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EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA QUEBRADA LA ESMERALDA (BOJACÁ, CUNDINAMARCA) POR MEDIO DE MACRO-INVERTEBRADOS
ACUÁTICOS
MARÍA FERNANDA BARRERA ALFONSO BRAYAN STEVEN MONROY MORA
UNIVERSIDAD DISTRITAL FRANCISCO JOSÉ DE CALDAS FACULTAD DE MEDIO AMBIENTE Y RECURSOS NATURALES
TECNOLOGÍA EN SANEAMIENTO AMBIENTAL BOGOTÁ, D.C.
2015
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA EN LA QUEBRADA LA ESMERALDA (BOJACÁ, CUNDINAMARCA) POR MEDIO DE MACRO-INVERTEBRADOS
ACUÁTICOS
MARÍA FERNANDA BARRERA ALFONSO BRAYAN STEVEN MONROY MORA
Proyecto de Grado para optar al título de Tecnólogo en Saneamiento Ambiental
Director ORLANDO RODRÍGUEZ CASTELLANOS
UNIVERSIDAD DISTRITAL FRANCISCO JOSÉ DE CALDAS FACULTAD DE MEDIO AMBIENTE Y RECURSOS NATURALES
TECNOLOGÍA EN SANEAMIENTO AMBIENTAL BOGOTÁ, D.C.
2015
3
Nota de aceptación:
________________________________________
________________________________________
________________________________________
________________________________________
________________________________________
________________________________________
________________________________________ Firma del Director
________________________________________ Firma del Jurado
Bogotá, D.C. (2015)
4
CONTENIDO
pág.
CONTENIDO ........................................................................................................... 4
LISTA DE TABLAS .................................................................................................. 6
LISTA DE FIGURAS ................................................................................................ 7
1 INTRODUCCIÓN .............................................................................................. 8
1.1 JUSTIFICACIÓN .......................................................................................................................9
1.2 UBICACIÓN ESPACIAL Y CARACTERIZACIÓN ............................................................................ 10
2 MARCO TEÓRICO .......................................................................................... 12
2.1 BIOINDICADORES ................................................................................................................. 12
2.2 MACROINVERTEBRADOS ...................................................................................................... 12
2.3 MACROINVERTEBRADOS COMO BIOINDICADORES................................................................... 13
2.4 ÍNDICES PARA CUANTIFICAR LOS MACROINVERTEBRADOS COMO BIOINDICADORES ................... 14
BMWP ....................................................................................................................... 14 2.4.1
ASPT ......................................................................................................................... 16 2.4.2
Diversidad Alfa: Índices de riqueza en especie ........................................................ 17 2.4.3
Diversidad Beta: Índices de riqueza en comunidad .................................................. 19 2.4.4
2.5 PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS ............................................................................................. 19
Temperatura .............................................................................................................. 20 2.5.1
Oxígeno disuelto ....................................................................................................... 21 2.5.2
pH (potencial de Hidrógeno) ..................................................................................... 21 2.5.3
Conductividad ............................................................................................................ 22 2.5.4
3 METODOLOGÍA PARA EVALUAR LA CALIDAD DEL AGUA ........................ 23
3.1 RECONOCIMIENTO DEL LUGAR .............................................................................................. 27
3.2 MEDICIÓN DE PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS ........................................................................ 24
3.3 RECOLECCIÓN DE MACROINVERTEBRADOS ........................................................................... 24
3.4 CLASIFICACIÓN TAXONÓMICA DE MACROINVERTEBRADOS ....................................................... 25
3.5 CÁLCULO E INTERPRETACIÓN DE ÍNDICES Y PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS ............................. 26
5
4 RESULTADOS Y DISCUSIÓN ........................................................................ 27
4.1 ABUNDANCIA DE LOS TAXAS ENCONTRADOS .......................................................................... 27
4.2 BMWP Y ASPT .................................................................................................................. 31
4.3 DIVERSIDAD ALFA: ÍNDICES DE RIQUEZA EN ESPECIE ............................................................. 32
Margaleff ................................................................................................................... 33 4.3.1
Simpson y Shannon-Wiener ..................................................................................... 34 4.3.2
4.4 JACCARD Y SORENSEN ........................................................................................................ 36
4.5 VARIABLES FISICOQUÍMICAS ................................................................................................. 38
Oxígeno disuelto ....................................................................................................... 39 4.5.1
Temperatura .............................................................................................................. 40 4.5.2
pH .............................................................................................................................. 41 4.5.3
Conductividad ............................................................................................................ 42 4.5.4
4.6 DISCUSIÓN FINAL SOBRE EL ESTADO DEL AGUA EN LA QUEBRADA LA ESMERALDA ................... 43
5 CONCLUSIONES ............................................................................................ 46
6 RECOMENDACIONES ................................................................................... 48
ANEXO A. FAMILIAS NO INCLUIDAS EN BMWP/COL Y ASPT .......................... 53
ANEXO B. CLASIFICACIÓN MACROINVERTEBRADOS ENCONTRADOS ........ 54
ANEXO C. FOTOS DE LA QUEBRADA LA ESMERALDA .................................... 57
6
LISTA DE TABLAS
pág.
Tabla 1. Puntaje familias macroinvertebrados acuáticos para índice BMWP/Col .. 15
Tabla 2 Clases de Calidad del Agua según valor del BMWP/Col .......................... 16
Tabla 3 Clasificación de aguas contaminadas según índice de Shannon-Wiener . 18
Tabla 4 Macroinvertebrados encontrados durante en cada punto de muestreo .... 27
Tabla 5 BMWP y ASPT discriminado por punto de muestreo ................................ 32
Tabla 6 Resultados de los índices de diversidad Alfa. ........................................... 32
Tabla 7 Índices de diversidad Beta (Jaccard y Sorensen) por punto de muestreo 36
Tabla 8 Parámetros fisicoquímicos por punto de muestreo y semana ................... 39
Tabla 9 Valor promedio de los parámetros fisicoquímicos tomados in-situ ........... 39
Tabla 10 Clasificación macroinvertebrados por semana de muestreo ................... 55
7
LISTA DE FIGURAS
pág.
Figura 1. Ubicación geográfica Quebrada La Esmeralda ...................................... 11
Figura 2 Abundancia de individuos por familia en cada punto de muestreo .......... 29
Figura 3 Fotos de individuos de las nueve familias más representativas .............. 30
Figura 4 Comparación de los índices de Diversidad de Margaleff ......................... 33
Figura 5 Índice de dominancia de Simpson por punto de muestreo ...................... 34
Figura 6 Índice de diversidad de Shannon – Wiener por punto de muestreo ........ 35
Figura 7 Número familias acumuladas durante las cuatro semanas de muestreo . 37
Figura 8 Índice Sorensen (Ss) para la quebrada La Esmeralda ............................ 38
Figura 9 Valor promedio oxígeno disuelto en las cuatro semanas de muestreo .... 40
Figura 10 Temperatura promedio durante las cuatro semanas de muestreo ........ 41
Figura 11 Valor promedio de pH para las cuatro semanas de muestreo ............... 42
Figura 12 Conductividad promedio para las cuatro semanas de muestreo ........... 43
Figura 13 Fotos familias no tenidas en cuenta en cálculo de BMWP/Col y ASPT . 54
Figura 14 Fotos Quebrada La Esmeralda discriminadas por punto de muestreo .. 58
8
1 INTRODUCCIÓN
Hoy en día las problemáticas ambientales son tema de gran interés para toda la
humanidad. A medida que las actividades humanas se han venido desarrollando,
ha habido una sobreexplotación directa o una alteración del hábitat. En particular,
en los ecosistemas acuáticos, las principales fuentes de perturbación causadas
por el hombre están relacionadas con deforestación y contaminación de orígenes
doméstico, industrial, minero y agrícola. Estas perturbaciones afectan las
condiciones de las diferentes especies de seres vivos que habitan en los cuerpos
de agua.
Existen distintas investigaciones que buscan dar solución a esta problemática en
los ecosistemas acuáticos. Parte crucial en estas investigaciones, es la evaluación
de la calidad del agua, característica que determina que tan “buena” o “mala” es el
agua cumpliendo una determinada función (ej. mantener en equilibrio un
ecosistema, consumo humano, riego de cultivos) (Pérez et al, 2014). Las técnicas
para valorar la calidad del agua suelen ser costosas. El sistema convencional,
conocido como parámetros fisicoquímicos, es el más frecuentemente usado
(Figueroa et al, 2007). Además de sus costos, otra desventaja de la evaluación por
medio de parámetros fisicoquímicos es que solo arroja datos puntuales y en
momentos específicos sobre el estado de un cuerpo de agua (rio, quebrada,
laguna, entre otros), pasando por alto su historial. Otros métodos de evaluación de
la calidad del agua son menos usados y reconocidos (Roldán, 1998),
posiblemente por falta de entendimiento y confianza en su efectividad.
El método de bioindicadores por medio de macroinvertebrados es uno de los
sistemas alternativos para la evaluación de la calidad del agua. Este método
permite hacer un diagnóstico a través del tiempo, determinando no solo el estado
actual, sino los cambios graduales que ha venido sufriendo el cuerpo de agua
analizado. Los bioindicadores son organismos, especies o comunidades que
permiten deducir características del medio en el que se encuentran. Por ejemplo,
9
los macroinvertebrados acuáticos pueden indicar la presencia de ciertas
sustancias, efectos de contaminación u otras alteraciones del cuerpo de agua en
el que están presentes (Acevedo et al, 2006).
Por lo anterior, diferentes investigaciones en bioindicadores en el agua, apuntan a
que en un futuro no muy lejano, los macroinvertebrados puedan hacer parte de los
muestreos y análisis convencionales a realizar alrededor del mundo. Según
Hawksworth (1992), si esto se logra, se dejarían de tener en cuenta solo los datos
puntuales en un instante determinado y se podría evaluar el comportamiento de la
calidad del agua a través del tiempo.
El presente trabajo pretende usar los macroinvertebrados acuáticos para hacer un
diagnóstico sobre la calidad del agua de la Quebrada La Esmeralda en el
municipio de Bojacá - Cundinamarca. Los detalles del lugar analizado así como la
utilidad y motivación de este trabajo se presentan a continuación.
1.1 JUSTIFICACIÓN
En la actualidad se está haciendo una campaña de reforestación en ciertas
veredas y bosques andinos pertenecientes al municipio de Bojacá y a otros
municipios cercanos en el occidente de Cundinamarca. Debido a la mala
intervención del hombre, muchos hábitats de estos lugares han sido afectados a
través del tiempo.
El presente trabajo se propuso con el ánimo de evaluar la calidad del agua de La
Quebrada la Esmeralda, que (al igual que muchas otras) se encuentra dentro el
perímetro que está siendo restaurado y hasta el momento no cuenta con ningún
tipo de antecedente investigativo. Tal como se mencionó en la introducción, se
planteó determinar la calidad del agua usando parámetros fisicoquímicos y fauna
acuática (macroinvertebrados), para determinar qué tanto ha sido afectada la
quebrada por los asentamientos humanos, la agricultura y la ganadería presentes
en sus alrededores.
10
1.2 UBICACIÓN ESPACIAL Y CARACTERIZACIÓN
La Quebrada la Esmeralda se encuentra ubicada en el municipio de Bojacá, al
occidente de Cundinamarca. Este es un sector caracterizado por tener piso
térmico frío seco (entre los 2.000 y 3.000 m.s.n.m.), con zonas de precipitación
media anual entre 500 y 1.000 mm y temperatura promedio de 14 ºC. El territorio
estudiado se encuentra dentro de la cuenca Hidrográfica del río Bogotá. La
Quebrada la Esmeralda nace en cercanías del Alto La Vista sobre los 2.600
m.s.n.m. y desemboca en el río Apulo. En el Alto La Vista también nacen La
Quebrada Raizal sobre los 2.300 m.s.n.m y La Quebrada los Manzanos sobre los
2.700 m.s.n.m2. (ICAG, 2015).
La vereda el Chilcal, donde se encuentra la Quebrada La Esmeralda, cuenta con
varios tipos de bosques tales como el húmedo montano bajo y natural secundario,
los cuales se destacan por tener flora nativa de Arrayáes y Arrayánes negros,
Encenillo, Chilca, Uva Camarona, Pegamosca, Gaque, Tibar, Romero de Páramo,
Arboloco, palma boba, capes, y Chilco Colorado entre otros. En el sector, también
se encuentran especies de aves como colibríes, mirlas blancas y negras, pavas de
monte, toches, mamíferos como los armadillos, comadrejas y runchos. También
existen algunas especies de patos, de los cuales se han encontrado hasta 8
especies migratorias, ubicadas principalmente en humedales cercanos (Alcaldía
de Bojacá, 2014).
11
Figura 1. Ubicación geográfica Quebrada La Esmeralda
Fuente: Autores
12
2 MARCO TEÓRICO
El presente trabajo se centra en el uso de macroinvertebrados como
bioindicadores de la calidad del agua. Por ello, a continuación se describe qué son
los bioindicadores, qué son los macroinvertebrados y la aplicación de los
macroinvertebrados como bioindicadores. Posteriormente, se describen los
índices para cuantificar la calidad del agua a través de los taxas encontrados. Se
discuten los índices de los enfoques bióticos (BMWP y ASPT) y de la diversidad
(Alfa y Beta) utilizados en este trabajo. Finalmente, se describen los parámetros
fisicoquímicos de más relevancia para los macroinvertebrados acuáticos.
2.1 BIOINDICADORES
Bioindicadores son organismos usados para determinar la calidad del hábitat en el
que estos se encuentran. Los cambios en la morfología (taxa), fisiología o
comportamiento de estos organismos, así como la ausencia o cambio en el
número de individuos, indican que las variables físico-químicas de su hábitat están
fuera de los límites preferidos (Gamboa et al, 2008). De esta manera, los
bioindicadores pueden servir para determinar el nivel de contaminación o detectar
alteraciones del medio.
Por el contrario, los bioindicadores con tolerancias ambientales amplias, se
consideran indicadores pobres, ya que son poco afectados por las variaciones que
llegue a tener el medio (Zuñiga, 2000).
2.2 MACROINVERTEBRADOS
Son animales que carecen de columna vertebral y de esqueleto interno articulado
y son de fácil observación por su tamaño característico entre 5 y 30mm. Pueden
dividirse dependiendo del hábitat en el que se encuentran en trozadores,
filtradores, colectores, raspadores o predadores. También pueden clasificarse
13
según la parte de la columna de agua en la que habitan: neustónicos, como los
Veliidae, si se encuentran en la capa superficial del agua; nectónicos, como los
Baetidae, si nadan libremente en el agua; y bentónicos, como los Perlidae, si
viven en el fondo del cuerpo acuático, adheridos a piedras o a restos de
vegetación (Hawksworth et al, 1992).
Entre los macroinvertebrados se observan diferentes patrones de migración, gran
variedad de formas de adaptación al medio en el que se encuentran y diferentes
respuestas a los factores ambientales (Valle et al, 2015). Existen
macroinvertebrados que pasan la mayor parte de su vida en el agua; es el caso de
los Turbelarios, Moluscos y Anélidos. En cambio otros, como los insectos, solo
permanecen en el agua en sus primeras etapas; su vida adulta la desarrollan en el
aire o en el suelo (Roldán et al, 2008)
2.3 MACROINVERTEBRADOS COMO BIOINDICADORES
La fauna de los macroinvertebrados, comenzó a estudiarse en Colombia en los
años 70's por el profesor Roldán. Él, por primera vez, realizó un estudio de la
fauna de macro invertebrados como indicadores del grado de contaminación en el
río Medellín. En un estudio posterior, incluyó adicionalmente datos fisicoquímicos
logrando una evaluación más completa de la calidad del agua del río Medellín
(Roldán, 2003). Los resultados de estos estudios, forman la base de la
clasificación taxonómica usada en la mayoría los estudios de calidad del agua con
macroinvertebrados, en el ámbito nacional.
Las comunidades de macroinvertebrados, tal como lo indica Tercedor (1994), son
los mejores bioindicadores de contaminación acuática debido a que: i) son muy
abundantes, ii) se encuentran en prácticamente todos los ecosistemas de agua
dulce y iii) su recolección es simple y de bajo costo. Además, como lo explica
Yazdian et al, (2014), se pueden observar a simple vista, tienen movilidad
reducida y existe gran riqueza de especies con diferente sensibilidad a factores
contaminantes. También es importante destacar que estas comunidades necesitan
14
largos periodo de tiempo para su recolonización tras una perturbación lo que
posibilita la detección de perturbaciones en el cuerpo de agua, aun cuando estas
se hayan originado varias semanas o incluso meses atrás.
2.4 ÍNDICES PARA CUANTIFICAR LOS MACROINVERTEBRADOS COMO
BIOINDICADORES
Existen en la literatura diversos índices usados para analizar la información sobre
los macroinvertebrados encontrados en un cuerpo de agua. Todos estos índices
se basan en el enfoque de la diversidad o en el enfoque biótico. El primero, se
refiera a la riqueza en especie (diversidad alfa) y en comunidad (diversidad beta).
El segundo, combina la diversidad con información cualitativa sobre la sensibilidad
ecológica de las diferentes especies.
Con respecto a la medición de diversidad, se han seleccionado los índices de
Margalef, Simpson y Shannon–Wiener para medir diversidad alfa y los índices de
Jaccard y Sorensen para medir diversidad Beta. Estos índices son originalmente
definidos a nivel taxonómico de especie, sin embargo como argumentan Rosas et
al, (2014), pueden ser determinados taxonómicamente a nivel de órdenes y
familias lo que facilita la identificación afectando solo de manera leve la precisión o
exactitud de los resultados obtenidos. Con respecto a los diversos índices
basados en el enfoque biótico, en el presente trabajo se han usado BMWP y
ASPT. Los índices mencionados son explicados en mayor detalle a continuación.
BMWP 2.4.1
El “Biological Monitoring Working Party” (BMWP) es un método desarrollado en
Inglaterra en 1970 para valorar la calidad del agua de un ecosistema acuático.
Este método usa macroinvertebrados como bioindicadores por su fácil
comprensión y rápida y sencilla aplicación (Moreno et al, 2006).En el año de 1997
se adaptó el índice BMWP para Colombia y actualmente se usa como instrumento
15
para evaluar los ecosistemas acuáticos en todo el país (Pinilla A, 2000). La Tabla
1 presenta la adaptación realizada del índice BMWP para Colombia.
Para el cálculo del índice BMWP cada familia de macroinvertebrados tiene
asignado un puntaje de 1 a 10 de acuerdo a su tolerancia a los contaminantes que
pueden estar presentes en el medio. Por ejemplo, la familia Perlidae tiene un
puntaje de 10 (según el índice BMWP/Col) ya que los individuos de esta familia
solo se encuentran en aguas muy limpias y oxigenadas. Por el contrario, a la
familia Tipulidae se le ha asignado un puntaje de 3 (según el índice BMWP/Col) ya
que sus individuos viven en fondos arenosos y con materia orgánica en
descomposición (Roldan, 2003).
Tabla 1. Puntaje familias macroinvertebrados acuáticos para índice BMWP/Col
Familias Puntaje
Anomalopsychidae, Atriplectididae, Biepharoceridae, Calamoceratidae, Ptilodactylidae, Chordodidae, Gomphidae, Hydridae, Lampyridae, Lymnessidae, Odontoceridae, Oligoneuriidae, Perlidae, Polythoridae, Psephenidae
10
Ampullariidae, Dytiscidae, Euthyplciidae, Gyrinidae, Hydraenidae, Hydrobiosidae, Leptophlebiidae, Philopotamidae, Polycentropodidae, Polymitarcydae, Xiphocentronidae
9
Gerridae, Hebridae, Helicopsychidae, Hydrobiidae, Leptoceridae, Lestidae, Palaemonidae, Pleidae, Pseudothelpusidae, Saldidae, Simuliidae, Veliidae
8
Baetidae, Caenidae, Calopterygidae, Coenagrionidae, Corixidae, Dixidae, Dryopidae, Glossossomatidae, Hyalellidae, Hrydroptilidae, Hydropsychidae, Leptothyphidae, Naucoridae, Notonectidae, Planariidae, Psychodidae, Scritidae
7
Aeshinidae, Ancylidae, Corydalidae, Elmidae, Libellulidae, Limnichidae, Lutrochidae, Megapodagrionidae, Sialidae, Staphylinidae
6
Belostomatidae, Gelastocoridae, Mesoveliidae, Nepidae, Planorbiidae, Pyralidae, Tabanidae, Thiridae
5
Chrysomelidae, Statiomydae, Halipiidae, Empididae, Dilichopodidae, Sphaeridae, Lymnaeidae, Hydrometridae, Noteridae
4
Ceratopogonidae, Glossiphoniidae, Cyclobdellidae, Hydrophilidae, Physidae, Tipulidae,
3
Culicidae, Chironomidae, Muscidae, Sciomyzidae, Syrphidae 2
Tubificidae 1
Fuente: Roldán, 2003
16
Como lo define la ecuación (1), el índice BMWP se calcula sumando el puntaje de
todas las familias de macroinvertebrados encontradas en el cuerpo de agua
evaluado.
𝐵𝑀𝑊𝑃 = ∑ 𝑁𝑖𝑖
10
𝑖=1
(1)
Dónde 𝑁𝑖 es el número de familias que tienen puntaje 𝑖.
La Tabla 2 indica la calidad del agua para los diferentes valores del índice
BMWP/Col.
Tabla 2 Clases de Calidad del Agua según valor del BMWP/Col
Clase Calidad BMWP Significado
I Buena 101-120 Aguas muy limpias a limpias
II Aceptable 61 – 100 Aguas ligeramente contaminadas
III Dudosa 36 – 60 Aguas moderadamente contaminadas
IV Critica 16 – 35 Aguas muy contaminadas
V Muy critica ≤ 15 Aguas fuertemente contaminadas
Fuente: Róldan, 2003
ASPT 2.4.2
El “Average Score per Taxon” (ASPT), como lo define la ecuación (2), es calculado
a partir del puntaje total del BMWP dividido entre el número de familias halladas y
por lo tanto es una medida de la tolerancia media de las familias encontradas en la
muestra.
Dónde BMWP es el valor hallado mediante la ecuación (1) y 𝑁 es el número total
de familias encontradas. El ASPT adopta valores de 0 a 10. Valores bajos de este
𝐴𝑆𝑃𝑇 = 𝐵𝑀𝑊𝑃
𝑁 (2)
17
índice junto con valores bajos de BMWP son asociados a baja calidad del agua
(Roldan, 2003).
Diversidad Alfa: Índices de riqueza en especie 2.4.3
Los índices de riqueza en especie miden el número de taxones encontrados en un
área determinada. Los índices de Margaleff, Simpson y Shannon-Wiener, permiten
cuantificar la biodiversidad de las especies que habitan un cuerpo de agua. En
general, valores altos representan buena calidad del agua.
2.4.3.1 Margaleff
Este índice cuantifica la biodiversidad de una comunidad a partir del tamaño de la
muestra y del número de especies presentes. Se calcula por medio de la ecuación
(3) (Acevedo et al, 2006).
𝑅 = 𝑆 − 1
ln 𝑁 (3)
Dónde 𝑅 es el índice de Margaleff, 𝑁 el número total de individuos y 𝑆 el número
de especies. Valores del índice inferiores a 2 indican zonas de baja biodiversidad.
Valores del índice iguales o superiores a 5 son indicativos de alta biodiversidad.
2.4.3.2 Simpson y Shannon-Wiener
Los índices de Simpson y Shannon-Wiener se usan para medir la biodiversidad de
un hábitat en función de cómo están agrupados los individuos en las diferentes
especies existentes.
El índice de dominancia de Simpson se determina a partir de la proporción de
individuos de cada especie con respecto al total de individuos de la muestra. Este
índice estima si en un área determinada hay especies muy dominantes y le da
poca importancia a las especies raras o menos abundantes. Un sistema es más
diverso cuanto menos dominancia de especies hay o en otras palabras cuando la
distribución es más equitativa. La ecuación (4) define el índice de Simpson
(Sánchez, 2009):
18
𝐷 = 1 − ∑ (𝑛𝑖
𝑁)
2
(4)
Dónde 𝐷 es el índice de Simpson, 𝑛𝑖 el número de individuos de la especie “i” de
la muestra y 𝑁 el número total de individuos de la muestra. Los valores de este
índice están comprendidos entre 0 y 1; valores cercanos a cero corresponden a la
existencia de especies muy dominantes, mientras que valores cercanos a uno
indican una distribución más equitativa.
El índice de diversidad de Shannon–Wiener fue desarrollado en 1949 basado en la
probabilidad de encontrar un determinado individuo en un ecosistema. Este índice
se calcula con la ecuación (5).
𝐻´ = − ∑ (𝑛𝑖
𝑁) log2 (
𝑛𝑖
𝑁) (5)
Dónde 𝐻´ es el índice de Shannon–Wiener, 𝑛𝑖 el número de individuos de la
especie “i” de la muestra y 𝑁 el número total de individuos de la muestra. Valores
de diversidad menores a 1 indican que el agua está altamente contaminada; si el
índice está entre 1 y 3 existe contaminación ligera o moderada; finalmente, si este
índice de diversidad es mayor a 3, el agua es de buena calidad biológica o es un
agua limpia. Los valores anteriores se presentan en la Tabla 3 (Pinilla A, 2000;
Segnini, 2003).
Tabla 3 Clasificación de aguas contaminadas según índice de Shannon-Wiener
Fuente: Signini, 2003
19
Diversidad Beta: Índices de riqueza en comunidad 2.4.4
Los índices de riqueza en comunidad permiten comparar el grado de similitud de
la biodiversidad presente en diferentes comunidades. En particular, los índices de
Jaccard y de Sorensen usan el número de especies presentes/ausentes en dos
comunidades para evaluar su similitud.
Los índices de Jaccard y Sorensen se obtienen mediante las ecuaciones (6) y (7),
respectivamente.
𝑆𝑗 =𝑎
𝑎 + 𝑏 + 𝑐 (6)
𝑆𝑠 =2𝑎
2𝑎 + 𝑏 + 𝑐 (7)
Donde 𝑆𝑗 es el índice de Jaccard, 𝑆𝑠 el índice de Sorensen, a el número de
especies comunes en ambos puntos de muestreo, b el número de especies
presentes exclusivamente en el punto de muestreo B (pero no en el A), y c es el
número de especies presentes exclusivamente en el punto de muestreo A (pero
no en el b). Para ambos índices, un valor de 1 indica total similitud y 0 indica
completa disimilitud.
Aunque ambos índices son muy parecidos, el índice de Jaccard es más
conveniente cuando el muestreo tiene alta confiabilidad; el índice de Sorensen
puede ser más conveniente cuando no hay buena confiabilidad en que la muestra,
es decir, cuando no hay certeza de que la muestra contenga todas las especies de
la comunidad (Krebs, 2014).
2.5 PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS
Los parámetros fisicoquímicos han sido usados históricamente para medir la
calidad de cuerpos acuáticos. Estos dan una medida directa del estado del agua,
permitiendo hacer evaluaciones de la calidad para diferentes usos del agua
(Figueroa et al, 2007). A diferencia de los métodos biológicos, que se basan en la
20
observación y medición de comunidades vivas presentes en el agua, cuando se
usan parámetros fisicoquímicos pueden hacerse análisis rápidos y precisos así
como comparaciones y monitoreos con mayor frecuencia. Sin embargo, los
parámetros fisicoquímicos, a diferencia de los métodos biológicos, no permiten
captura información histórica del agua, sino solamente su estado actual (Samboni
et al, 2007). Además estos parámetros para su análisis en el laboratorio y campo,
suelen ser más costosos debido a los equipos y reactivos que se deben emplear
(Rosas et al, 2014).
El presente trabajo se centra en determinación de la calidad del agua a través de
bioindicadores y no de parámetros fisicoquímicos. Sin embargo, se midieron
oxígeno disuelto, temperatura, pH y conductividad, debido a que según Rocha,
(2004), Gamboa et al, (2008) y otros autores, estos parámetros afectan
directamente la integridad biótica del sistema. Niveles apropiados de estos estos
parámetros son indispensables para que haya un adecuado desarrollo de la flora y
fauna presente en los cuerpos hídricos. A continuación se describe el efecto de
cada uno de estos cuatro parámetros sobre el ecosistema acuático.
Temperatura 2.5.1
Tiene gran importancia en el desarrollo y regulación de diferentes procesos
abióticos y bióticos en un ecosistema acuático. Los cambios de temperatura
afectan las propiedades fisicoquímicas del medio acuoso como el pH, la densidad
y el potencial de redox. También modifican la solubilidad de los sólidos disueltos,
de los gases y de los nutrientes, así como el estado físico y la viscosidad del
sustrato. Este último, siendo muy importante en el desarrollo de peces y larvas de
insectos en ambientes lóticos. Cuando hay un aumento de la temperatura, la
actividad biológica aumenta, siendo letal para unos organismos y benéfica para
otros. Todos estos cambios afectan a su vez la distribución, composición,
diversidad, y el grado de actividad metabólica de los seres que integran las
comunidades acuáticas (Fuentes & Massol-Deyá, 2015).
21
Oxígeno disuelto 2.5.2
Es uno de los parámetros más estudiados en ecosistemas acuáticos por su
importancia en procesos como respiración aeróbica, fotosíntesis, oxidación y
reducción, solubilidad de minerales y descomposición de materia orgánica. Los
valores normales de oxígeno disuelto que preservan la vida de la fauna acuática
oscilan entre 4 y 8 mg/L; los valores específicos varían dependiendo de cada
especie (Samboni et al, 2007). Por ejemplo, los Trichopteras y Ephemeropteras,
requieren de aguas bastante oxigenadas (entre 5.5 y 7 mg/L), claras, limpias y con
baja carga orgánica. Por el contrario, familias de macroinvertebrados como
Tipulidae y Chironomidae solamente se encuentran en aguas con poca
oxigenación (entre 2 y 3 mg/L) y con materia orgánica en descomposición (Rivera
et al, 2013; Fuentes & Massol-Deyá, 2015).
pH (potencial de Hidrógeno) 2.5.3
Es un indicador de la acidez o alcalinidad de una sustancia y está determinado por
el número de iones libres de hidrógeno (H+). En ecología, el pH se cataloga como
un factor abiótico que afecta el funcionamiento de procesos bióticos como la
fotosíntesis y la respiración. También determina la disponibilidad de nutrientes
esenciales que regulan el crecimiento microbiano en muchos ecosistemas. El pH
influye en la estructura y función de organelos (como pared y membrana celular) y
macromoléculas (como ácido nucleico y proteínas estructurales). En síntesis, los
cambios en el pH afectan a todo el ecosistema, desde el nivel celular hasta la
organización de los organismos que habitan los cuerpos lóticos o lénticos (Fuentes
& Massol-Deyá, 2015).
El pH se mide en una escala de 0 a 14, donde valores menores a 7 indican que la
sustancia es ácida, 7 indica neutralidad y valores mayores a 7 son básicos.
Cuando un cuerpo lótico tiende a estar entre basicidad y neutralidad (pH de 6.5 a
7.5), la diversidad de macroinvertebrados tiende a ser elevada. Por el contrario,
22
cuando presenta mucha acidez o basicidad, la riqueza de macroinvertebrados
tiende a decrecer (Atlas et al, 2001).
Conductividad 2.5.4
La conductividad mide la cantidad de iones presentes en el agua y está
estrechamente relacionada con la salinidad. Las soluciones de la mayoría de los
compuestos inorgánicos (ej. aniones de cloruro, nitrato, sulfato y fosfato) son
relativamente buenas conductoras. Por el contrario, las soluciones que contienen
moléculas de compuestos orgánicos que no se disocian (ej. aceites, fenoles,
alcoholes y azúcares) son pobres conductoras de corriente eléctrica. La
conductividad en cuerpos de agua dulce está determinada por la geología del área
a través de la cual fluye la cuenca y suele estar entre 50 y 1500 µS/cm. Cuando la
conductividad esta fuera de este rango, puede indicar que el agua no es adecuada
para la vida de ciertas especies de peces o macroinvertebrados acuáticos
(Roldán, 2012).
23
3 METODOLOGÍA PARA EVALUAR LA CALIDAD DEL AGUA
El procedimiento seguido para evaluar la calidad del agua de la Quebrada La
Esmeralda comprende las siguientes etapas: reconocimiento del lugar, toma de
parámetros fisicoquímicos, recolección de macroinvertebrados, clasificación
taxonómica de macroinvertebrados, cálculo e interpretación de índices y
parámetros fisicoquímicos. A continuación se describe cada una de estas etapas.
3.1 RECONOCIMIENTO DEL LUGAR
Para la adecuada toma de muestras, como lo indican Roldán (2003) y Tercedor
(1996), primero se debe hacer un recorrido de reconocimiento en todo el terreno a
evaluar. En el recorrido se deben seleccionan los puntos a evaluar de manera que
los futuros muestreos capturen los presuntos problemas o alteraciones del cuerpo
de agua (vertimientos, presencia de material ajeno al nicho ecológico, etc.).
En el caso de la Quebrada La Esmeralda, el reconocimiento se dividió en dos
recorridos. El primero, comenzó pocos kilómetros después de su nacimiento ya
que no fue posible llegar al nacimiento de la quebrada por la geografía de lugar.
Este recorrido finalizó cerca de la mitad de la quebrada. El segundo recorrido, se
inició donde finalizó el primero y se continuó hasta llegar a la desembocadura de
la quebrada en el río Apulo.
Cerca de donde se inició el primer recorrido se encontró una carretera; para
determinar la influencia de esta actividad antrópica (intervención humana) se eligió
este lugar como primer punto de muestreo. A lo largo de la quebrada se
identificaron algunos asentamientos humanos ubicados a menos de 500 metros de
la cuenca. Cerca de la mitad de la quebrada (aguas medio) se identificó una finca
destinada a la ganadería. Por la presencia de esta finca y debido a que algunos de
los asentamientos cercanos extraen agua de la quebrada por medio de tuberías
improvisadas, este lugar se seleccionó como segundo punto de muestreo. Por
24
último, cerca de la desembocadura en el Rio Apulo (aguas abajo) se encontró una
finca con cultivos y se percibió un ligero incremento de la cantidad de material
vegetal caído dentro de la quebrada (pasto, palos y hojas de árboles). Este lugar
se eligió como tercer y último punto de muestreo.
3.2 MEDICIÓN DE PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS
La toma de datos fisicoquímicos in-situ, se hizo de aguas abajo hacia aguas arriba
y antes de proceder con la recolección de macroinvertebrados. Esto, para evitar la
alteración de los parámetros fisicoquímicos por la intervención realizada durante la
recolección.
En la Quebrada La Esmeralda se hicieron cuatro muestreos, con intervalo de una
semana. En cada caso se midieron los parámetros fisicoquímicos en los tres
puntos de muestreo previamente determinados. Por falta de disponibilidad del
pHmetro, solo se pudo usar este equipo en los dos últimos muestreos. En los dos
primeros, el pH se determinó con cintas. En los cuatro muestreos, el oxígeno
disuelto y la conductividad fueron medidos con oxímetro y conductímentro,
respectivamente. La temperatura fue medida usando los equipos antes
mencionados que en todos los casos arrojaron resultados consistentes.
3.3 RECOLECCIÓN DE MACROINVERTEBRADOS
Se usaron dos formas para la recolección los macroinvertebrados: colecta directa
de muestras en micro-habitats y toma de muestras en red o pantalla. En el caso
de la colectad directa, se deben extraer individuos de todos los micro-hábitats
existentes en el lugar de estudio seleccionado (orilla, vegetación presente,
piedras, arena, cambios de caudal o corriente de la quebrada, etc.). El muestreo
se debe realizar hasta que se note que no salen representantes de nuevas
familias de macroinvertebrados, es decir, hasta cuando se vea que los
macroinvertebrados que se están recogiendo tienden a ser repetitivos. En el caso
de la toma de muestras en red o pantalla, se deben realizar al menos tres barridos
25
a intervalo de 3 a 5 minutos. En cada barrido se ubica una malla de poros
menores a 300µm (Rocha, 2004; Acosta et al, 2010) al final de un embudo hecho
con piedras presentes en el medio para ayudar a encauzar el agua hacia la red.
Con la red ubicada a contracorriente, se agita toda la columna de agua cercana al
punto de muestreo, con el fin de poder recolectar todos los macroinvertebrados
que lleguen a estar presentes. Se debe asegurar que el muestreo sea
representativo incluyendo todas las familias de macroinvertebrados que allí
habiten (Roldán, 2003).
Todos los macroinvertebrados recolectados (usando ambas formas descritas)
deben ser introducidos en frascos de vidrio o plástico transparente (debidamente
rotulados) en una concentración de alcohol al 96% (Tercedor, 1996). La
recolección se debe hacer con ayuda de pinzas y pinceles procurando evitar
lesionar a los macroinvertebrados durante la extracción. Los individuos
encontrados deben ser introducidos en frascos independientes si poseen consigo
algún tipo de hábitat (como “casas”), de lo contrario, múltiples individuos pueden
ser almacenados en un mismo frasco.
La recolección de muestras se realizó semanalmente durante un mes siguiendo el
procedimiento descrito anteriormente. En cada recolección se tomaron muestras
representativas de micro-hábitats presentes en los tres puntos de muestreo
seleccionados en las visitas de reconocimiento. Cada muestreo se hizo partiendo
de aguas abajo hacia aguas arriba y en cada punto de muestreo se seleccionaron
tres posiciones distintas: en el centro y en cada una de las orillas. Lo anterior para
poder obtener macroinvertebrados de hojarasca, piedras, superficie y profundidad.
Cuando no se encontraban familias nuevas o representativas tomando piedra por
piedra, se procede a hacer un barrido o recolección en red.
3.4 CLASIFICACIÓN TAXONÓMICA DE MACROINVERTEBRADOS
Las muestras se encontraban inicialmente almacenadas en alcohol al 96% pero
contenían rastros de agua. Antes de comenzar la clasificación taxonómica en el
26
laboratorio, se bajó la concentración de alcohol al 70% debido a que si las
muestras se dejan por un tiempo prolongado en concentraciones altas de alcohol,
este puede causar deshidratación en los animales, afectado su clasificación
(Tercedor, 1996).
Inicialmente se hizo una clasificación general de cada muestra tomada. Es decir,
se agruparon los individuos con características similares a simple vista. Luego,
con ayuda de un estereoscopio y bibliografía especializada se hizo una
clasificación más detallada desde el taxón de phylum hasta el de familia (y en
algunos hasta el de género) usando claves dicotómicas. Estas claves son una
herramienta basada en definiciones de carácter morfológico macro o microscópico
para clasificar plantas, animales, hongos, o cualquier otro ser vivo (Pinilla, 2000).
La clave dicotómica asigna a un individuo uno de dos grupos posibles en función
de si tiene o no determinado carácter. Por ejemplo, para macroinvertebrados el
inicio de la clave dicotómica podría ser: “posee patas articuladas, sí o no?”. Si la
respuesta es afirmativa, el individuo pertenece al phylum Arthropoda. En caso
contrario, se requiere otra pregunta para determinar el phylum del individuo. Con
preguntas sucesivas, la clave dicotómica permite clasificar a los organismos
alcanzando niveles taxonómicos de phylum, clase, orden, familia, género y
especie.
3.5 CÁLCULO E INTERPRETACIÓN DE ÍNDICES Y PARÁMETROS
FISICOQUÍMICOS
Usando la clasificación de los macroinvertebrados hasta el nivel taxonómico de
familia, se calcularon los índices BMWP/Col, ASPT, Margaleff, Simpon Shannon-
Wiener, Jaccard y Sorensen, tal como se describen en la sección 2.4. Los índices
obtenidos, los parámetros fisicoquímicos y la clasificación de macroinvertebrados
se presentan en el siguiente capítulo junto con su interpretación y análisis.
27
4 RESULTADOS Y DISCUSIÓN
4.1 ABUNDANCIA DE LOS TAXAS ENCONTRADOS
Durante el periodo de muestreo, se colectaron 2594 macroinvertebrados,
correspondientes a 39 familias ubicadas en los tres puntos de muestreos
seleccionados para la Quebrada la Esmeralda. En la Tabla 4 se presentan los
macroinvertebrados encontrados durante las cuatro semanas de muestreo para
los puntos de aguas arriba, aguas medio y aguas abajo; los macroinvertebrados
se encuentran clasificados por phylum, clase, orden y familia. Adicionalmente, se
presenta el género para los casos en los que fue posible la identificación hasta
este nivel taxonómico.
Tabla 4 Macroinvertebrados encontrados durante en cada punto de muestreo
Phylum Clase Orden Familia Género Punto*
AA AM AB
Annelida Hirudinea Rhynchobdellida Glossiphoniidae Hirudo 1 6 21
Atropoda
Entognatha Entomobrymorpha Entomobryidae
0 0 1
Malacostraca Decapoda Pseudothelpusidae
0 6 0
Amphipoda Hylellidae Hyalella 0 9 6
Insecta
Coleoptera
Dysticidae
13 4 1
Elmidae Stenelmis 11 21 9
Gyrinidae
10 0 0
Hydrophilidae
0 17 19
Larvaee
7 0 0
Psephenidae
12 4 0
Staphylinidae
0 3 0
Diptera
Chironomidae
0 18 118
Culicidae
0 1 2
Dixidae
0 13 0
Simuliidae Simulium 373 25 3
Stratiomyidae
0 0 5
Tipulidae
0 2 14
Ephemeroptera Baetidae
Baetis 1 49 25
Baetodes 3 15 0
Camelobaetidius 3 40 0
Guajirolus 8 21 1
28
Tabla 4 (Continuación)
Phylum Clase Orden Familia Género Punto*
AA AM AB
Atropoda Insecta
Ephemeroptera
Caenidae Caeriis 0 13 0
Leptohyphidae
Leptohyphes 14 60 0
Tricorythodes 15 12 10
18 11 0
Leptophlebiidae
64 48 15
Haplohyphes 5 0 8
Thraulodes 41 36 5
Hemiptera
Gerridae
0 30 2
Naucoridae
69 15 93
Heleocoris Spinipes
115 39 4
Notonectidae
0 4 0
Veliidae
Huseyella 2 10 12
Macrovelia 11 78 1
Rhagovelia 56 0 29
Stridulivelia 9 24 0
Odonata Aeshnidae Aeshna 0 0 4
Plecopera Perlidae
28 0 0
Trichoptera
Glossomatidae
0 9 13
Hydrobiosidae Atopsycha 12 0 0
Hydropsychidae Leptonema 1 32 25
Smicridea 0 2 0
Leptoceridae
5 5 0
Philopotamidae
20 14 70
Polycentropodidae
13 0 0
Helicopsychidae 62 42 106
Helicopsyche 148 3 0
Hydroptilidae 1 0 0
Ochrotrichia 0 48 0
Mollusca Gastropoda Basommatophora Physidae
0 0 9
Planorbidae
0 1 10
Nematomorpha Gordioidea Gordioidea Chordodidae
0 1 0
Platyhelminthes Tubellaria Tricladida Dungesiidae
0 7 4
Subtotal 1151 798 645
TOTAL 2594
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
29
De las 39 familias halladas, solo nueve (Baetidae, Chironomidae, Helicopsychidae,
Leptohyphidae, Leptophlebiidae, Naucoridae, Philopotamidae, Simuliidae y
Veliidae) presentaron abundancia mayor o igual al 10% en al menos uno de los
puntos muestreados. La Figura 2 muestra la abundancia de individuos por familia.
A partir de esta figura, se evidencia que en los tres puntos de muestreo, más del
cincuenta por ciento de la población pertenece solo a tres o cuatro familias. Sin
embargo, las familias y los porcentajes de abundancia no son los mismos en todos
los puntos muestreados.
Figura 2 Abundancia de individuos por familia en cada punto de muestreo
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
La Figura 3 presenta fotografías de individuos de cada una de las familias más
representativas (de acuerdo a la Figura 2).
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AA AM ABBaetidae Chironomidae Helicopsychidae Leptohyphidae
Leptophlebiidae Naucoridae Philopotamidae Simuliidae
Veliidae Otros
30
Figura 3 Fotos de individuos de las nueve familias más representativas
Baetidae
LeptophlebiIdae
Vellidae
Chironomidae
Naucoridae
Helicopsychidae
31
Simulidae
Leptohyphidae
Philopotamidae
Fuente: Autores
4.2 BMWP Y ASPT
En la Tabla 5 se muestran los valores BMWP/Col obtenidos para cada punto de
muestreo. Al comparar estos valores con los rangos definidos en la Tabla 2
(Clases de Calidad del Agua según el valor del BMWP/Col), se evidencia que la
quebrada se mantuvo durante todo el periodo de muestreo en clase I, que indica
“aguas muy limpias a limpias” (Róldan, 2003). Las familias Dungesiidae,
Entomobryidae y Larvaee (Coleoptera) no fueron usadas para el cálculo de los
índices BMWP/Col y ASPT, debido a que no hay información disponible para
Colombia sobre el puntaje de estas familias (no están incluidas en la Tabla 1).
32
Los valores obtenidos para el índice ASPT se presentan en la Tabla 5. Se puede
ver que para todos los puntos y durante todo el periodo de muestreo, el puntaje
promedio de las familias encontradas está entre 6,26 y 7,95. Estos valores indican
predominio de familias con puntaje BMWP/Col medio-alto, lo que corresponde a
familias de macroinvertebrados que solo se encuentran cuando no hay
fluctuaciones severas respecto a las condiciones naturales del agua.
Tabla 5 BMWP y ASPT discriminado por punto de muestreo
Punto*
AA AM AB
BMWP/Col 151 199 144
ASPT 7,95 6,86 6,26
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Según el BMWP la calidad del agua es muy buena para los tres puntos
muestreados. Sin embargo, el ASPT muestra que el puntaje BMWP/Col promedio
para las familias del punto de aguas arriba es cercano a 8 mientras que el puntaje
promedio en los dos puntos restantes está alrededor de 6,5. Esto indica levemente
mejor calidad para el punto de aguas arriba que para los dos puntos restantes.
4.3 DIVERSIDAD ALFA: ÍNDICES DE RIQUEZA EN ESPECIE
La siguiente tabla muestra los valores calculados por punto para la diversidad de
Margaleff, dominancia de Simpson y equidad de Shannon–Wiener.
Tabla 6 Resultados de los índices de diversidad Alfa.
Punto*
Índice AA AM AB
Diversidad de Margaleff 2,97 4,48 4,16
Dominancia de Simpson 0,85 0,95 0,89
Equidad de Shannon–Wiener 2,50 3,23 2,65
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
33
Margaleff 4.3.1
En la Figura 4, se puede ver que ninguno de los tres puntos tiene un índice de
Margaleff mayor a 5, valor que se asocia con alta biodiversidad. Este índice
tampoco es menor a 2 (límite relacionado con una baja biodiversidad) en ninguno
de los tres puntos de muestreo (Acevedo et al, 2001; Andreu et al, 2002). El punto
de aguas medio es el de mayor biodiversidad, seguido por el de aguas abajo. Para
el punto de aguas arriba, este índice indica que el ecosistema está más cercano a
ser de baja que de alta biodiversidad.
Figura 4 Comparación de los índices de Diversidad de Margaleff
Fuente: Autores
Los bajos valores del índice de Margaleff, en especial en el punto de aguas arriba,
no significan que el agua sea de mala calidad en la Quebrada La Esmeralda. De
hecho, las familias más predominantes, mostradas en la Figura 2, son
características de aguas limpias. Lo anterior se debe a que el índice de Margaleff
no es un indicador absoluto de la biodiversidad existente. Este índice solo se basa
en la cantidad de familias y de individuos presentes dentro de estas. Tendrá un
valor más alto entre mayor sea la cantidad de familias y menor el número de
individuos presentes en cada una.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
5
Aguas Arriba Aguas Medio Aguas Abajo
34
Simpson y Shannon-Wiener 4.3.2
La siguiente figura muestra el índice de Simpson para cada punto de muestreo. De
acuerdo a esta gráfica, en el punto de aguas medio hay una distribución más
equitativa que en aguas arriba y aguas abajo. Esto sugiere que existen más
especies dominantes en aguas arriba y aguas abajo que en aguas medio.
Figura 5 Índice de dominancia de Simpson por punto de muestreo
Fuente: Autores
Se presenta en la Figura 6 el índice de biodiversidad de Shannon-Wiener para
cada punto de muestreo. Este, al igual que el índice de Simpson, califica la forma
como están distribuidos los individuos en las diferentes familias. Sin embargo, el
índice de Shannon-Wiener está relacionado en la literatura con el nivel de
contaminación del agua tal como se presentó en la Tabla 3 (Clasificación de las
aguas contaminadas según el índice de Shannon-Wiener). Según lo anterior, el
punto de aguas medio presenta una buena calidad biológica. Por su parte los
puntos de aguas abajo y aguas arriba poseen puntajes muy cercanos entre sí y
correspondientes a una contaminación ligera o moderada.
0,8
0,82
0,84
0,86
0,88
0,9
0,92
0,94
0,96
0,98
Aguas Arriba Aguas Medio Aguas Abajo
35
Figura 6 Índice de diversidad de Shannon – Wiener por punto de muestreo
Fuente Autores
Los valores del índice de Shannon-Wiener obtenidos para aguas arriba y aguas
abajo (indicando contaminación ligera o moderada) contrastan con las
características de las familias de macroinvertebrados más representativas en
estos puntos de muestreo (Figura 2). En aguas arriba, el 67% de los individuos
pertenecen a tres familias con puntajes BMWP/Col asociados a especies poco
tolerantes a la contaminación: Helicopsychidae, con un 18% de los individuos y un
puntaje de 8; Naucoridae, con 16% de los individuos y puntaje BMWP/Col de 7; y
Simuliidae, con puntaje 8 y 32% de los individuos de este punto de muestreo. En
aguas abajo, el 61% de los individuos pertenece a cuatro familias, de las cuales
solo la familia Chironomidae (con 18% de los individuos de este punto) tiene un
puntaje de BMWP/Col de 2 usualmente asociado a aguas con abúndate materia
orgánica en descomposición. Sin embargo, esto no quiere decir que el punto de
aguas abajo contenga un agua de muy mala calidad como lo hace ver la familia
mencionada anteriormente. Las otras tres familias más representativas de este
punto son poco tolerantes a alteraciones antrópicas según el BMWP/Col al cual
pertenecen. Con un 16% de los individuos y un BMWP/COL de 8 se encuentran
los Helicopsychidae, los Naucoridae están presentes en un 15% con un puntaje de
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
Aguas Arriba Aguas Medio Aguas Abajo
36
7 y por último con un 11% y un puntaje de BMWP/Col de 9 están los
Philopotamidae.
A diferencia de lo anteriormente dicho para los puntos de aguas arriba y abajo,
existe una correlación positiva entre las familias más representativas del punto
aguas medio y los índices de Simpson y Shannon-Wiener para este punto (Figura
2, Figura 5 y Figura 6, respectivamente). El 51% de los individuos en este punto
pertenecen a cuatro familias relacionadas con una tolerancia media-baja a niveles
de contaminación en el medio (según el BMWP/Col): Baetidae con un 16% de los
individuos y un BMWP/Col de 7; Leptohyphidae con un 10% y puntaje de 7 en
BMWP/Col; Leptophlebiidae con un 11% de los individuos y un BMWPC/Col de 9;
y Veliidae con un puntaje de 8 y representado un 14% de los individuos de este
punto.
4.4 JACCARD Y SORENSEN
Los índices de Jaccard y Sorensen permiten hacer una comparación entre dos
puntos para evaluar que tan similares o disímiles son sus comunidades. En la
Tabla 7 se presentan los valores de estos dos índices comparando los puntos:
aguas arriba vs. aguas medio, aguas arriba vs. aguas abajo y aguas medio vs.
aguas abajo.
Tabla 7 Índices de diversidad Beta (Jaccard y Sorensen) por punto de muestreo
Puntos comparados*
Índice AA - AM AA - AB AM - AB
Jaccard (Sj) 0.43 0.39 0.59
Sorensen (Ss) 0.60 0.56 0.74
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Para los índices de Sorensen y Jaccard, la cantidad de individuos encontrados por
familia no tiene mayor relevancia, lo que importa es la cantidad de familias que
37
hay en común entre los puntos comparados. Como ambos índices son muy
parecidos, para elegir cuál de los dos índices usar en el análisis, se contabilizó la
cantidad de familias encontradas. Como se ve en la Figura 7, el número de
familias acumuladas por punto evaluado aumenta sin estabilizarse durante las
cuatro semanas de muestreo. De lo anterior se concluye que los muestreos
realizados no fueron suficiente para estabilizar el número de familias encontradas.
Por ende se eligió el índice de Sorensen y no el de Jaccard, ya que el primero se
utiliza cuando la confiabilidad en las muestras es baja (cuando no hay suficiente
certeza de que los muestreos contengan todas las especies de la comunidad),
mientras que el segundo es preferible cuando las muestras evaluadas tienen una
alta confiablidad (cuando hay suficientes muestreos).
Figura 7 Número familias acumuladas durante las cuatro semanas de muestreo
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Como se puede ver en la Figura 8, el índice de Sorensen que compara aguas
medio y aguas abajo indica que las comunidades de macroinvertebrados allí
presentes son las de mayor similitud. Los resultados obtenidos con este índice son
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
I II III IV
Nº
Fam
ilia
s
Semana
AA
AM
AB
38
coherente porque muestran mayor similitud entre los puntos cercanos entre sí (AA
– AM y AM – AB) y mayor disimilitud entre los puntos más distantes (AA – AB).
Cuando los puntos son cercanos, es más posible que las corrientes de la
quebrada arrastren parte de los macroinvertebrados de un punto al otro haciendo
que haya más familias comunes presentes en ambos puntos. Es más difícil que
este fenómeno suceda entre puntos distantes.
Figura 8 Índice Sorensen (Ss) para la quebrada La Esmeralda
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
4.5 VARIABLES FISICOQUÍMICAS
La
Tabla 8 muestra los parámetros fisicoquímicos tomados en campo (oxígeno
disuelto, temperatura, pH y conductividad), discriminados por semana y punto
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
AA - AM AA - AB AM - AB
Val
ore
s p
ara
Ss
Puntos Comparados
39
muestreado. En la Tabla 9 se presenta para cada parámetro el valor promedio de
cuatro semanas de muestreo, discriminado por punto muestreado.
Tabla 8 Parámetros fisicoquímicos por punto de muestreo y semana
Semana I Semana II Semana III Semana IV
Variables AA AM AB AA AM AB AA AM AB AA AM AB
Oxígeno disuelto (mg/L) 7,1 6,9 5,8 7,5 7,1 5,5 6,9 5,7 2,7 6,1 5,8 5,2
Temperatura (ºC) 16,2 15,0 15,0 15,8 15,7 15,8 16,5 15,9 16,5 16,0 16,1 16,2
pH 6,7 7,0 7,3 6,5 6,8 6,8 7,8 7,7 7,2 7,6 7,9 7,3
Conductividad (S/cm) 126,1 125,2 97,2 140,5 140,9 81,7 134,4 124,5 102,1 128,0 123,9 102,7
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Tabla 9 Valor promedio de los parámetros fisicoquímicos tomados in-situ
Promedio de las variables Fisicoquímicas
AA AM AB
Oxígeno disuelto (mg/L) 6,9 6,4 4,8
Temperatura (ºC) 16,1 15,7 15,9
pH 7,2 7,3 7,2
Conductividad (S/cm) 132,3 128,6 95,9
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Oxígeno disuelto 4.5.1
El artículo 45 del decreto 1594, estipula que para la buena preservación de
ecosistemas de flora y fauna, el oxígeno disuelto debe ser de por lo menos 5 mg/L
para aguas dulces frías (Artículo 45, decreto 1594 de 1984, 1984). Como lo
muestra la siguiente figura, el oxígeno disuelto para los puntos de muestreo de
aguas arriba y aguas medio es superior al límite estipulado en el mencionado
decreto, sin embargo, está ligeramente por debajo para el punto aguas abajo. En
términos generales hay más concentración de oxígeno disuelto en el punto de
40
aguas arriba y a medida que se desciende por la quebrada la concentración de
oxigeno va disminuyendo.
Figura 9 Valor promedio oxígeno disuelto en las cuatro semanas de muestreo
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Temperatura 4.5.2
La tabla
Tabla 8 muestra que la temperatura no tuvo mayores fluctuaciones en ninguno de
los puntos durante el periodo muestreado. La máxima fluctuación de temperatura
fue de 1,5ºC que se presentó en el punto de aguas medio entre la semana 1 y la
semana 3. La
0
1
2
3
4
5
6
7
8
AA AM AB
Ox
Dis
uel
to [
mg/
L]
41
Figura 10 muestra el valor promedio de la temperatura para cada punto durante
las cuatro semanas. En esta figura se puede observar que no hay diferencias
considerables de temperatura entre los tres puntos. Esto puede deberse a que la
Quebrada La Esmeralda no tiene una gran longitud y por lo tanto la distancia entre
los puntos de muestreo es corta; por ello, las variaciones de altura no son
significativas y no hay cambios en el tipo de ecosistema.
Figura 10 Temperatura promedio durante las cuatro semanas de muestreo
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
0
2
4
6
8
10
12
14
16
AA AM AB
Tem
per
atu
ra (
ºC)
42
pH 4.5.3
Este parámetro siempre se mantuvo por encima de 6 y por debajo de 8 para todos
los puntos de muestreo. La
Figura 11, muestra que el valor promedio de pH en los tres puntos es similar y se
encuentra muy cercano a ser neutro con una ligera tendencia de ser básico.
En la
Tabla 8, se puede ver que el mayor cambio de pH fue de 1,3 para el punto de
aguas arriba durante las semanas II y III. No hay certeza sobre si las variaciones
encontradas son reales o fueron causadas por hacer la medición de pH durante
las dos primeras semanas con cintas indicadoras y las dos últimas usando un
pHmetro. No obstante, todos los valores de pH medidos se encuentran entre 5,5 y
9 que son los límites admisibles para la preservación de ecosistemas de flora y
fauna para aguas dulces frías, según el artículo 45 (Artículo 45, decreto 1594 de
1984, 1984).
Figura 11 Valor promedio de pH para las cuatro semanas de muestreo
43
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
Conductividad 4.5.4
En la
Tabla 8, se puede ver que el mayor cambio de conductividad fue de 14,8 µS/cm
para el punto de aguas arriba durante las semanas I y II. El amplio rango de
conductividad en el que hay condiciones óptimas para la existencia de
macroinvertebrados (50 a 1500 µS/cm) según lo estipula Roldán (2012), hace que
las fluctuaciones que tuvo este parámetro sean insignificantes y que todos los
valores de conductividad medidos estén dentro del rango mencionado.
El valor promedio de conductividad por punto muestreado durante las cuatro
semanas se muestra en la Figura 12. Se observa a partir de la figura que el valor
promedio de conductividad es mayor en el punto de aguas arriba, un poco menor
para el punto de aguas medio y significativamente menor para el punto de aguas
0
1
2
3
4
5
6
7
8
AA AM AB
pH
44
abajo. Esta diferencias pueden deberse a una composición distinta en los sólidos
disueltos presentes en el agua, que a su vez están asociados a diferencias en la
composición del material presente en los diferentes puntos de la quebrada (piedra
y tipo de suelo).
Figura 12 Conductividad promedio para las cuatro semanas de muestreo
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
4.6 DISCUSIÓN FINAL SOBRE EL ESTADO DEL AGUA EN LA QUEBRADA
LA ESMERALDA
Se esperaba que todos los índices y parámetros fisicoquímicos tuvieran el mismo
comportamiento para cada punto. Además, se esperaba que estos coincidieran en
indicar que la calidad del agua era mayor en el punto de aguas arriba y
progresivamente menor al descender por la quebrada. No obstante, los resultados
obtenidos para todos los índices y parámetros no tuvieron el comportamiento
esperado.
El BMWP caracteriza los tres puntos de muestreo como “agua limpia”. Por su
parte, los índices Alfa (Margaleff, Simpson y Shannon-Wiener) indican que el
00
20
40
60
80
100
120
140
AA AM AB
Co
nd
uct
ivid
ad (
uS/
cm)
45
punto de aguas medio tiene la mayor biodiversidad de los tres puntos de muestreo
y como consecuencia es el punto con mejor calidad del agua. De los cuatro
parámetros fisicoquímicos medidos, la temperatura y el pH presentaron valores
muy similares en los tres puntos de muestreo, por lo que no es posible hacer una
comparación del estado del agua a partir de estos dos parámetros. No obstante, el
oxígeno disuelto y la conductividad tuvieron valores significativamente diferentes
en cada punto de muestreo. El oxígeno disuelto fue mejor (mayor) para aguas
arriba que para aguas medio y aguas abajo.
Aparte de los índices calculados y los parámetros medidos, existen otras
características de la quebrada y su entorno que no se cuantificaron pero que
pueden servir para evaluar la calidad del cuerpo de agua. Dos de estas
características son la tensión superficial y la alteración del paisaje en los
alrededores de la quebrada. De estas características se habla en los dos párrafos
siguientes.
A pesar de que la tensión superficial no se midió directamente, se pudo establecer
que no era igual en todos los puntos de muestreo a partir de la presencia de
macroinvertebrados que viven en el neuston, conocidos como “nadadores” o
“patinadores”. Durante la colecta de macroinvertebrados en campo, se observó
una presencia abundante de “nadadores” en el punto de aguas medio, una
cantidad menor en aguas arriba y una cantidad mucho menor en aguas abajo. La
Figura 2 confirma que hay una gran presencia de Vellidaes (una de las familias de
“nadadores”) para el punto de aguas medio. A pesar de que esta familia no fue tan
abundante para el punto de aguas arriba, fue el segundo punto donde más se
evidenció la presencia de estos macroinvertebrados según lo muestra la Tabla 4.
Como los Vellidae solo se encuentran cuando existe una adecuada tensión
superficial en el agua, se concluye que el punto de aguas medio tiene mayor
tensión superficial que los otros dos puntos de muestreo. La disminución en la
tensión superficial puede deberse a: cambios significativos en la temperatura,
presencia de tensoactivos (como detergentes) en el agua, tipo de vertimientos que
46
tenga el cuerpo de agua, entre otros. En el punto de aguas abajo se encuentra
ubicada una finca que tiene un cultivo de truchas, donde el agua que ya han
recirculado varias veces es vertida a la quebrada. Se presume que este tipo de
vertimiento es el causante de la disminución en la tensión superficial del agua en
este punto.
En cuanto a la alteración del paisaje, se observó que el punto de aguas medio
está ubicado en una zona donde no hay intervención antrópica notoria. Esto
concuerda con los valores obtenidos en los índices alfa y BMWP/Col para este
punto. Por su parte, en aguas abajo se observaron tres factores que pueden estar
alterando la quebrada en ese punto. Primero, que hay tuberías que extraen agua
para fincas cercanas. Segundo, que esporádicamente ganado, mascotas y
personas atraviesan la quebrada. Tercero, que como ya se mencionó hay un
vertimiento de aguas provenientes de un cultivo de truchas. Estas observaciones
coinciden con el bajo oxígeno disuelto, el bajo puntaje ASPT y la abundancia de
individuos de la familia Chironomidae de este punto. Por último, se encontró que
cerca del punto de aguas arriba pasa una carretera y existen terrenos destinados
a la ganadería. Lo anterior es contrario al valor de oxígeno disuelto y de los
índices BMWP/Col y ASPT que indican que el ecosistema se mantiene en buenas
condiciones.
A partir de los valores de los índices BMWP y ASPT obtenidos, se puede decir que
la quebrada en general presenta buenas condiciones para la conservación del
ecosistema. Sin embargo, se encontraron pocas familias de macroinvertebrados
con puntaje BMWP/Col entre 9 y 10, lo que hace pensar que el agua presente no
es completamente limpia. Esto concuerda con las observaciones cualitativas
descritas en los párrafos anteriores.
47
5 CONCLUSIONES
No siempre que hay asentamientos cerca de una quebrada hay grandes
impactos ambientales, aunque es inevitable causar ciertas alteraciones que
con el tiempo se van evidenciando en el lugar. A pesar de que la Quebrada
la Esmeralda está siendo afectada antrópicamente, el impacto ambiental
causado no ha sido muy severo.
No hubo suficiente consistencia en los resultados obtenidos entre los
índices BMWP, ASPT, Alfa, Beta y los parámetros fisicoquímicos como para
comparar la calidad del agua entre los tres puntos de muestreo. Sin
embargo, a grandes rasgos todos los índices y parámetros indican que las
características de la quebrada son propias de aguas naturales cuyo medio
no ha sufrido grandes alteraciones.
Los resultados obtenidos mediante el BMWP, el ASPT y el oxígeno disuelto
fueron consistentes. Los tres coincidieron en que el agua a lo largo de toda
la Quebrada La Esmeralda es limpia, aunque con diferencias leves en su
calidad para cada punto de muestreo. El ASPT y el oxígeno disuelto
además coincidieron, en que a medida que se desciende por la quebrada,
se encuentran individuos con mayor resistencia a cambios en el medio.
La evaluación de la calidad del agua a partir del índice BMWP, debe tener
en cuenta el valor del índice ASPT asociado para una mejor interpretación.
Además de estos índices bióticos, resulta útil complementar la información
obtenida con índices de diversidad que tengan en cuenta la cantidad de
macroinvertebrados encontrados y su distribución en las familias presentes.
De este modo se puede lograr un diagnóstico más completo sobre la
calidad de un cuerpo de agua.
48
Varios parámetros fisicoquímicos tienen un rango muy amplio dentro del
cual se puede considerar que el agua es de buena calidad. Por ello, son las
variaciones respecto al valor “normal” lo que puede dar información sobre
alteraciones en el agua. Esto lleva a realizar mediciones periódicas de los
parámetros fisicoquímicos para detectar dichas alteraciones. Sin embargo,
mediante el uso de macroinvertebrados es posible tener una buena
aproximación de la calidad del agua aun con pocos muestreos.
Las alteraciones en el paisaje que no fueron cuantificables, ayudaron a
hacer una evaluación cualitativa para definir cuál de los tres puntos
evaluados presentaba mayor intervención antrópica. Esto complementó la
información cuantitativa suministrada a partir de los índices y parámetro
fisicoquímicos.
49
6 RECOMENDACIONES
Algunas variables físicas que impactan las condiciones de los hábitats de
los macroinvertebrados no fueron tenidas en cuenta en este proyecto y
podrían aportar información valiosa. Entre ellas se recomienda analizar:
caudal, altura del lugar y variaciones hidrológicas a través del tiempo.
Como no hubo suficiente consistencia en los resultados obtenidos con los
índices de diversidad Alfa y Beta, se recomienda extender por dos o tres
semanas más los muestreos para lograr una muestra de
macroinvertebrados más representativa. Como lo muestra la Figura 7, para
este estudio aun en el último muestreo en la semana IV seguían
apareciendo nuevas familias.
Es importante seleccionar índices que midan distintas características que
ayuden a dar una evaluación completa sobre el estado de un cuerpo de
agua. Se debe procurar no elegir más de un índice que evalúe el mismo
aspecto biológico, tal como sucede con los índices de Simpson y Shannon-
Wiener que miden dominancia, o con los de Sorensen y Jaccard, los cuales
determinan el grado de similitud entre puntos.
50
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54
ANEXO A. FAMILIAS NO INCLUIDAS EN BMWP/COL Y ASPT
Figura 13 Fotos familias no tenidas en cuenta en cálculo de BMWP/Col y ASPT
Entomobryidae
Entomobryidae
Dungesiidae
Dungesiidae
Larvaee (Coleoptera)
Larvaee (Coleoptera)
Fuente: Autores
55
ANEXO B. CLASIFICACIÓN MACROINVERTEBRADOS ENCONTRADOS
Tabla 10 Clasificación macroinvertebrados por semana de muestreo
Phylum Clase Orden Familia Género
Semana / Punto de Muestreo*
I II III IV
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
Annelida Hirudinea Rhynchobdellida Glossiphoniidae Hirudo 1 3 7 3 3 7 4
Atropoda
Entognatha Entomobrymorpha Entomobryidae 1
Malacostraca Decapoda Pseudothelpusidae 2 1 3
Amphipoda Hylellidae Hyalella 4 4 2 1 4
Insecta
Coleoptera
Dysticidae 3 1 1 1 6 1 3 2
Elmidae Stenelmis 5 7 1 2 7 1 5 1 4 2 6
Gyrinidae 1 4 2 3
Hydrophilidae 4 4 2 11 2 4 9
Larvaee 3 1 3
Psephenidae 3 1 3 1 5 1 1 1
Staphylinidae 1 1 1
Diptera
Chironomidae 3 14 6 25 2 17 7 62
Culicidae 1 1 1
Dixidae 3 5 3 2
Simuliidae Simulium 1 9 3 34 10 3 3 335 3
Stratiomyidae 1 3 1
Tipulidae 1 1 8 3 1 2
56
Tabla 10 (Continuación)
Phylum Clase Orden Familia Género
Semana / Punto de Muestreo*
I II III IV
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
Atropoda Insecta
Ephemeroptera Baetidae
Baetis 28 8 1 13 8 7 8 1 1
Baetodes 11 2 1 1 3
Camelobaetidius 3 4 11 16 9
Guajirolus 7 3 12 1 2 4 1
Ephemeroptera
Caenidae Caeriis 10 2 1
Leptohyphidae
Leptohyphes 9 20 2 20 3 20
Tricorythodes 4 4 3 5 4 6 4 7
7 1 1 11 8 1
Leptophlebiidae
18 3 11 18 2 1 35 27 12
Haplohyphes 2 1 2 8
Thraulodes 20 1 7 1 8 5 6 30 4
Hemiptera
Gerridae 8 1 9 3 1 10
Naucoridae
3 3 45 1 7 10 5 38 65
Heleocoris Spinipes
6 3 2 104 39 4
Notonectidae 2 1 1
Veliidae
Huseyella 8 7 2 5 2
Macrovelia 31 4 31 7 12 4 1
Rhagovelia 1 14 3 4 12 51
Stridulivelia 12 9 12
Odonata Aeshnidae Aeshna 2 1 1
Plecopera Perlidae 7 9 5 7
57
Tabla 10 (Continuación)
Phylum Clase Orden Familia Género
Semana / Punto de Muestreo*
I II III IV
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
AA
AM
AB
Atropoda Insecta Trichoptera
Glossomatidae 3 1 3 9 3 3
Hydrobiosidae Atopsycha 2 1 2 7
Hydropsychidae Leptonema 9 1 12 8 3 3 22
Smicridea 2
Leptoceridae 5 1 1 1 2
Philopotamidae 9 3 21 3 21 3 3 21 8 5 7
Polycentropodidae 6 1 6
Helicopsychidae 30 12 13 5 18 15 1 1 10 105
Helicopsyche 69 23 2 56 1
Hydroptilidae 1
Ochrotrichia 12 14 7 15
Mollusca Gastropoda Basommatophora Physidae 1 5 2 1
Planorbidae 5 1 3 1 1
Nematomorpha Gordioidea Gordioidea Chordodidae 1
Platyhelminthes Tubellaria Tricladida Dungesiidae 2 3 5 1
* AA: Aguas Arriba; AM: Aguas Medio; AB: Aguas Abajo
Fuente: Autores
58
ANEXO C. FOTOS DE LA QUEBRADA LA ESMERALDA
Figura 14 Fotos Quebrada La Esmeralda discriminadas por punto de muestreo
Aguas Arriba (AA)
Aguas Medio (AM)
59
Figura 14 (Continuación)
Aguas Abajo (AB)
