igual que la dominancia de siempre los mismos
organismos.
Para la comunidad 5, es encontraron 6 especies con una dominancia de 2
(Simullidae, Orthocladiinae), que son las especies que mejor logran
desempeñarse en ambientes contaminados. Esta estación en todos los análisis
realizados por el estudio es la más contaminada fisicoquímicamente y
biológicamente la más afectada con respecto a baja diversidad y abundancia de
macroinvertebrados.
Las diferencias de las comunidades a nivel de réplica por medio de los
dendogramas de similitud estableció que aquellas comunidades más diferentes
son aquellas que tienen menos abundancia, caso de las comunidades de las
réplicas (5-1, 5-2, 5-3). También otro factor es a presencia de especies claves en
cuanto la composición de comunidades, como la familia Simulidae que se
caracterizó por ser la más abundante en la mayoría de los sitios, pero en las
comunidades 3-1 y 3-2 se encontraron muy bajos individuos de esta familia debido
a tipo del sustrato, de lo anterior en el dendograma estas comunidades también
son muy diferentes frente al resto de réplicas.
Integración de respuesta de los índices para observar su efecto en la cuenca.
En la cuenca alta del Río Frío la aplicación del índice tanto fisicoquímico como
biológico permitió identificar las variaciones a corta escala, el grado de deterioro
del sistema y los impactos de manera diferencial (Casten, 2002). La cuenca
debido a su transformación por diferentes actividades y su intensidad de uso
61
generan presión en el sistema afectando tanto la calidad del agua, la distribución y
abundancia de las especies.
El índice biológico permitió establecer un deterioro de la calidad del agua con cada
punto, este decrecimiento no se observó con el índice de calidad de agua (WQI).
El decrecimiento biológico es debido a que cada vez se encontraban menos
familias y las que se hallaron están relacionadas con amplios rangos de tolerancia
que son aquéllas que tiene baja puntuación en el índice. Sin embargo no existió
una relación entre la distribución de las familias y el estado fisicoquímico,
bacteriológico del agua sino hasta en el último punto que ambos índices dan
resultados similares indicando un grado de contaminación grave. Probablemente
los rasgos de tolerancia de los Macroinvertebrados además de las variables
estudiadas también dependen de variables físicas y morfológicas del río
(Gutiérrez, 2006) factores como nivel y velocidad del caudal también influyen en la
distribución y presencia de las comunidades de Macroinvertebrados.
En pequeña escala es muy complejo de observar los cambios entre tramo solo por
un método (Guevara et al., 2007). Por lo tanto, fue necesario observar por la parte
biológica, bacteriológica y fisicoquímica para obtener un análisis más completo. El
índice (WQI) evaluó las variables fisicoquímicas principales del cauce, que tienen
una gran dependencia a los tipos de contaminación en calidad de aguas, con este
índice se pudo evidenciar los efectos de las actividades circundantes y cuales
posiblemente afectan más a la estructura y funcionalidad de Río.
Se evaluaron las comunidades de macroinvertebrados en cuanto su abundancia,
dominancia y heterogeneidad entre estaciones de muestreo y luego para integrar y
simplificar el estado de las comunidades en cuanto la calidad del agua se calculó
el índice BMWP adoptado para Colombia. Los resultados mostraron una tendencia
similar al WQI acerca del estado del Río, pero el indicador biológico tuvo un mejor
desempeño en evaluar los cambios a cortas escalas, ya que las especies se ven
directamente afectadas y se ve reflejado en su abundancia y distribución. para
comprobar se realizó una prueba estadística que mostro el grado de significancia
de este índice en los sitios de muestreo.
Recientemente los estudios de calidad de agua en Colombia incluyen factores
fisicoquímicos, bacteriológicos y biológicos con el fin de hacer un estudio
interdisciplinar que permita una mejor evaluación del estado de los Ríos
Colombianos de tierras altas y bajas e identificar el nivel de los impactos de las
actividades socioeconómicas sobre la cuenca (Sanabria, 2015, Rueda-Delgado,
2002, Forero & Reinoso, 2013).
62
CONCLUSIONES
1. Se evidenciaron cambios en la calidad del agua a partir de la composición
de las comunidades de Macroinvertebrados estudiadas y se mostraron
cambios significativos en su abundancia relativa y diversidad.
2. Las familias Simullidae y Chironominae, debido a sus amplios rangos de
tolerancia son buenos competidores y especies claves en las comunidades
de Macroinvertebrados expuestas en ambientes contaminados.
3. Aquellas especies con rangos más estrechos de tolerancia y que se
encontraron en la parte menos transformada (Sitio 1) son los mejores
organismos bioindicadores.
4. El índice general de calidad de agua mostro que los primeros sitios
presentan una buena calidad y el sitio 5 es el más contaminado, de este
modo se concluye que es el más vulnerable en cuanto al estado de calidad.
5. El índice biológico evaluó cambios a pequeñas escalas que no se observan
en con el índice fisicoquímico.
6. Combinar Ecología de las comunidades de Macroinvertebrados junto con el
análisis fisicoquímico y bacteriológico, genero un criterio de peso en la
evaluación del estado del agua en la parte alta de la cuenca del Río Frío.
Agradecimientos Quiero ofrecer mis más sinceros agradecimientos a mi director
Carlos Rivera, profesor de la facultad de biología por su ayuda, conocimiento y
acompañamiento permanente durante el proceso de este trabajo. Por el préstamo
de las herramientas necesarias para la culminación del proyecto incluyendo el
laboratorio de limnología. Al profesor Hernando Ovalle por la ayuda a la
identificación de los macroinvertebrados. Al laboratorio ANALQUIM por ayudarme
a los parámetros fisicoquímicos en especial a su fundadora Piedad Gamboa. A mi
familia y amigos que me apoyaron y estuvieron pendientes en el proceso. Y en
especial a mi hermano Daniel Forero que me ayudo durante el trabajo de campo.
63
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EIDENAR.
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ANEXOS
Anexo. 1 Macroinvertebrados Identificados por sitio, flujo, replica, orden, familia, genero,
abundancia en la parte alta de la cuenca del Río Frio, Tabio
IdSitio Flujo Réplica Orden Familia Genero Abundancia
1 Lenta 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 15
1 Lenta 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 2
1 Lenta 1 Hemiptera Corixidae Tenagobia 2
1 Lenta 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 1
1 Lenta 1 Diptera Chironominae Chironominae 27
1 Lenta 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 5
1 Lenta 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 11
1 Lenta 1 Acaros Acaros Acaros 1
1 Lenta 1 Diptera Tipulidae Tipula 4
1 Lenta 1 Odonata Libellulidae Sympretum 6
1 Lenta 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 15
1 Lenta 2 Odonata Libellulidae Sympretum 5
1 Lenta 2 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 2
1 Lenta 2 Anellidae Anellidae Anellidae 6
1 Lenta 2 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 8
1 Lenta 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 16
1 Lenta 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 17
1 Lenta 2 Diptera Chironominae Chironominae 26
1 Lenta 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 1
1 Lenta 3 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 12
1 Lenta 3 Anellidae Anellidae Anellidae 11
1 Lenta 3 Diptera Chironominae Chironominae 17
1 Lenta 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 15
1 Lenta 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 5
1 Lenta 3 Diptera Tipulidae Tipula 3
1 Lenta 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 11
1 Lenta 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 2
1 Lenta 3 Odonata Libellulidae Sympretum 2
1 Lenta 1 Coleoptera Elmidae Macrelmis 3
1 Rapida 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 7
1 Rapida 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 4
1 Rapida 1 Diptera Tipulidae Tipula 1
1 Rapida 1 Anellidae Anellidae Anellidae 4
1 Rapida 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 22
1 Rapida 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 14
1 Rapida 1 Diptera Chironominae Chironominae 39
1 Rapida 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 4
69
1 Rapida 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 94
1 Rapida 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 3
1 Rapida 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 3
1 Rapida 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 7
1 Rapida 2 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 3
1 Rapida 2 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 4
1 Rapida 2 Diptera Chironominae Chironominae 35
1 Rapida 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 27
1 Rapida 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 43
1 Rapida 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 106
1 Rapida 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 143
1 Rapida 3 Diptera Chironominae Chironominae 28
1 Rapida 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 11
1 Rapida 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 24
1 Rapida 3 Anellidae Anellidae Anellidae 2
1 Rapida 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 2
1 Rapida 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 11
1 Rapida 3 Ephemenoptera Leptophlebiidae Leptophlebiidae 2
2 Lenta 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 6
2 Lenta 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 58
2 Lenta 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 2
2 Lenta 1 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 3
2 Lenta 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 4
2 Lenta 1 Anellidae Anellidae Anellidae 7
2 Lenta 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 8
2 Lenta 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 5
2 Lenta 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 21
2 Lenta 2 Diptera Chironominae Chironominae 26
2 Lenta 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 11
2 Lenta 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 6
2 Lenta 2 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 3
2 Lenta 2 Anellidae Anellidae Anellidae 7
2 Lenta 2 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 4
2 Lenta 3 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 17
2 Lenta 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 12
2 Lenta 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 6
2 Lenta 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 11
2 Lenta 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 8
2 Lenta 3 Diptera Chironominae Chironominae 25
2 Lenta 3 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 6
2 Rapida 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 92
2 Rapida 1 Diptera Chironominae Chironominae 32
70
2 Rapida 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 23
2 Rapida 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 19
2 Rapida 1 Anellidae Anellidae Anellidae 2
2 Rapida 1 Diptera Tipulidae Tipula 1
2 Rapida 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 2
2 Rapida 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 242
2 Rapida 2 Diptera Chironominae Chironominae 9
2 Rapida 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 10
2 Rapida 2 Anellidae Anellidae Anellidae 9
2 Rapida 2 Diptera Tipulidae Tipula 3
2 Rapida 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 7
2 Rapida 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 103
2 Rapida 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 4
2 Rapida 3 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 1
2 Rapida 3 Diptera Chironominae Chironominae 33
2 Rapida 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 12
2 Rapida 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 16
2 Rapida 3 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 1
2 Rapida 3 Diptera Empididae Chelifera 2
2 Rapida 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 4
3 Lenta 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 12
3 Lenta 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 16
3 Lenta 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 8
3 Lenta 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 22
3 Lenta 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 12
3 Lenta 1 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 2
3 Lenta 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 18
3 Lenta 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 6
3 Lenta 1 Diptera Chironominae Chironominae 8
3 Lenta 1 Anellidae Anellidae Anellidae 7
3 Lenta 2 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 4
3 Lenta 2 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 7
3 Lenta 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 1
3 Lenta 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 5
3 Lenta 2 Anellidae Anellidae Anellidae 2
3 Lenta 2 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
3 Lenta 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 2
3 Lenta 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 8
3 Lenta 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 1
3 Lenta 3 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 7
3 Lenta 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
3 Lenta 3 Anellidae Anellidae Anellidae 1
3 Lenta 3 Diptera Chironominae Chironominae 12
71
3 Lenta 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 8
3 Lenta 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 8
3 Lenta 3 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 6
3 Lenta 3 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 3
3 Rapida 1 Anellidae Anellidae Anellidae 6
3 Rapida 1 Platelmita Platelmita Platelmita 6
3 Rapida 1 Diptera Tipulidae Tipula 1
3 Rapida 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 13
3 Rapida 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 5
3 Rapida 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 3
3 Rapida 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 20
3 Rapida 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 9
3 Rapida 1 Diptera Chironominae Chironominae 12
3 Rapida 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 3
3 Rapida 2 Platelmita Platelmita Platelmita 4
3 Rapida 2 Anellidae Anellidae Anellidae 6
3 Rapida 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 27
3 Rapida 2 Trichoptera Polycentropodidae Policentropus 3
3 Rapida 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 5
3 Rapida 2 Diptera Chironominae Chironominae 12
3 Rapida 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 15
3 Rapida 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 6
3 Rapida 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 19
3 Rapida 3 Anellidae Anellidae Anellidae 1
3 Rapida 3 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 12
3 Rapida 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 2
3 Rapida 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 16
3 Rapida 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 102
3 Rapida 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 15
3 Rapida 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 4
3 Rapida 3 Diptera Chironominae Chironominae 5
4 Lenta 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 127
4 Lenta 1 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 3
4 Lenta 1 Diptera Chironominae Chironominae 18
4 Lenta 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 16
4 Lenta 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 41
4 Lenta 1 Anellidae Anellidae Anellidae 2
4 Lenta 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 12
4 Lenta 1 Platelmita Platelmita Platelmita 11
4 Lenta 1 Trichoptera Hydroptidae Metrichia 3
4 Lenta 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 41
4 Lenta 2 Diptera Chironominae Chironominae 7
4 Lenta 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 7
72
4 Lenta 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 6
4 Lenta 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 2
4 Lenta 2 Anellidae Anellidae Anellidae 1
4 Lenta 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 43
4 Lenta 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 3
4 Lenta 3 Trichoptera Hydroptidae Metrichia 2
4 Lenta 3 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 1
4 Lenta 3 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 1
4 Lenta 3 Anellidae Anellidae Anellidae 3
4 Lenta 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
4 Lenta 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 6
4 Lenta 3 Diptera Chironominae Chironominae 16
4 Lenta 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 28
4 Rapida 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 75
4 Rapida 1 Anellidae Anellidae Anellidae 16
4 Rapida 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 25
4 Rapida 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 11
4 Rapida 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 2
4 Rapida 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 37
4 Rapida 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 10
4 Rapida 1 Diptera Chironominae Chironominae 13
4 Rapida 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 133
4 Rapida 2 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 10
4 Rapida 2 Molusca Molusca Molusca 2
4 Rapida 2 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 16
4 Rapida 2 Amphipoda Hyalellidae Hyalella 3
4 Rapida 2 Diptera Chironominae Chironominae 3
4 Rapida 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 23
4 Rapida 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 8
4 Rapida 2 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
4 Rapida 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 261
4 Rapida 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 8
4 Rapida 3 Anellidae Anellidae Anellidae 1
4 Rapida 3 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
4 Rapida 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 24
4 Rapida 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 5
4 Rapida 3 Diptera Chironominae Chironominae 4
5 Lenta 1 Diptera Simuliidae Simuliidae 56
5 Lenta 1 Diptera Chironominae Orthocladiinae 34
5 Lenta 1 Diptera Chironominae Tanypodinae 13
5 Lenta 1 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 2
5 Lenta 1 Diptera Ceratopogonidae Culicoides 1
5 Lenta 1 Anellidae Anellidae Anellidae 14
73
5 Lenta 1 Platyhelminthes Platyhelminthes Platyhelminthes 5
5 Lenta 2 Diptera Chironominae Orthocladiinae 21
5 Lenta 2 Diptera Chironominae Tanypodinae 4
5 Lenta 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 32
5 Lenta 2 Anellidae Anellidae Anellidae 10
5 Lenta 2 Platelmita Platelmita Platelmita 2
5 Lenta 2 Molusca Molusca Molusca 3
5 Lenta 2 Diptera Simuliidae Simuliidae 54
5 Lenta 3 Diptera Chironominae Orthocladiinae 16
5 Lenta 3 Diptera Chironominae Tanypodinae 9
5 Lenta 3 Diptera Simuliidae Simuliidae 28
5 Lenta 3 Ephemenoptera Baetidae Americabeatis 4
5 Lenta 3 Anellidae Anellidae Anellidae 6
74
Curvas promedio del (WQI) establecida por el criterio profesional respuestas en una escala de 0-100.
75
76
77
78
