Español (pdf)
Articulo en XML
Referencias del artículo
Traducción automática
Enviar articulo por email
Citado por SciELO 
Similares en
SciELO 
Permalink
Introducción
Los ecosistemas altoandinos funcionan como esponjas naturales, capturando y almacenando agua, lo que los convierte en fuentes esenciales para los acuíferos y ríos (1). Sin embargo, la calidad del agua en estos sistemas ha sido significativamente afectada por actividades antropogénicas (2), y a pesar de su reconocida importancia, persiste un limitado entendimiento sobre las repercusiones de esta degradación en la calidad del agua y en las comunidades biológicas (3). Los macroinvertebrados se utilizan con frecuencia como indicadores de calidad del agua, debido a que son sensibles a la contaminación y a los cambios en su entorno, estos presentan diversa tolerancia a la contaminación, lo cual conlleva a una respuesta particular según la especie. Su diversidad y distribución están directamente influenciadas por la calidad del agua, lo que los convierte en bioindicadores confiables (4).
La presencia o ausencia de estos organismos en ecosistemas de agua dulce está determinada por diversos factores como pH, temperatura, oxígeno disuelto, y características hidrológicas (5). El monitoreo de macroinvertebrados es una herramienta fundamental en el estudio de los ecosistemas acuáticos, porque permite detectar tanto los efectos de presiones naturales como antrópicas en su hábitat, y proporciona una base sólida para proponer acciones de conservación orientadas a la preservación y restauración de estos ecosistemas (6). En ecosistemas altoandinos del Ecuador se ha tenido avances en su estudio, mediante la creación de índices adaptados a condiciones locales (7). Sin embargo, persisten vacíos en la identificación taxonómica de macroinvertebrados y en el estudio de su biología (desarrollo, reproducción y crecimiento) en altitudes superiores a los 4 000 m s. n. m., lo que abre oportunidades para investigaciones futuras (8).
La Constitución de la República del Ecuador, considera el agua como un bien estratégico de uso público y un derecho humano fundamental (9), bajo este sentir, existen algunas experiencias meritorias de comunidades campesinas, donde se están implementando medidas dirigidas a garantizar la gestión sostenible del páramo, con el objetivo de asegurar el acceso continuo del recurso hídrico para las futuras generaciones (10). Una experiencia notable fue la Declaratoria del Área de Protección Hídrica Quinllunga (APHQ), provincia de Bolívar, en el año 2021, donde las comunidades y los gobernantes locales, asumieron la responsabilidad de conservar y administrar esta zona de interés, en beneficio común, reconociéndola como un recurso social de uso compartido.
La obtención legal de la declaratoria implica la obligación de cumplir con el monitoreo de calidad de agua establecido en su Plan de Manejo Ambiental (PMA) (11). Los altos costos han limitado la frecuencia de los monitoreos, lo que ha llevado a evaluar la calidad del agua con un único muestreo en toda la zona, el cual no refleja adecuadamente sus características; por ello, es importante considerar técnicas como el uso de macroinvertebrados, más accesibles económicamente y representativas de las condiciones espaciales.
Bajo los antecedentes antes descritos, la presente investigación busca evaluar la calidad del agua en el APHQ utilizando macroinvertebrados como bioindicadores, mediante la comparación de los índices: Biological Monitoring Working Party adaptado para Colombia (BMWP/Col), Índice Biológico Andino (ABI) e índice Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera (EPT).
Metodología
Área de estudio
El estudio se realizó en el APHQ, situada en la parroquia rural de San Simón del Cantón de Guaranda, en los andes centrales ecuatorianos como se muestra en la Figura 1. En el año 2021 se declara, área de protección a 566.58 ha de páramo, que tienen un rango altitudinal entre 3500 m.s.n.m. a 4200 m.s.n.m. Su principal curso de agua es el río Diablo Sacha, perteneciente a la microcuenca del río San Lorenzo, subcuenca del río Yaguachi, que desemboca finalmente en la cuenca del río Guayas. Los meses de enero a julio son los más lluviosos con rangos de precipitación que oscilan entre 500 mm hasta 1250 mm (12). El APHQ es un ecosistema herbazal de páramo caracterizado por sus pajonales, con remanentes de arbustal siempreverde de páramo (11).
Muestreo in situ
El muestreo in situ se realizó en el río Diablo Sacha, se utilizó el software QGIS para distribuir homogéneamente las estaciones en diferentes altitudes, como se muestra en la Figura 1. Se consideró que los puntos a bajas altitudes podrían estar más expuestos a la influencia humana. Posteriormente, se efectuó una visita de campo para verificar que estas estaciones fueran accesibles y representativas. Las estaciones están distribuidas entre los 3352 m.s.n.m (E1) a los 4100 m.s.n.m (E10), cada una de ellas está separada aproximadamente por 2 km de distancia. Se realizaron tres campañas de monitoreo durante los meses de agosto 2023 a enero 2024, que corresponde a la época seca (agosto 2023), época de transición (octubre 2023) y época lluviosa (enero 2024), es importante destacar el elevado esfuerzo de monitoreo involucrado en el estudio, el cual requirió cerca de 9 horas de caminata para recorrer completamente el área por cada salida de campo, subrayando así el compromiso y la exhaustividad del proceso de recolección de datos. En las campañas de muestreo fueron medidos los parámetros fisicoquímicos del agua, se recolectaron especies de macroinvertebrados y, finalmente, se determinó la calidad del agua a través de la identificación de macroinvertebrados.
Medición los parámetros fisicoquímicos del agua
Con el objetivo de comprender la dinámica del ecosistema acuático, se llevaron a cabo mediciones de parámetros fisicoquímicos in situ. Utilizando un medidor digital multiparamétrico (SX751, ICHEMING, Shanghái, China), se registraron la temperatura T (°C), el oxígeno disuelto OD (%, ppm), la conductividad eléctrica CE (µS/cm) y la presión atmosférica PA (mmHg) del agua. Asimismo, se determinó el pH utilizando el pH-metro (Pro10, YSI, Yellow Springs, Estados Unidos).
Determinación del caudal promedio
El caudal se determinó de manera indirecta a través de la medición de la velocidad del agua V (m/s) a diferentes profundidades P (m) con un molinete universal (OSSB1, KISTERS, Düsseldorf, Alemania). Para determinar el caudal promedio Q (m3/s) en cada estación, se registró el ancho A (m) del río en intervalos de 30 cm. Estas mediciones se realizaron en cada una de las estaciones, subdividiendo el tramo según el ancho. La P se midió en cada subdivisión con un molinete graduado. La V se calculó en función de P de la siguiente manera: cuando P ≤ a 0.5 m, se tomó la medida al 0.60 P; cuando 0.5 m ≤ P ≤ 1.2 m, se midió en dos puntos correspondientes al 0.20 P y 0.80 P, y finalmente, si 1.2 m ≤ P ≤ 1.7 m, la medición se realizó en tres puntos correspondientes al 0.20 P, 0.60 P y 0.80 P. Cuando había más de dos puntos de medición, se calculó el promedio de la velocidad para cada área. Consecuentemente, el caudal promedio en cada una de las estaciones se obtuvo mediante la ecuación 1.
Donde:
Q = Caudal promedio del agua, en m3/s.
Ai = Área i-enésima de la sección transversal, en m2.
Vi = Velocidad media i-enésima del agua, en m/s.
Recolección de macroinvertebrados
En la fase de campo, dada la heterogeneidad de hábitats identificados, se utilizaron dos diferentes mecanismos de muestreo para la recolección de macroinvertebrados: 1) Para fondos uniformes y de corriente moderada, se utilizó la red Surber, que tiene una estructura de malla cuadrada de 3m x 3m. La muestra fue recolectada con una técnica denominada "de patada" para los cual se posicionó la red contra la corriente y se realizó la acción de patear el sustrato circundante, con la finalidad de liberar a los especímenes ocultos en el sedimento, los cuales posteriormente son arrastrados hacia la red mediante un movimiento suave del pie (13). 2) Para puntos de muestreo caracterizados por sustratos rocosos o irregulares, donde la vegetación ribereña u otros obstáculos limitan el acceso, se utilizó la técnica “de mano”, que consiste en introducir al curso de agua, la red D-net de malla de 500 µm de 25 cm x 25 cm. El tiempo de recolección fue de dos minutos, este período ha demostrado ser suficiente para capturar una muestra representativa sin agotar recursos ni tiempo (14).
Una vez recolectadas las muestras, el contenido de las redes se trasvasó a bandejas plásticas con ayuda de las manos formando un embudo para minimizar la pérdida, tanto de sustrato como de macroinvertebrados, se enjuagó las redes y su contenido fue incluido en las bandejas. Posteriormente, se procedió a la remoción de piedras, rocas, hojarasca y residuos de raíces, entre otros elementos (14). Con ayuda de pinzas entomológicas se separaron los macroinvertebrados encontrados, que fueron depositados en frascos de 250 m esterilizados llenados con alcohol al 96%. Finalmente, las muestras fueron etiquetados manteniendo las cadenas de custodia y llevadas al laboratorio.
Identificación taxonómica de macroinvertebrados en laboratorio
En el laboratorio de Entomología de la ESPOCH, las muestras fueron colocadas en cajas Petri, y cada uno de los especímenes fue visualizado individualmente a través del estereomicroscopio (NIKON, SMZ-800N, Tokio, Japón) y el software de análisis de imágenes (MShot Images Analysis System, Guangzhou, China). Para la identificación taxonómica de las familias, se emplearon claves dicotómicas adaptadas a ecosistemas comparables (14; 15; 16).
Indicadores de la salud ecosistémica
La salud ecosistémica puede considerarse como un proceso de interacciones complejas entre los componentes bióticos y abióticos de un ecosistema, vista como el equilibrio entre ambos, para preservar la biodiversidad, la productividad, la estabilidad y la resiliencia frente a cambios o disturbios. Para su evaluación se utilizan el índice de abundancia D y el índice de diversidad H^` y, finalmente, la calidad de agua de río mediante la identificación de macroinvertebrado bentónicos (BMWP/Col, ABI y EPT).
Índice de índice de diversidad (Simpson) e índice de abundancia (Shannon)
La ecuación 2 muestra el índice de Shannon H^` que cuantifica la diversidad y equitatividad de las familias presentes, es decir, considera tanto la cantidad de familias como la uniformidad en la distribución de individuos entre esas familias (17).
Donde:
H’ = índice de Shannon
𝑠 = número total de familias
pi = proporción de individuos que pertenecen a la familia i
Log = logaritmo natural (base 𝑒)
La ecuación 3 conocida como el índice de Simpson D considera dominancia de familias en un ecosistema, es decir, está influenciado por aquellas que tienen una gran proporción de individuos en comparación con las demás familias (17).
Donde:
D = índice de Simpson
𝑠 = número total de familias
𝑝𝑖 = proporción de individuos que pertenecen a la familia i
Índice de la calidad de agua de río
Para evaluar la calidad del agua utilizando macroinvertebrados, se aplicaron tres índices bióticos: BMWP/Col, el cual es ampliamente utilizado en estudios sudamericanos, incluido Ecuador por su similitud territorial (18; 19); ABI aplicado en ríos altoandinos que sobrepasan los 2000 m.s.n.m, debido a restricciones como temperatura, gradiente altitudinal y nivel de tolerancia, este índice abarca un menor número de familias para su aplicación (20) y; EPT, que ha sido adaptado en diversos estudios para evaluar la salud de los ecosistemas acuáticos, reflejando su amplia aplicación y su relevancia en la limnología y ecología acuática (21).
BMWP/Col asigna a cada taxón de macroinvertebrados una puntuación entre 1 a 10, reflejando su sensibilidad a la degradación ambiental, en este sentido, taxones tolerantes a altos niveles de contaminación obtienen puntuaciones bajas, y, aquellos que requieren aguas limpias reciben puntuaciones altas. La suma total de estas puntuaciones determina la calidad del agua (22). El ABI se fundamenta en el mismo principio de tolerancia a la contaminación que BMWP/Col, sin embargo, se ajusta para reflejar las condiciones particulares del ecosistema altoandino, limitando su evaluación a los taxones de este ambiente en específico (22). Por otro lado, el índice EPT fue calculado sumando el número de taxas de Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera presentes en la muestra, a través del siguiente criterio, cuanto mayor sea el número de taxa de EPT, mayor será la calidad del agua, ya que estas especies son generalmente más sensibles a la contaminación y se encuentran en aguas más limpias. Su cálculo se realizó dividiendo el número de individuos de los órdenes EPT por el número total de individuos colectados y se multiplica por 100 (18). La Tabla 1 muestra la clasificación de los índices BMWP/Col, ABI y ETP, según los criterios de valoración utilizados para determinar la calidad del agua en función de indicadores biológicos.
Tabla 1 . Clasificación de la calidad del agua basada en los índices BMWP/Col, ABI y ETP
| BMWP/Col | ABI | ETP | |||
|---|---|---|---|---|---|
| Rango | Calidad | Rango | Calidad | Rango | Calidad |
| Mayor a 100 | Buena | Mayor a 96 | Muy Buena | De 75 a 100% | Muy Buena |
| De 61 a 100 | Aceptable | De 59 a 96 | Buena | De 51 a 74% | Buena |
| De 36 a 60 | Dudosa | de 36 a 58 | Moderada | De 25 a 50% | Regular |
| De 16 a 35 | Crítica | Menor a 35 | Mala | Menor a 24 | Mala |
| Menor a 15 | Muy Crítica | ||||
Fuente: Índice BMWP/Col basado en (22); Índice ABI según (20); Índice ETP basado en (18).
Resultados
Los resultados mostrados en la fase de campo (análisis fisicoquímico), laboratorio (identificación de macroinvertebrados), y análisis de datos (Índice de Simpson, Índice de Shannon, BMWP/Col, ABI y EPT), vienen descritos de manera individual y, posteriormente, se analizan de manera conjunta mediante una correlación, y finalmente las variables más importantes son analizadas mediante un ACP, con la finalidad de conocer cuáles son los componentes que mejor explican la variabilidad de las condiciones del río.
Parámetros fisicoquímicos e índices de diversidad de especies
Las condiciones fisicoquímicas del río se vinculan con la salud biológica de los macroinvertebrados, al existir factores de estrés, los especímenes, según su nivel de tolerancia pueden responder con cambios en su distribución y abundancia, de esta forma las especies sensibles pueden disminuir o desaparecer, mientras que las especies más tolerantes pueden volverse dominantes (5). En este sentido, la Tabla 3, presenta de manera detallada los valores obtenidos durante el análisis de estos parámetros. En relación con la salud biológica de los macroinvertebrados, se identificaron diferencias significativas en los índices de diversidad entre las estaciones de muestreo. Las estaciones E6 y E10 registraron los valores más bajos de diversidad, con H' de 1.52 y 1.41, y D de 0.65 y 0.62, respectivamente. En contraste, las estaciones E2 a E5 presentaron una diversidad moderada, con valores de H' que oscilaron entre 1.61 y 1.80, y valores de D entre 0.69 y 0.73. Por último, las estaciones E1, E7, E8 y E9 destacaron por sus altos niveles de diversidad biológica, con índices de H' superiores a 2.0 y valores de D superiores a 0.87, como se detalla en la Tabla 2.
Por otro lado, la Tabla 3 muestra los resultados de los parámetros fisicoquímicos obtenidos en la zona de estudio. La V es relativamente baja, oscila en un rango de 0.10 m/s a 0.30 m/s. El río es poco profundo variando entre 0.10 m y 0.40 m. Los caudales son afectados por la altitud (ALT), vegetación circundante y temporada de muestreo, lo cual refleja diferencias entre las 10 estaciones de monitoreo, con valores que van entre 0.10 m3/s y 0.13 m3/s. En cuanto a la temperatura del agua, esta se encuentra influenciada por la ALT, exposición a luz solar y vegetación ribereña, presentando un rango de variación entre 7.90 ±0.78 °C y 9.90 ± 0.85 °C. El promedio de la presión atmosférica es relativamente alto, de 501 mmHg. El pH está entre 8.07 ± 0.37 y 8.84 ± 0.37 lo que indica que el agua tiende a ser ligeramente alcalina. La CE se sitúa entre 103 ±2.70 µS/cm y 161 ± 9.81 µS/cm debido a factores ambientales y antropogénicos del sitio, el TDS tiene un promedio de 88.6 ±27.52 mg/L. El agua está muy bien oxigenada, el promedio de la saturación de oxígeno es del 97 ± 2.54 %.
Tabla 2 Indicadores de diversidad y calidad del agua en las estaciones de muestreo
| Estación | H' | D | EPT | ABI | BMWP/Col |
| E1 | 2 | 0.81 | 24.31 | 67 | 75 |
| E2 | 1.76 | 0.72 | 18.78 | 8 | 90 |
| E3 | 1.61 | 0.69 | 20.96 | 80 | 88 |
| E4 | 1.8 | 0.73 | 14.51 | 82 | 87 |
| E5 | 1.63 | 0.70 | 9.83 | 68 | 80 |
| E6 | 1.52 | 0.65 | 11.2 | 69 | 73 |
| E7 | 2.39 | 0.87 | 27.06 | 83 | 98 |
| E8 | 2.43 | 0.89 | 53.53 | 97 | 110 |
| E9 | 2.31 | 0.87 | 39.39 | 82 | 88 |
| E10 | 1.41 | 0.62 | 26.51 | 43 | 47 |
Tabla 3 Parámetros fisicoquímicos registrados en las estaciones de muestreo
| Estación | ALT | V (m/s) | P (m) | A (m) | Q (m 3 /s) | PA (mmHg) | pH | CE (µS/cm) | T (°C) | OD (%) | OD (ppm) | TDS (mg/L) |
| E1 | 3 352 | 0.20 | 0.20 | 3.32 | 0.13 | 510.80 | 8.07 | 140 | 9.90 | 96 | 7.10 | 100 |
| SD: 0.37 | SD: 0.58 | SD: 0.72 | SD: 2.00 | SD: 0.08 | SD: 21.58 | |||||||
| E2 | 3 400 | 0.10 | 0.40 | 2.30 | 0.09 | 507.90 | 8.24 | 139 | 9.40 | 94 | 6.90 | 152 |
| SD: 0.37 | SD: 7.51 | SD: 0.83 | SD: 1.00 | SD: 0.16 | SD: 2.08 | |||||||
| E3 | 3 500 | 0.10 | 0.35 | 3.10 | 0.11 | 506.90 | 8.84 | 161 | 9.30 | 93 | 6.90 | 107 |
| SD: 0.37 | SD: 9.81 | SD: 0.77 | SD: 0.00 | SD: 0.06 | SD: 23.35 | |||||||
| E4 | 3 560 | 0.10 | 0.10 | 0.96 | 0.01 | 507.90 | 8.34 | 137 | 9.40 | 94 | 6.90 | 84 |
| SD: 0.37 | SD: 5.09 | SD: 0.75 | SD: 1.00 | SD: 0.08 | SD: 15.12 | |||||||
| E5 | 3 640 | 0.10 | 0.40 | 2.79 | 0.11 | 510.80 | 8.45 | 132 | 9.90 | 98 | 7.10 | 94 |
| SD: 0.04 | SD: 8.87 | SD: 0.85 | SD: 1.00 | SD: 0.05 | SD: 16.20 | |||||||
| E6 | 3 680 | 0.20 | 0.10 | 1.10 | 0.02 | 494.25 | 8.65 | 135 | 7.94 | 98 | 7.50 | 75 |
| SD: 0.30 | SD: 9.92 | SD:0.82 | SD: 1.73 | SD: 0.06 | SD: 15.09 | |||||||
| E7 | 3 800 | 0.20 | 0.25 | 2.10 | 0.11 | 494.25 | 8.79 | 128 | 7.90 | 99 | 7.60 | 85 |
| SD: 0.01 | SD: 9.81 | SD: 0.78 | SD: 2.65 | SD: 0.11 | SD: 16.66 | |||||||
| E8 | 3 900 | 0.20 | 0.20 | 1.53 | 0.06 | 488.90 | 8.75 | 6.32 | 8.20 | 100 | 7.50 | 70 |
| SD: 0.21 | SD: 8.48 | SD: 0.72 | SD: 0,00 | SD: 0.02 | SD: 16.93 | |||||||
| E9 | 3 940 | 0.20 | 0.20 | 1.40 | 0.06 | 486.20 | 8.13 | 103 | 8.50 | 99 | 7.40 | 55 |
| SD: 0.06 | SD: 2.70 | SD: 0.81 | SD: 3.21 | SD: 0.08 | SD: 15.55 | |||||||
| E10 | 4 100 | 0.30 | 0.26 | 1.20 | 0.09 | 480.00 | 8.61 | 135 | 8.28 | 99 | 7.30 | 64 |
| SD: 0.27 | SD: 6.74 | SD: 0.83 | SD: 0.58 | SD: 0.06 | SD: 14.06 |
Especies de macroinvertebrados identificados
La Figura 2, presenta la distribución porcentual de los órdenes de macroinvertebrados acuáticos en las estaciones de muestreo a lo largo del río Diablo Sacha. En total, se registraron y clasificaron 7654 individuos, los cuales pertenecen a 34 familias distribuidas en 10 grupos taxonómicos distintos. Cada barra del gráfico representa la composición de la comunidad de organismos en una estación de muestreo específica, cada uno de los colores indican, la contribución de cada grupo taxonómico a la abundancia total. En orden de abundancia los grupos más representativos son Trichoptera y Diptera; seguidos de Ephemeroptera, Coleoptera y Amphipoda; y finalmente Tricladida, Pleclóptera, Hydracarina, Verenoida y Haplotaxida.
Índices de calidad de agua
En la Figura 3-a), se puede observar que las estaciones E1, E2, E3, E4, E5, E6, E7 y E9 tienen valores de BMWP/Col que oscilan entre 73 y 98, y se ubican dentro del rango de "Calidad aceptable”; adicionalmente la estación E8 muestra un valor significativamente más alto de 110, clasificado como "Calidad buena", esto indica una mejor calidad del agua en comparación con las otras; y por el contrario, la estación E10 muestra el valor más bajo del índice BMWP/Col, con un valor de 47, clasificado como "Calidad dudosa”.
En la Figura 3-b), se presenta la interpretación del índice ABI, según el cual la calidad del agua es calificada como "Buena" en la mayoría de las estaciones (E1, E2, E3, E4, E5, E6, E7, E9), comportándose de manera similar al índice BMWP/Col. La estación E8 destaca con una "Calidad muy buena", alcanzando un valor de 97, mientras que la estación E10, con un valor de 43, se clasifica como de "Calidad moderada".
En la Figura 3-c), las estaciones E1:E6 registran valores del Índice EPT que indican una calidad del agua "Mala", reflejando una menor presencia de órdenes sensibles a la contaminación como Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera. En contraste, las estaciones E7, E9 y E10 exhiben valores del Índice EPT que corresponden a una calidad del agua "Regular", mientras que la estación E8 presenta una calidad "Buena". Esto implica una proporción relativamente más alta de órdenes sensibles a la contaminación en estas últimas estaciones.
Análisis de correlación de Spearman
La Figura 4 presenta la correlación de Spearman entre variables fisicoquímicas, índices de calidad de agua, y los índices de abundancia y diversidad de macroinvertebrados. El análisis muestra una fuerte correlación entre las características hidromorfológicas representadas por V, A, P y Q. Asimismo, los parámetros fisicoquímicos, como el OD (%) y el OD (ppm), están altamente correlacionados con T, PA y ALT en las estaciones. Los índices de calidad de agua, junto con los índices de diversidad y abundancia, también presentan una correlación positiva significativa entre sí. Las demás variables exhiben correlaciones que varían de moderadas a débiles, dependiendo del caso.
Análisis de componentes principales (ACP)
Para analizar los factores que más influyen en la variabilidad de la calidad del agua del río Diablo Sacha en las 10 estaciones de monitoreo, se implementó un ACP, cuyos resultados se presentan en la Figura 5. Este análisis permitió reducir las variables originales a tres componentes principales: PC1, PC2 y PC3, que explican el 39.36%, 25.36% y 16.06% de la varianza, respectivamente. En conjunto, estos componentes representan el 80.78% de la varianza total de los datos. La ALT, T, OD (%) tienen las contribuciones más altas en la PC1. Tales contribuciones están fuertemente influenciadas por las condiciones ambientales que sustentan la biodiversidad única de los páramos. Los índices BMWP/Col y ABI, son los que más contribuyen al PC2, es decir, esta dimensión está influenciada por el tipo de macroinvertebrados presentes. De igual manera en lo que respecta a PC3, las variables fisicoquímicas de pH y CE tienen las contribuciones más importantes para esta dimensión.
Discusión
La evaluación de la calidad del agua en el ecosistema altoandino del APHQ, basada en los índices EPT, ABI y BMWP/Col, junto con parámetros fisicoquímicos, permitió obtener una comprensión del estado de este ecosistema acuático. Los resultados muestran las características del río Diablo Sacha, asociados a condiciones específicas del ecosistema estudiado, mediante índices validados previamente en otros estudios (23; 24).
En esta investigación, los índices de diversidad (H’ y D) y el OD mostraron una fuerte correlación positiva, como se observa en la Figura 4, lo que refuerza la relación entre una buena oxigenación y la preservación de comunidades biológicas diversas. Esto es consistente con estudios previos (25), pero, en el contexto análisis, esta relación cobra mayor relevancia en estaciones como E7, E8 y E9, donde la alta altitud y las condiciones naturales favorables parecen favorecer estas dinámicas. En contraste, la estación E10, ubicada a 4100 m.s.n.m., mostró índices de diversidad bajos, lo que puede explicarse por condiciones ambientales más extremas que limitan la riqueza específica, como sugieren (26). Estudios en ecosistemas a alturas sobre los 4000 m.s.n.m, presentan condiciones ambientales extremas poco estudiadas. Sin embargo, estas observaciones plantean preguntas sobre si factores locales, como fuentes de contaminación puntuales, altura, radiación solar podrían estar influyendo, más allá de las limitaciones ambientales generales.
El índice EPT, ampliamente reconocido por su sensibilidad a la calidad del agua (27), es mayor en la estación E8, donde se registraron mayores abundancias de macroinvertebrados sensibles. Esta respuesta biológica es similar a lo reportado por (28), pero en el caso del APHQ, se observó una mayor variabilidad entre estaciones, posiblemente vinculada a factores específicos del sitio, como diferencias en la geología local, la estructura del hábitat, y la intensidad de las actividades humanas. Por ejemplo, las estaciones con presencia cercana de ganado mostraron índices más bajos, lo que refuerza la influencia de presiones antropogénicas sobre la calidad del agua.
La correlación entre la ALT, la T y el OD confirma patrones observados en otros ecosistemas altoandinos (29), pero este estudio aporta evidencia adicional al demostrar cómo estas variables influyen en la estructura comunitaria de macroinvertebrados. En estaciones elevadas, la mayor oxigenación beneficia a grupos como Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera, aunque en altitudes extremas como E10, las condiciones térmicas y la presión atmosférica podrían superar los umbrales de tolerancia de estas especies. Estos hallazgos no solo coinciden con el estudio de (30) sino que también resaltan la importancia de considerar gradientes altitudinales como un factor clave en la evaluación de calidad del agua.
En cuanto a los índices utilizados, la combinación de ABI y BMWP/Col se mostró particularmente robusta, al proporcionar evaluaciones complementarias de la calidad del agua. Aunque ambos índices han sido validados en otros ecosistemas (20), en este estudio se destacó que el ABI es especialmente útil en ecosistemas de páramo, mientras que el BMWP/Col permitió realizar comparaciones más amplias en términos de sensibilidad biológica. La correlación positiva entre estos índices y su coherencia metodológica (Figura 5) refuerza su fiabilidad como herramientas para la evaluación ambiental, aunque se requiere una evaluación más detallada de su eficacia en altitudes extremas.
Finalmente, aunque la variabilidad en el índice EPT respecto a ABI y BMWP/Col podría interpretarse como una limitación, también plantea una oportunidad para explorar factores específicos del ecosistema que afectan a los macroinvertebrados más sensibles. Este hallazgo subraya la importancia de utilizar múltiples índices en estudios de calidad del agua, especialmente en ecosistemas complejos como los altoandinos, donde la combinación de variables ambientales y presiones antropogénicas puede generar patrones únicos en la biodiversidad.
Conclusiones
Los resultados de esta investigación demuestran la eficacia de los índices bióticos y los parámetros fisicoquímicos para evaluar la calidad del agua en ecosistemas altoandinos, específicamente en el Área de Protección Hídrica Quinllunga. Los índices basados en macroinvertebrados, como el BMWP/Col y el ABI, revelaron una calidad de agua que oscila entre aceptable y buena en la mayoría de las 10 estaciones estudiadas. Esta variabilidad está fuertemente influenciada por la cercanía a actividades antropogénicas, destacando el impacto que estas presiones tienen en la integridad de los ecosistemas acuáticos.
Los resultados obtenidos no solo aportan al conocimiento de la calidad del agua en ecosistemas altoandinos, sino que también proporcionan una base sólida para la gestión y conservación de estos ecosistemas, proponiendo la integración de índices biológicos y variables ambientales como herramientas clave para monitorear y proteger estos entornos únicos frente a amenazas actuales y futuras.
La calidad del agua varió entre buena y aceptable según los índices BMWP y ABI, mientras que el índice EPT mostró discrepancias al clasificarla entre mala y regular. Esto resalta la importancia de usar múltiples índices para evaluar ecosistemas complejos como los altoandinos, donde los factores ambientales y las presiones antropogénicas generan patrones únicos en la diversidad de macroinvertebrados.
Contribuciones de los autores
Conceptualización, C.M.L.-A. y M.F.R.-V.; metodología, C.M.L.-A. y S.B.B.-D.; software, C.M.L.-A; validación, S.B.B.-D. y M.F.R.-V.; análisis formal, C.M.L.-A. y C.G.C.-S.; investigación, C.M.L.-A., C.G.C.-S. y E.P.V.-T.; recursos, M.F.R.-V; curación de datos, L.F.S.-P.; redacción-preparación del borrador original, C.M.L.-A., C.G.C.-S. y E.P.V.-T.; redacción-revisión y edición, S.B.B.-D, C.M.L.-A. y M.F.R.-V.; visualización, C.M.L.-A. y C.G.C.-S.; supervisión, C.M.L.-A. y S.B.B.-D; administración del proyecto, M.F.R.-V.; adquisición de financiamiento, M.F.R.-V. Todos los autores han leído y aprobado la versión publicada del manuscrito.
