Uso de macroinvertebrados bentonicos como bioindicadores de la calidad de agua en el rio Rimac, Lima-Callao, Peru

Use of benthic macroinvertebrates as bioindicators of water quality in Rimac River, Lima-Callao, Peru

CHRISTIAN PAREDES E.^1,2JOSE IANNACONE O.^1,3. LORENA ALVARIÑO F.^1,4

¹ Laboratorio de Ecofisiologia Animal, Facutad de Ciencias Naturales y Matematicas. Universidad Nacional Kederico Villarreal. Calle San Marcos .383. Lima-21. Peru.

² E-mail: chepeeco@hoimail.com

³ E-mail: joseiannacone@yahoo.es

⁴ E-maii: lalvarino@sedapal.com.pe

Resumen. Las comunidades de macroinvertebrados bentonicos (MIB) pueden emplearse como eficientes indicadores biologicos de la calidad de agua en los ecosistemas dulceacuicolas. Durante el periodo Octubre del 2002 a Setiembre del 2003. se desarrollaron evaluaciones de MIB en el rio Rimac, aguas abajo de la Atarjea, Lima - Callao, Peru. El objetivo fue analizar su composiciòn faunistica, riqueza de familias y calidad del agua con base en el indice Biological Monitoring Working Party modificado (BMWP' modif.). La evaluacion se realizo en seis estaciones de muestreo ubicadas a lo largo del curso del rio Rimac, que cruza Lima y Callao. Se registraron 35 taxa de MIB: Hexapoda (27). Annelida (2). Mollusca (2). Arachnida (2). Plathyhelmintes (1) y Chilopoda (1). De los 2.166 especimenes coleccionados. Oligochaeta (n = 597) obtuvo la mayor abundancia absoluta, seguido por Psychodidae (n = 521). Physidac (n = 442). Chironomidae (n = 300) y Dixidae (n = 168). El indice BMWP' modif. valoro el agua del rio Rimac, aguas abajo de la Atarjea como de calidad critica o de aguas muy contaminadas (29 puntos). De los analisis fisicoquimicos evaluados, la Demanda Bioquimica de Oxigeno. indico efectos de perturbacion en el ecosistema acuatico. Finalmente se analizo la potencialidad del empleo de los MIB para evaluar la calidad de agua de los rios en el Peru.

Palabras clave: Aguadulce. BMWP' modif. Contaminacion. Indicador biologico. Peru.

Summary. The communities of benthic macroinvenebrates (BM1) can be used as efficient biological indicators of the water quality in fresh aquatic ecosystems. Between October 2002 and September 2003. evaluations of MIB were developed in the Rimac River downstream from Atarjea. Lima- Callao. Peru. The objective was to analyze their faunistic composition, richness of families and water quality, based on the modified Biological Monitoring Working Parly index (BMWP' modified). The evaluation was conducted in six sampling stations located along the course of the Rimac river that crosses Lima and Callao. Thirty-five taxa of BMI were reported: Hexapoda (27). Annelida (2). Mollusca (2). Arachnidae (2). Plathyhelmintcs (1) and Chilopoda (I). From 2.166 specimens collected. Oligochaeta (n = 597) had ihe higher absolule abundance, followed by Psychodidae (n = 521), Physidac (n =442). Chironomidae (n = 300). and Dixidae (n = 168). The modified BMWP' index scored the water of Rimac River downstream from Alarjea as critical qualify or very polluted waters (29 points). Of all the physicochemical analyses evaluaicd. Biochemical Oxygen Demand indicated perturbance effects in this freshwater ecosystem. Finally, the potential of the BMI to evaluate the water quality of the rivers in Peru is analyzed.

Key words: Water. BMWP' modif. Contamination. Biological indicator. Peru.

Las comunidades de macroinvertebrados bentonicos (MIB) empleados como bioindicadores acuaticos vienen aumentando en estos ultimos años en lo que respecta a la protecciòn y restauracion de los ambientes acuaticos (Brown et al. 1997; Cole 1998; Wetzel y Likens 2000; Acosta 2001, Marques et al. 2001; Metzeling et al. 2003). En contraste con los analisis fisicoquimicos y microbiologicos, que sslo proporcionan informacion puntual e indirecta, la evaluacion de las comunidades de macroinvertebrados en los ecosistemas acuaticos, con enfasis en insectos, proporcionan unaexcelente alternaliva en el diagnostico de la calidad del agua (Huryn y Wallace 2000; Baptista et al. 2001; Galdean et al. 2001; Rogers et al. 2002; Figueroa et al. 2003).

Muchos representantes de estos grupos de invertebrados pueden distribuirse en distintos tipos de condiciones ambientales, asi como ser muy susceptibles a la contaminacion, motivo por el cual son recomendados en el establecimicnto de sistemas de vigilancia y control de los ecosistemas hidricos (Leslie et al. 1999; Ogbeibu y Oribhabor 2002; Riss et al. 2002; Iannacone et al. 2003). El Peru es uno de los paises Neotropicales que enfrenta serios problemas de contaminacion de sus ambientes loticos (Paredes et al. 2004).

Se han empleado los indices de diversidad y bioticos usando a los insectos acuaticos para caracterizar biologicamente los cuerpos de agua dulce (Iannacone et al. 2000; Moreno 2001; Fenoglio et al. 2002; Goncalves y Aranha 2004; Paredes et al. 2004). El objetivo del pre-sente trabajo fue analizar la composiciòn faunistica, riqueza de familias y calidad del agua empleando el indice biotico BMWP' modif. (Biological Monitoring Working Party modificado) en el rio Rimac aguas abajo de la Atarjea, Callao-Lima, Peru durante el periodo Octubre 2002 a Seliembre del 2003.

Materiales y Metodos

Zona de estudio: Incluyeron seis estaciones de muestreoestablecidas en la trayectoria del rio Rimac desde las inmediaciones del puente Grana (Estacion 6), cercana a la sede de caplacion o bocatoma de la Atarjea de SEDAPAL en el distrito de El Agustino, Lima, Peru hasta las cercanias del puente Gambeta (Estaciòn 1), en el Callao, proxima a la desembocadura al mar (Fig. 1) Este recorrido tiene aproximadamente 17.5 Km de longitud. con una pendiente aproximada de 1.1 % y disminuyendo desde los 195 a los 0 msnm (Fig. 1). Se determino la ubicacion geografica de cada una de las estaciones de muestreo con un GPS 12 Garmin (Fig. 1). El rio Rimac es considerado de cuarto orden segun la clasificaciòn de Strahler (Wetzel y Likens 2000).

Muestreos: Se realizaron muestreos mensuales entre Octubre 2002 y Setiembre 2003. Los analisis fisicoquimicos incluyeron mediciones de: pH y conductividad electrica (CE: ohm.cm^-2) mediante instrumentales portables marca Hanna®, temperatura en °C mediante un termometro de mercurio. Los datos de caudal (m³.s^-1) y de velocidad superficial promedio (m.s^-1) del rio se obtuvieron siguiendo el metodo propuesto por Lind (1979). El Oxigeno Disuelto (OD) y la Demanda Bioquimica de Oxigeno (DBO_5,20 )en mg L^-1 siguieron el protocolo propuesto por Winkler(APHA 1995).

El procesamiento de las muestras se realizo en el laboratorio de Ecofisiologia Animal, Facultad de Ciencias Nalurales y Matematicas. Universidad Nacional Federico Villarreal. Pueblo Libre, Lima, Peru.

Para tomar las muestras biologicas en las estaciones de estudio se emplearon: el metodo manual y la tecnica rapida de Hynes modificada, con un muestreador Surber modificado, una red estandar de 30 x 30 cm² con abertura de 1 mm (Paredes et al. 2004). Cada muestra biologica fue separada a nivel de familia y se fijaron con EtOH 70 % en viales de vidrio de 5 ml debidamente rotulados. Para los moluscos se siguio el procedimiento descrito por Thiengo et al. (2001) y para la identificaciòn de los Hexapoda se usaron claves taxondmicas especializadas (Stehr 1987; Borroretui. 1995; Merritty Cummins 1996). Para la determinacion de la composiciòn faumistica y la riqueza de familias de los macroinvertebrados bentdnicos se empleo el nivel taxonomico de familia por su relativa facilidad y rapidez, y por su capacidad de aportar informaciòn ecologica (Metzeling et al. 2003). Material representativo se deposito en el Museo de Entomologia del Programa Nacional de Control Biologico (PNCB), Lima, Peru.

Analisis de datos: Se empleo el analisis de componentes principales (ACP) como un criterio de reducciòn y ordenaciòn de los siete parametros fisicoquimicos y de los catorce indices de diversidad alfa, obtenidos de cada una de las seis estaciones de muestreo, para producir variables compuestas no relacionadas. Se realizo la rotacion varimax para facilitar la interpretaciòn de los componentes del ACP (Zar 1996; Vivanco 1999). Se utilizo el coeficiente de correlaciòn de Pearson entre los indices bioticos y algunos taxa mas abundantes. Se aplico el indice biotico BMWP' modificado por Zuñiga de Cardoso et al. (1997) citado por Dominguez y Fernandez (1998) propuesto para este estudio, que al igual que el BMWP (Hellawell1978). identifica un nivel de calidad de agua de acuerdo con un puntaje otorgado a ciertas familias de MIB que se encuentren en el cuerpo de agua, con la diferencia que esta modificacion fue adaptada para la Fauna local de la región Neotropical (Tabla 1). Similarmente el puntaje total o por estación corresponde a un valor de calidad previamente establccidu (Tabla 2). También se emplearan los siguientes índices de Marques et al. (2001 ): (Ephemeroptera + Plecoptera + Trichoptera = EPT) / Chironamidae (= Q); EPT / (EPT + Q) y porcentaje de Chironomidae en Diptera. Así como el índice de Goodnight Whittley que se basa en la relacion: (Numero de oligoquetos (Annelida) / Total de organismos benticos) x 100, siendo > 80% como altamente contaminado: 60 -80%, dudoso y < 60% de buena condiciòn (Washington 1984). Con la finalidad de evaluar la diversidad alta en las comunidades maerozoohenlonicas de la zona estudiada, se utilizaron los siguientes indices: Shannon-Wiener (Washington 1984), el indice de diversidad de Margalef (D,_mlt), el indice de equidad de Pielou, los numeros de la serie de Hill, el indice de dominancia de Mcintosh (D) y el indice de Berger-Parker (d) (Moreno 2001). Para la diversidad beta de similitud entre las seis estaciones de la zona de estudio, se uso el indice cualitativo de Sorensen (I_s) y el indice de Sorensen cuantitativo (IS_cuant) (Moreno 200I). Asi mismo. para las familias mas abundantes se determino) la distribucion espacial (al azar, amontonada o uniforme), utilizando el criterio de S²/X (Varianza/ Promedio de individuos por estacion). Para todos los casos se empleo un nivel de significancia de alfa = 0.05 (Zar 1996).

Resultados y discusion

Los promedios de siete parametros fisicoquimicos evaluados mensualmente de Octubre 2002 a Setiembre del 2003 son señalados en la Tabla 3. La DBO_5,20 para las estaciones uno a la cinco, indico perturbacion e impacto en el rio rimac. El valor promedio anual obtenido en este estudio fue mas alto que el valor permisible por la Ley General de Aguas (LGA) peruana vigente. El coeficiente de variacion (CV) se vio incrementado expresamente para este parametro (Tabla 3). La estaciòn dos presento niveles de degradacion ambiental en terminos de DBO_5,20, OD y CL, aparentemente como consecuencia de los efluentes vertidos por las inmediaciones del fondo San Agustin (Callao). Tanto el OD y el pH se encontraron dentro del limite permisible por la LGA peruana vigente. Hay que resaltar que a pesar de la pendiente que presenta el rio Rimac en la zona de estudio (1,1%) y ademas de la presencia de pantallas, que logran incrementar la velocidad superficial del agua y los niveles de oxigeno, estos no son suficientes para oxidar la tremenda carga organica disuelta en sus aguas como lo demuestran los niveles de DBO_5,20 (Tabla 3).

El ACP produjo tres componentes con Eigenvalues > 1 para los parametros fisicoquimicos (Tabla 4). Los parametros fisicoquimicos fueron ordenados en un espacio de dos dimensiones, de acuerdo con el ACP (Fig. 2). La velocidad, DBO, CE y OD del agua estuvieron correlacionados con el primer componente que explico el 64.804 % de la variabilidad. El caudal y pH estuvieron correlacionados con el segundo componente que explico el 18,245 % de la variabilidad (Tabla 4). El tercer componente describio la variacion en la tempcratura del agua (Tabla 4). El CP1 va en relacion con el factor oxigeno. Muy correlacionado al OD se encuentra la DBO, esta ultima a su vez esta relacionada con la carga organica que afecta a la CE. Finalmente. la velocidad del cuerpo de agua permite el ingreso de dosis imponantes de oxigeno superficial al cuerpo de agua lotico. EL CP2 correlaciona el caudal y el pH. El caudal se incrementa o se reduce, por la incorporacion de aguas residuales de distintos tipos que caracterizan las seis estaciones, ya sea industrial, domesitica o agricola, y que indudablemente afectan los niveles de pH (Bispo et al, 2002).

Se registraron 35 taxa con predominancia de Oligochaeta (28 %), Psychodidae (24 %), Physidae (20 %), Chironomidae (14 %) y Dixidae (8 %) (Tabla 5). Los cinco taxones mas abundantes presentaron una distribucion espacial contagiosa por presentar una relacion S²/ X > 1, como ligochaeta (49,9), Psychodidae (194.8), pisidae (203,5), Chironomidae (56,2) Dixidae (36,7). Los cuatro primeros taxa son considerados tolerantes y capaces de habitar en lugares con elevadas concentraciones de detritus organico que forma parte de su dieta y en tenores de concentracion de oxigeno bajos (Figueroa et al. 2003).

Se obtuvo un puntaje biotico de 29 (Tabla 6), que segun el BMWP' modif. caracteriza al rio Rimac como de calidad critica o de aguas muy contaminadas (Tabla 2). Segun el puntaje obtenido para cada estacion, se puede observar que las estaciones uno y dos presentan aguas fuertemente contaminadas o de calidad muy critica, las estaciones tres y cuatro presentan aguas muy contaminadas o de calidad critica, y las estaciones cinco y seis presentan aguas contaminadas o de calidad dudosa (Tabla 2). Es importante mencionar que solo las estaciones cinco y seis cuentan con cercos perimetricos que de alguna manera impiden una mayor influencia antropica. La Tabla 6 muestra los 14 indices bioticos empleados en el estudio de ecosistemas acuaticos. Podemos notar comparando los indices de dominancia evaluados que existe una notable variaciòn. El valor promedio anual del indice de Simpson (C) y el de Berger-Parker (d) podrian estar diagnosticando buena calidad a las aguas evaluadas, en contraste, para el indice de Melntosh (D) estas son de pobre calidad. Tal incongruencia de resultados se observa tambien para el indice de Goodnight y Whittley, el cual valora a las aguas del rio Rimac como de buena condicion, Finalmente, evaluando el indice de Shannon-Wiener (H) (1,85), el rio Rimac presentaria aguas moderadamente contaminadas (Tabla 6). Segun Oliveira y Bispo (2001) las variaciones en la abundancia de los MIB pueden atribuirse a la disponibilidad de recursos, competencia, depredaciòn y el ciclo de vida. Sin embargo, en ambientes donde impera la degradacion ambiental, es importante considerar el efecto antrdpico del mismo en la comunidad biotica, la cual evidentemente determina la distribucion y estructura de los MIB (Riss et al. 2002; Figueroa et al. 2003; Goncalves y Aranha 2004).

De los cinco taxa mas abundantes como lo valora el N₂ de la serie de Hill, solo la familia Chironomidae obtuvo una correlaciòn positiva significativa con la BMWP' (r = 0,87; p = 0,02). Los otros cuatro taxa abundantes no presentaron correlaciones con la BMWP'. La DBO_5,20 encontro una correlacion negativa con BMWP' (r = -0,82; p - 0,04) y con H (r = -0.81; p = 0,04); y solo con el taxa Psychodidae una correlacion positiva (r = 0,98; p « 0.05). Los otros cuatro taxa abundantes no presentaron correlacion significativa con la DBO._5,20, Por otro lado, Dixidae y Oligochaeta presentaron una correlacion positiva (r = 0,88; p = 0,02). El aumento de la abundancia de Chironomidae resulto en un aumento en la BMWP'. Hecho que no coincide con lo referido por algunos autores (Figueroa et al. 2003) y en la afirmacion de que el aumento del grado de contaminacion organica produciria un incremento de Chironomidae. Este resultado incorporaria nuevas variables para nuevos estudios en ecosistemas de calidad critica a muy critica donde parece que la familia Chironomidae no podria ser empleada individualmente como un indicador adecuado de aguas degradadas (Figueroa et al. 2003).

En adicion, se nota la presencia de la familia Dixidae en un ecosistema netamente lotico, cuando esta familia se encuentra relacionada con ambientes lenticos, como lo afirman Merritt y Cummins (1996). Posiblemente han sido traidos por arrastre al rio Rimac o quiza estariamos tratando con una excepcion del comportamiento de la familia, lo cual tambien quedaria para ser dilucidado en proximos estudios.

Los dendrogramas cualitativos y cuantitativos construidos con base en los indices de diversidad beta evaluados para comparar las estaciones de muestreo se aprecian en las Figuras. 3 y 4. El analisis cualitativo agrupo dos sectores, el primero conformado por las estaciones cuatro, cinco y seis, y el segundo conformado por las estaciones uno, dos y tres; distinguiendose a si un sector alto y uno bajo, este ultimo mas comprometido con la actividad antropica. El analisis cuantitativo agrupo las estaciones en tres secrores diferenciables; el primer sector conformado por las estaciones tres y cuatro, de bastante similitud; el segundo sector conformado por las estaciones uno y cinco, de regular similitud; finalmente el sector conformado por las estaciones dos y seis, de poca similitud. La estacion dos presenta el mayor grado de degradacion ambiental y en contraste la estacion seis presentd el menor (Figs. 3-4).

El ACP produjo dos components con Eigenvalues > 1 para los indices bioticos (Tabla 7). Los indices bioticos de diversidad alfa fueron ordenados en un espacio de dos dimensiones, de acuerdo al ACP (Tabla 7; Fig. 5). Ocho indices bioticos (Numeros de Hill-N_1, McIntosh, Numeros de Hill-N₂, Simpson, Pielou, Berger-Parker, Shannon-Wiener, Margalef, Goodnight & Whittley, Numeros de Hill-₀) estuvieron correlacionados con el primer componente, que explico el 71,084 % de la variabilidad. Otros cuatro indices bioticos (ETP/ ETP + Chironomidae, ETP/Chironomidae/ Chironomidae en Diptera, BMWP' modif.) estuvieron correlacionados con el segundo componente, que explico el 20,323 % de la variabilidad (Tabla 7).

El estudio de los MIB como organismos indicadores de calidad de agua permite estimar si han sido afectados por cambios fisicos o quimicos de su habitat, pero no indica cual es la causa especifica que los afeta, lo cual debe ser estimado mediante asociacion con informacion del habitat fisico (e.g. substrato de fondo, velocidad de corrientes, profundidad) y con potenciales fuentes de estres (e.g. contaminantes acualicos) (Figueroa et al. 2003). Los resultados sugieren que el BMWP' es un buen indicador de la calidad de las aguas del rio Rimac. Sin embargo, la aparicion del BMWP' en otras cuencas debiera realizarse con precaucion a que pueden existir factores diferentes que pudieian afectar a las comunidades acuaticas. Al respecto se sugiere complementar el estudio de los MIB con adecuadas caracterizaciones de la columna de agua, ictiofauna, actividades productivas desarrolladas en la cuenca y evaluaciones experimentales de taxa locales frente a diferentes tipos de contaminantes (Figueroa et al. 2003: Paredes et al. 2004).

Conclusiones

- Se registraron 35 familias de macroinvertebrados bentonicos (MIB): Hexapoda (27), Annelidae (2), Mollusca (2), Arachnidae (2). Plathyhelmintes (I) y Chilopoda (1). De los 2.166 especimenes coleccionados Oligochaeta obtuvo la mayor abundancia absoluta; scguido por Psychodidae, Physidac, Chironomidae y Dixidac.

- El indice Biological Monitoring Working Party modificado (BMWP' modif.). valoro el agua del Rio Rimac, aguas abajo de la Atarjea, como de calidad critica o de aguas muy contaminadas (29 puntos). - La Demanda Bioquimica de Oxigeno (DBO_5,20), indico efectos de perturbacion en el ecosistema acuatico.

Agradecimientos

A Alvaro Torres, Maria Isabel La Torre. Rafael La Rosa, Alfonso Lizarraga, Carlos Santa Cruz, Ana Gutierrez. Margarita Robles, Augusto Mendoza. Edith Aguilar, Ana Carolina Paucar. Vicenta Morales. Jorge de la Cruz, Eric Carreño. Maria del Carmen Leon, Francisco Valdez. denia ,Salinas, Pedro Jose Paredes. Fabiola Isabel Correa, Gloria Asuncion Espinal, Victor Miguel Espinal, Adrian Ernesto Paredes y Oscar Ivan Garcia por su ayuda y apoyo en esta investigacion.

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Recibido: 01 -mar-05 - Aceptado: 11 -jul-05