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Revista Ciencia Nor@ndina Vol.2 Núm.1, enero-junio 2019 14
Calidad de agua y diversidad de macroinvertebrados acuáticos del río Huancabamba en el
tramo presa El Limón, Lambayeque – Perú
Water quality and diversity of aquatic macroinvertebrates of the Huancabamba river in the “El
Limón” dam, Lambayeque – Perú
Jorge Balmaceda Lozada1
Resumen Utilizar los macroinvertebrados bentónicos como indicadores de la calidad de aguas de los
ecosistemas acuáticos continentales, ha adquirido mucha importancia en los últimos años, y en
muchos países la indicación biológica es el centro de todo monitoreo y evaluación de la calidad
del agua; en el Perú se viene implementando de manera somera en las instituciones responsables
del manejo de los cuerpos de agua como la ANA. Los muestreos se realizaron 23 y 24 de mayo,
18 y 19 de junio y 11 y 12 de julio del 2016, se seleccionó 05 estaciones y en cada una de ellas
se tomaron muestras de macrozoobentos, utilizando red “D net” con malla de 300 µm. Se
determinó la comunidad de macroinvertebrados bentónicos, la calidad del agua utilizando el
Índice Biótico Andino y la diversidad del río Huancabamba. La entomofauna colectada reportó 8
órdenes y 20 familias; en términos generales, las estaciones presentan valores de biodiversidad
biológica que van desde 1.905 a 2.332. Los valores más altos de similitud entre estaciones se
producen, como era de esperarse, entre los puntos del mismo río; sin embargo, entre estaciones
de distintos cuerpos de agua la similitud solo alcanzó un máximo de 41% entre el río
Huancabamba y la quebrada lajas. Se concluye que los valores del Índice Biótico Andino
clasifican a las aguas del río Huancabamba como de buena calidad y de las quebradas Pay pay y
Lajas como de regular calidad. La calidad del agua presente en las cuencas evaluadas se puede
considerar aún con poca perturbación, pero con una creciente amenaza especialmente donde
existe actividad agrícola y funcionamiento de la presa El Limón.
Palabras clave: Macroinvertebrados, bioindicadores, calidad, represa.
Abstract
Using benthic macroinvertebrates as indicators of water quality in continental aquatic ecosystems
has become very important in recent years, and in many countries the biological indication is the
center of all monitoring and evaluation of water quality, in Peru is being implemented in a
shallow way in the institutions responsible for the management of water bodies such as ANA.
The samplings were made on May 23 and 24, June 18 and 19 and July 11 and 12, 2016, 05
stations were selected and in each of them macrozobenthos samples were taken, using "D net"
network with 300 mesh μm. The community of benthic macroinvertebrates, the quality of the
water using the Andean Biotic Index and the diversity of the Huancabamba River were
determined. The collected entomofauna reported 8 orders and 20 families; In general terms, the
stations present biological biodiversity values ranging from 1,905 to 2,332. The highest values
of similarity between stations occur, as expected, between the points of the same river; However,
between stations of different bodies of water the similarity only reached a maximum of 41%
1 Universidad Nacional Autónoma de Chota E-mail: [email protected]
Revista Ciencia Nor@ndina 2(1): 14–27 (2019) ISSN: 2663 – 6320
https://doi.org/10.37518/2663-6360X2020v2n1p14
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between the Huancabamba River and the Lajas Creek. It is concluded that the values of the
Andean Biotic Index classify the waters of the Huancabamba River as of good quality and of the
Pay Pay and Lajas streams as of regular quality. The water quality present in the evaluated basins
can be considered still with little disturbance, but with a growing threat especially where there is
agricultural activity and functioning of the El Limón dam.
Key words: Macroinvertebrates, bioindicators, quality, dam
Introducción
El uso de los macroinvertebrados acuáticos
(especialmente los insectos) como
indicadores de la calidad de agua de ríos,
lagos o humedales, está generalizándose en
todo el mundo (Bonada et al. 2006). Los
beneficios del uso de herramientas
integradoras y no solo las características
fisicoquímicas del agua para la medida de su
calidad han sido explicitadas también en
muchos libros y manuales (Chapman, 1996;
Boon & Howell, 1997) y forman parte de la
legislación de muchos estados.
Particularmente interesante es el proceso
abierto en la Unión Europea donde la
indicación biológica es el núcleo de todo el
sistema de monitoreo y evaluación de la
calidad del agua de sus 27 países, dando paso
a un nuevo concepto, el “Estado Ecológico”,
lo que significó una revolución en la forma
como los gobiernos europeos deben
contemplar los indicadores biológicos de
calidad del agua (Directiva Marco del Agua,
2000).
Los conflictos entre la explotación y la
preservación de los ecosistemas son
frecuentes en América del Sur (Parra, 1992)
y en algunos casos su efecto sobre los
ecosistemas acuáticos es incluso más
dramático (Pringle et al., 2000). Existe
abundante literatura sobre los impactos
producidos por sólidos en suspensión
(Fossati et al., 2001) o la actividad minera
(Pringle et al., 2000).
Los efectos de la contaminación generaron
estudios de impacto ambiental en los países
sudamericanos , pero muchos de ellos nunca
son publicados, por lo que existe una
extensa, pero restringida en su difusión,
literatura gris que no se refleja en
publicaciones científicas y raramente, estos
estudios dieron origen a protocolos
estandarizados, hecho que fue indicado en
Prat et al. (1999) y posteriormente puesto de
manifiesto en una revisión sobre el uso de
los macro- invertebrados como indicadores
de calidad en los ríos altoandinos (Ríos-
Touma et al., 2014).
Por tal motivo se pretende determinar la
calidad de agua y diversidad de macro-
invertebrados bentónicos del río
Huancabamba en el tramo Embalse Presa
El Limón y Puerto Chiple (Lambayeque –
Perú) para generar una línea de base con
respecto a este componente faunístico en el
área de estudio.
Materiales y métodos
Los muestreos se realizaron el 23 y 24 de
mayo, 18 y 19 de junio, y 11 y 12 de julio del
2016. Para el muestreo se seleccionó 05
estaciones según representatividad del área
en términos de altitud, distancia e
influencia de actividad antrópica y por la
trama de caminos rurales que facilitarán el
acceso a los puntos de muestreo y geo
referenciadas en UTM con un GPS (Tabla
1).
En cada estación se tomaron muestras de
macrozoobentos (método multihábitat:
rocas, remansos, caídas de agua,
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acumulación de hojarasca y otros
materiales alóctonos), utilizando red “D
net” y malla de 300 µm; para lo cual se
dividió los diferentes microhabitats
identifica- dos en tres partes lo más
adyacente posible y en cada una de estas
partes se muestreó intensivamente durante
un período de 5 minutos (por sub-muestra)
para un total de 15 minutos para las tres
submuestras, las cuales se mantuvieron por
separado (Sermeño et al., 2010).
Tabla 1. Localización de las estaciones de muestreo, elevación y coordenadas UTM.
Así mismo se construyó una matriz de datos
integrados de los tres muestreos. Se calculó
el Índice Biótico Andino, para lo cual cada
familia tiene un valor (10 = sensible; 1 =
tolerante) para el cálculo del índice se
sumaron las puntuaciones parciales que se
obtuvieron de la presencia de cada familia y
de esta forma se obtuvo la puntuación global
del punto de muestreo. Si en el tramo
aparecieron más de un individuo de una
familia estas se puntuaron una vez; y con los
valores obtenidos, se estableció la clase de
calidad del agua basándose en las cuatro
establecidas por este índice (Figura 1, Tabla
2) (Ríos-Touma et al., 2014).
Figura 1. Fórmula para calcular en Índice
Biótico Andino (Acosta, 2009).
Todos los especímenes capturados fueron
identificados en el campo en forma
preliminar hasta el nivel de familia basada
en la experiencia de los investigadores y se
registró en la hoja de campo; luego las
muestras extraídas fueron introducidas
utilizando pinzas entomológicas flexibles
para no dañarlos en viaels etiquetados con
datos como estación, fecha, hora, nombre
del colector (Sermeño et al., 2010); los
recipientes contenían alcohol de 96%,
además se añadió 3 o 4 gotas de glicerina
para mantener blandas y flexibles las
estructuras de los organismos. La
determinación en el laboratorio se realizó
utilizando microscopio y
estereomicroscopio para registrar las
características morfológicas de los
individuos, con la ayuda de las claves de
Ward & Whipple, (1945); Delong & Borror,
(1963); Needham, (1978); Domínguez et al.,
(1994). La diversidad se determinó
utilizando el Indicé de Shannon-Wiener e
Índice de equidad (Figura 2 y 3) (Hair, 1987;
Kent & Coker, 1992 y Ramírez, 1999).
Estaciones de
muestreo Ubicación referencial
Elevación
msnm
Coordenadas UTM Este Norte
0 Presa Limón 1204 9347132 0684801 1 Río Huancabamba (E1) 682 9331664 0731754 2 Río Huancabamba (E2) 1073 9346036 0685390 3 Río Huancabamba (E3) 1117 9350570 0682481 4 Quebrada Paypay 954 9346138 0662885 5 Quebrada Lajas 893 9345366 0662722
𝐼𝐵𝐴 = ∑ 𝑎𝑖
Donde:
ai = es el valor indicador de la tolerancia asignada a
cada especie, según la tabla 1
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Tabla 2. Valores de tolerancia de las familias para el Índice Biótico Andino (IBA). (Adaptado de
Ríos- Touma et al., 2014).
Orden Familia IBA Orden Familia IBA
Turbellaria 5 Trichoptera Helicopsychidae 10
Hirudinea 3 Calamoceratidae 10
Oligochaeta 1 Odontoceridae 10
Gasteropoda Ancylidae 6 Leptoceriadea 8
Physidae 3 Polycentropodidae 8
Hydrobiidae 3 Hydroptilidae 6
Limnaeidae 3 Xiphocentronidae 8
Planorbidae 3 Hydrobiosidae 8
Bivalvai Sphaeriidae 3 Glossosomatidae 7
Amphipoda Hyalelidae 6 Hydropsychidae 5
Ostracoda 3 Anomalopsychidae 10
Hydracarina 4 Philopotamidae 8
Ephemeroptera Baetidae 4 Limnephilidae 7
Leptophlebiidae 10 Lepidoptera Pyralidae 4
Leptohyphidae 7 Coleoptera Ptilodactylidae 5
Oligoneuridae 10 Lampyridae 5
Odonata Aeshnidae 6 Psephenidae 5
Gomphidae 8 Scirtidae 5
Libellulidae 6 Staphylinidae 3
Coenagrionidae 6 Elmidae 5
Calopterygidae 8 Dryopidae 5
Polythoridae 10 Gyrinidae 3
Plecoptera Perlidae 10 Dytiscidae 3
Gripopterygidae 10 Hydrophilidae 3
Heteroptera Vellidae 5 Hydraenidae 5
Gerridae 5 Diptera Blepharoceridae 10
Corixidae 5 Simuliidae 5
Notonectidae 5 Tabanidae 4
Belostomatidae 4 Tipulidae 5
Naucoridae 5 Limoniidae 4
Ceratopogonidae 4
Estación: Dixidae 4
Fecha: Psychodidae 3
Operador Dolichopodidae 4
Stratiomyidae 4
Escala de calidad Empididae 4
Chironomidae 2
Muy bueno >74 Culicidae 2
Bueno 45 A 74 Muscidae 2
Moderado 27 A 44 Ephydridae 2
MALO 11 A 26 Athericidae 10
PÉSIMO < 11 Syrphidae 1
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Figura 2. Fórmula para calcular el índice de
diversidad Shannon-Wiener.
Figura 3. Fórmula para calcular el índice de
equidad.
Finalmente se calculó el Índice de similitud
de Jaccard, el rango de este índice va desde
cero 0 cuando no hay especies compartidas,
hasta uno 1 cuando los dos sitios comparten
las mismas especies. Este índice midió
diferencias en la presencia o ausencia de
especies (Figura 4).
Figura 4. Fórmula para calcular el índice de
Jaccard
Los parámetros que se analizaron in situ
fueron oxígeno disuelto (OD, mg/l)
utilizando un espectrofotómetro
multiparámetro marca HANNA C-200;
además de temperatura (T °C),
conductividad eléctrica (CE, µS/cm),
potencial hidrógeno (pH) y sólidos totales
disueltos (STD, ppm) con un medidor
portátil modelo HANNA HI 98130.
Resultados y discusión
La entomofauna acuática en los puntos de
muestreo del río Huancabamba, quebradas
Pay Pay y Lajas, reportó 8 órdenes y 20
familias; las estaciones E2 y E3 son las que
reportan los valores más altos en todas las
categorías taxonómicas, seguidas de la
estación E1 y Pay Pay, se puede observar
que el orden dominante fue díptera, seguido
de ephemeroptera, heteróptera y coleóptera;
esta alta riqueza de díptera se debe
principalmente a la familia chironomidae y
ceratopogonidae (Tabla 3); lo anterior
concuerda con Lizarralde de Grosso (1995),
quien indica, que el orden díptera, abarca la
mayor cantidad de especies acuáticas,
aproximadamente la mitad de las especies
que constituyen el orden tienen relación con
el agua.
Tabla 3. Distribución de las abundancias
de insectos acuáticos en las estaciones de
muestreo en el río Huancabamba,
quebradas Pay Pay y Lajas.
Taxones Estaciones
E1 E2 E3 Pay Lajas
Oligochaeta 3 2
Diptera
Simuliidae 3 3 1 3 4
Tabanidae 0 0 2 1 1
Tipulidae 2 1 0 0 0
Ceratopogonidae 7 17 10 9 7
Chironomidae 19 53 18 3 2
Culicidae 0 0 4 0 2
Ephemeroptera
Baetidae 55 28 52 11 15
Leptophlebiidae 28 13 40 31 39
Plecoptera
Perlidae 0 0 0 3 0
Trichoptera
Hydrobiosidae 18 23 9 3 0
Hydropsychidae 14 4 18 0 9
Coleoptera
𝐻´ = ∑ 𝑝𝑖𝑙𝑛𝑝𝑖 Donde: pi = ni / N ni = abundancia de la especia, expresado como una
proporción del total de especies
N = número total de especies ln = log
basen
E= 𝐻´/𝑙𝑛𝑆
Donde: H´ = índice de diversidad Shannon- Wiener
S = número de especies N = número total de especies ln = log
basen
𝐼𝑗 = 𝑐 /𝑎 + 𝑏 − 𝑐
Donde: a = número de especies en el sitio A b = número de especies en el sitio B c = número de especies presentes en ambos sitios A
y B, es decir que están compartidas
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Staphylinidae 0 21 0 0 0
Elmidae 27 25 11 22 14
Gyrinidae 4 12 15 2 2
Odonata
Libellulidae 0 7 3 2 0
Coenagrionidae 2 7 11 0 0
Heteroptera
Veliidae 14 7 15 0 0
Gerridae 10 5 10 0 0
Notonectidae 0 0 0 6 0
Naucoridae 0 0 3 13 2
Sin embargo, el conocimiento de la
diversidad de estos es extremadamente
escaso. Familias como Chironomidae,
Simuliidae, Ceratopogoni- dae y
Ephydridae han sido muy pobremente
estudiadas y se sospecha, por ejemplo, que
solo se tienen descritas un 5% del total de
las especies existentes de Chironomidae
(Reiss, 1981).
La familia Chironomidae (Figura 5) es el
grupo de insectos acuáticos más diverso en
los sistemas fluviales, con cerca de un total
de 15000 especies en el mundo (Cranston,
1995; Ferrington, 2008), juegan un rol
importante en todos los niveles de las
cadenas alimenticias (Armitage et al., 1995;
Merrit & Cummins, 1996) y ha sido
considerada frecuentemente como
potenciales organismos indicadores en el
monitoreo de perturbaciones (Saether, 1979;
Helson et al., 2006). Segun varios autores
para la detección de impactos antrópicos, la
determinación a nivel de familias de
macroinvertebrados es suficiente,
especialmente cuando las diferencias entre
los sitios son grandes como consecuencia de
los impactos (Wright et al., 1995; Lenat &
Resh, 2001; Waite et al., 2004); lo
anteriormente expuesto, sustenta la presencia
de este grupo en todas las estaciones de
muestreo sin excepción.
Figura 5. Representante de la familia
Chironomidae.
La presencia de Ephemeroptera (Baetidae y
Leptophlebiidae), como consumidores
primarios, son un componente importante de
la fauna bentónica en función del número de
individuos; ellos son capaces de procesar
una cantidad importante de materia
orgánica, ya sea triturando las partículas
grandes, o filtrando las pequeñas; debido a
su abundancia y ubicuidad, así como a la
tolerancia diferencial de las diferentes
especies a distintos grados de contaminación
o impacto ambiental, han sido utilizados
desde hace ya algún tiempo como
indicadores biológicos de calidad de agua
(Dominguez et al., 2009); en ese sentido, la
presencia abundante de Baetidae y
Leptophlebiidae (Figuras 6 y 7), en todas las
estaciones de muestreo permitiría obtener
una bioindicación aceptable de la calidad de
las aguas analizadas.
Figura 6. Representante de la familia
Leptophlebidae.
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Figura 7. Representante de la familia
Baetidae.
Con respecto a los Plecoptera son
considerados dentro de los grupos más
primitivos, de aspecto ortopteroide, se
encuentran generalmente en aguas rápidas,
turbulentas, frías y altamente oxigenadas, es
por esta razón que se consideran excelentes
bioindicadores de calidad de agua; la dieta
de las larvas es variada así pueden ser :
herbívoras, detritívoras o carnívoras,
alimentándose de plantas acuáticas, algas o
detritus o de otros insectos y pequeños
animales (Froehlich, 2009); sin embargo, a
pesar que las estaciones de muestreo E1, E2,
E3, Pay-pay y Lajas presentan buenas
condiciones de oxigenación con valores que
varían entre 6,2 mg/L y 11,0 mg/L (tablas 4
y 5); además son valores mayores a 4 mg/L,
límite mínimo de la Categoría 3: Riego de
vegetales y bebidas de animales del Estándar
Nacional de Calidad Ambiental del Agua
(DS 002-2008- MINAM), se observa que la
presencia de los plecópteros es nula, a
excepción de la quebrada Pay pay que posee
como único representante a la familia
Perlidae (Figura 8); una de las explicaciones
estaría asociada al tipo de muestreo o a
alguna variable físico química no analizada
que estaría afectado su presencia.
Tabla 4. Caracterización físico-química del agua del río Huancabamba, en tres estaciones, a la
altura de Chiple y después y antes de la represa Limón.
Variables
Río
Huancabamba,
altura de Chiple
E1
Río Huancabamba
antes de la represa
Limón.
E 2
Río
Huancabamba,
después de la
represa Limón. E 3
Sólidos Totales Disueltos (ppm) 109 85 87 110 68 81 84
Conductividad ( µS/cm de CE) 219 171 174 216 135 162 168
Oxígeno disuelto (mg/L) 9.9 7,8 9.7 8.4 6,5 6.4 6,2
Temperatura (ºC) 21.8 18,6 23.4 24.2 20,2 23.1 21,2
pH (Unid de potencial hidrógeno) 8.05 7.84 7.88 8.25 7.86 8.13 7.91
Tabla 5. Caracterización físico-química del agua de las quebradas Pay-pay y Lajas
Variables
Quebrada
Pay-pay E 4
Quebrada
Lajas E 5
Sólidos Totales Disueltos (ppm) 75 130 Conductividad ( µS/cm de CE) 151 263
Oxígeno disuelto (mg/L) 11.0 11.0
Temperatura (ºC) 18.9 19.6 pH (Unid de potencial hidrógeno) 8.17 8.6
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Figura 8. Representante de la familia
Perlidae.
Por otro lado, en el caso de Trichoptera,
viven en todas las regiones del mundo tanto
en aguas frías y corrientes como en las
estancadas y más bien cálidas, cada especie
tiene una reducida tolerancia a cambios de
las condiciones ambientales, su distribución
está influenciada por la velocidad de la
corriente, ya que actúa sobre la distribución
del alimento, la construcción del capullo, y
ejerce un efecto directo sobre el fenómeno
de la deriva, las especies atenúan el efecto de
la corriente a través de diversos mecanismos
usando capullos pesados. La velocidad de la
corriente y la temperatura, tienen un efecto
directo sobre la concentración de oxígeno,
siendo este probablemente, uno de los
limitantes más severos en la distribución de
los tricópteros (Angrisano & Sganga, 2009);
en ese sentido la presencia de trichopteros
con representantes de las familia
Hydrobiosidae e Hydropsychidae (Figuras 9
y 10) en casi la totalidad de las estaciones de
muestreo, estaría relacionada con las
características anteriormente descritas
(temperatura y concentración de oxígeno) y
que serían semejantes a las de las estaciones
de muestreo (tablas 4 y 5).
Figura 9. Representante de la
familai Hydrobiosidae.
El conocimiento de la fauna de coleópteros
acuáticos en la región Neotropical es
fraccionario, ciertos grupos están
aparentemente bien estudiados, mientras
que de otros se conoce solo su distribución
a nivel regional, y muchos otros son
prácticamente desconocidos. En familias
muy diversas como Elmidae y Dytiscidae es
muy difícil identificar los estados
inmaduros. El conocimiento de los adultos
es mayor que el de las larvas, pero aún es
pobre en algunos grupos. Spangler (1989)
reportó 29 géneros y 172 especies de
Elmidae para América del Sur. Algunos
otros géneros adicionales fueron
reportados en los últimos años. Sin
embargo, hay muchas áreas geográficas
que no han sido evaluadas
convenientemente y de las cuales se espera
sean reportados nuevos géneros y especies
en el futuro; en el muestreo la familia
Elmidae (figura 11) estuvo presente en
todas las estaciones excepto la estación 3;
en lo que respecta a la familia Dytiscidae
estuvo ausente en todas las estaciones.
Figura 10. Representante de la
familia Hydropsychidae.
Figura 11. Representante de la
familia Elmidae.
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Con respecto a los parámetros físico químicos
del agua del río Huancabamba los sólidos
totales disueltos (Tabla 4), éstos fluctúan
naturalmente entre 68 mg/L y 110 mg/L
(antes de la represa Limón), siendo todos sus
valores menores a 200 mg/L, establecido para
la Categoría 3: Riego de vegetales y bebidas
de animales de los Estándares Nacionales de
Calidad Ambiental del Agua (DS 002-2008-
MINAM). El máximo valor de concentración
es menor al Estándar Nacional, en un 55%.
La conductividad eléctrica (Tabla 4) varía
entre 135 µS/cm (antes de la represa Limón)
y 219 µS/cm (después de la represa Limón),
siendo todos sus valores menores a 2000
µS/cm, establecido para la Categoría 3: Riego
de vegetales y bebidas de animales de los
Estándares Nacionales de Calidad Ambiental
del Agua (DS 002-2008-MINAM). El
máximo valor de conductividad está
relacionado directamente con la máxima
concentración de sólidos totales disueltos;
similar comportamiento se registra para el
mínimo valor de conductividad y la mínima
concentración de sólidos totales disueltos.
El oxígeno (Tabla 4) disuelto varía entre 6,2
mg/L (después de la represa Limón) y 9,9
mg/L (a la altura de Chiple). Ambas
concentraciones son mayores al límite
mínimo del Estándar Nacional de Calidad
Ambiental del Agua (DS 002-2008-
MINAM), de comparación definido, que
exige tener una concentración mínima de
este parámetro de mayor o igual a 4 mg/L,
por lo que se puede afirmar que existen
buenas condiciones de oxigenación en los
cuerpos de agua evaluados, ya que su
presencia es esencial en el agua.
Con respeto a la temperatura (Tabla 4), ésta
fluctúa entre 18,6 ºC (a la altura de Chiple)
y 24,2 ºC (antes de la represa Limón), no se
encuentra valores de comparación
establecido en los Estándares Nacionales de
Calidad Ambiental del Agua (DS 002-2008-
MINAM), pero ambas fluctuaciones son
naturales y representativas del río
Huancabamba para este periodo del año y
son temperaturas propias de esta zona
ecológica, explicada en la zona evaluada,
por las templadas temperaturas en las
mañanas y noches; el aumento de la
insolación al medio día y el volumen
combinado con un gran cause (ancho) en
algunos casos.
El potencial de hidrogeno (pH) en todo el
tramo del río Huancabamba se mantiene en
un equilibrio ácido-alcalino, con valores que
fluctúan entre 7,86 y 8,25. Ambas
concentraciones se encuentran dentro de los
rangos establecidos como aceptables del
Estándar Nacional de Calidad Ambiental del
Agua (DS 002-2008-MINAM), siendo estas
aguas con un rango reducido de variación y
ligeramente alcalina; en este sentido, al ser
aguas muy alcalinas en general, presentan
una alta capacidad de tamponamiento, y por
tanto amortiguan mejor los posibles
impactos producidos por vertidos o agentes
contaminantes. Por lo general, las aguas
naturales (no contaminadas) exhiben un pH
en el rango de 5 a 9. Es importante señalar
que la coagulación, la remoción de la
turbiedad es eficiente por lo general en un
rango de pH de 6,0 a 7,8.
Por otro lado, las quebradas evaluadas los
sólidos totales disueltos, en la quebrada Pay-
pay es de 75,0 mg/L y en la quebrada Lajas
es de 130,0 mg/L, siendo tanto para Pay-pay
como para Lajas todos sus valores menores a
200 mg/L, establecido para la Categoría 3:
Riego de vegetales y bebidas de animales de
los Estándares Nacionales de Calidad
Ambiental del Agua (DS 002-2008-
MINAM). La conductividad eléctrica en la
quebrada Pay-pay es de 151 µS/cm y en la
quebrada Lajas es de 263 µS/cm, siendo
todos sus valores menores a 2000 µS/cm,
establecido para la Categoría 3: Riego de
vegetales y bebidas de animales de los
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Estándares Nacionales de Calidad
Ambiental del Agua (DS 002-2008-
MINAM).
Respecto al oxígeno disuelto existen buenas
condiciones de oxigenación con valores de
11,0 mg/L en las dos quebradas: Pay-pay y
Lajas, y son valores mayores a 4 mg/L, límite
mínimo de la Categoría 3: Riego de vegetales
y bebidas de animales del Estándar Nacional
de Calidad Ambiental del Agua (DS 002-
2008-MINAM). Esto tiene una explicación en
la pendiente de las microcuencas evaluadas,
el volumen y en el movimiento de las aguas
que se generan. Respecto a la temperatura, en
la quebrada Pay-pay es de 18,9 ºC y en la
quebrada Lajas es 19,6 ºC, no se encuentra
valores de comparación establecido en los
Estándares Nacionales de Calidad Ambiental
del Agua (DS 002-2008-MINAM), pero
ambas fluctuaciones son naturales y
representativas para estas quebradas para este
periodo del año. También hay una relación
inversa entre la temperatura media y la altitud
de la zona de muestreo, como lo refieren
algunos trabajos con gradiente altitudinal
(Tabla 5).
El potencial hidrogeno o pH en la quebrada
Pay-pay es de 8,17 y en la quebrada Lajas es
8,6 ºC, solo la concentración de Lajas se
encuentra sobre el rango establecido como
aceptable para la Categoría 3: Riego de
vegetales y bebidas de animales del Estándar
Nacional de Calidad Ambiental del Agua (DS
002-2008-MINAM), siendo estas aguas
alcalinas y explicadas por los valores
ligeramente altos de la alcalinidad total y los
bicarbonatos. Por lo general, las aguas
naturales exhiben un pH en el rango de 5 a 9.
Estudios anteriores muestran que las aguas de
las cuencas de la vertiente norte de los andes
occidentales, son de predominancia de
substratos geológicos de naturales básica o
sedimentaria, con carácter básico,
presentando una importante reserva alcalina a
causa de la solubilidad de las rocas y
materiales; esto se pudo corroborar al
observar los resultados obtenidos (Tabla 5).
En ese sentido, las características físicas y
químicas del río Huancabamba y las
quebradas Pay Pay y Lajas, se podrían
caracterizar como una transición de las
comunidades Rithron según la clásica teoría
de Illies (1969) debido a la dominancia del
substrato rocoso (Figura 12), las altas
concentraciones de oxígeno disuelto y las
bajas temperaturas, hacia la comunidad
Potamón (aguas más cálidas, con más
substrato fino y menos oxígeno disuelto).
Figura 12. Dominancia del sustrato
rocoso en el río Huancabamba.
Los valores del IBA (índice Biótico
Andino), se determinaron después de
sumar los valores de tolerancia (Tabla 2) de
las diferentes familias de
macroinvertebrados encontrados en cada
estación de muestreo. Se observó que los
valores del IBA incrementan su valor en
función del período de sequía en las
estaciones E1, E2 y E3 (Tabla 6), es decir a
mas sequía mayor valor del IBA, Lo que
concuerda con Jacobsen (1998), quien
reporta que en épocas de estiaje se
encuentra un mayor número de taxa y por
consiguiente incremento del valor del IBA.
De manera general se puede considerar que
la calidad de las aguas del río
Huancabamba son de buena calidad según
el valor del IBA, y en las quebradas Pay
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Pay y Lajas es regular.
Tabla 6. Valores del Índice Biótico Andino para las estaciones de muestreo en el Río
Huancabamba y quebradas Pay Pay y Lajas
Estaciones E1 E2 E3 Pay Laj
Muestreos 2 3 1 2 3 1 3 1 2
IBA 56 62 39 48 60 40 58 37 40
Promedio 59 49 49 37 40
Escala del IBA: > 74 muy bueno, 45 -74 bueno, 27-44 regular y 11-26 malo. E1: Chiple, E2:
debajo de la presa EL limón, E3: arriba de la presa El Limón; Pay: quebrada Pay Pay, Laj:
quebrada lajas.
En términos generales, las estaciones
presentan valores bajos de biodiversidad
biológica (tabla 7), esto se explicaría por la
presencia de un período lluvioso anterior y
cercano a las fechas de muestreo y como
consecuencia una mínima oferta de variedad
de nichos ecológicos, que a su vez condiciona
una diversidad de macroinvertebrados
bentónicos de forma natural; así mismo, el
período de muestreo al no ser estacional
limita conocer la diversidad de dicho
ecosistema en una serie de tiempo anual.
Lo que concuerda con Jacobsen (1998), quien
reporta que en épocas de estiaje se encuentra
un mayor número de taxa, mientras que en
sitios contaminados la mayor riqueza se
presentó en las estaciones de lluvia; así
mismo, en condiciones prístinas o de poca
perturbación la menor riqueza de taxa en la
estación de lluvias, está relacionada con la
mayor inestabilidad hidrológica durante la
época de lluvias, que genera una alta
mortalidad de taxa debida a las fuertes
avenidas y a la consiguiente aparición de
comunidades pioneras, de ciclos de vida corto
y altas densidades (Jacobsen y Encalada,
1998).
Tabla 7. Variables biológicas en el
rio Huancabamba, quebradas Pay Pay y
Lajas.
Estación Diversidad
H Equidad
E1 2.119 2.118
0.88 0.83
E2 2.076 2.009 2.315
0.90 0.87 0.93
E3 2.037 2.332
0.88 0.88
Pay Pay 2.210 0.84 Lajas 1.905 0.76
E1: Chiple, E2: debajo de la presa EL limón, E3:
arriba de la presa El Limón, Pay: quebrada Pay Pay,
Laj: quebrada lajas
Sin embargo, recientemente, otro factor ha
sido puesto de manifiesto en cuanto a la baja
riqueza de familias en hábitats altoandinos.
Jacobsen y Marín (2008) han reportado una
riqueza de familias extremadamente baja en
los ecosistemas de la puna del altiplano
boliviano en comparación a los páramos
ecuatorianos y lo han atribuido no sólo a los
factores anteriormente mencionados, sino
también a las severas fluctuaciones diarias
de temperatura y oxígeno disuelto, que
implican fuertes presiones fisiológicas
limitando una elevada riqueza de familias y
especies. Al incorporar el efecto de las
distintas presiones antrópicas,
independientes del tipo de ribera, la riqueza
de familias y especialmente el valor del IBA
decae notablemente, hasta llegar a graves
extremos de perturbación.
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Con respecto a la equidad (tabla 8), se
observa en la matriz de similitud de Jaccard
(para el río Huancabamba y quebradas Pay
Pay y Lajas, que los valores más altos de
similitud entre estaciones se producen,
como era de esperarse, entre los puntos del
mismo río; sin embargo, entre estaciones de
distintos cuerpos de agua la similitud solo
alcanzó un máximo de 41% entre el río
Huancabamba (E1) y la quebrada lajas.
Esta tendencia fue aún más notoria al
comparar la similitud entre las estaciones
E1 y E2 del río Huancabmaba y la quebrada
Pay Pay lo que nos está indicando una
comunidad bentónica muy característica de
las quebradas.
Tabla 8. Matriz de índices de similitud de
Jaccard para las estaciones de muestreo en
el Río Huancabamba, quebradas Pay Pay y
Lajas.
Estaciones E1 E2 E3 Pay Laj
E1 1 E2 0.867 1 E3 0.688 1 Pay Pay 0.368 0.400 1
Lajas 0.412 0.368 1
E1: Chiple, E2: debajo de la presa EL limón, E3:
arriba de la presa El Limón. Pay: quebrada Pay
Pay, Laj: quebrada lajas
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