María Cecilia Arango ¹, Luisa Fernanda Álvarez², Gloria Alexandra Arango³, Orlando Elí Torres⁴, Asmed de Jesús Monsalve⁵

¹ Bióloga, MSc. Biología. Docente de tiempo completo del programa de Ingeniería Ambiental, Universidad Católica de Oriente, Facultad de Ingeniería. marango@uco.edu.co

² Bióloga, MSc en Ecoauditorías y Planificación Empresarial del Medio Ambiente. Universidad Católica de Oriente, Dirección de Investigación y Desarrollo, Jefa Unidad de Gestión Ambiental. lalvarez@uco.edu.co

³ Bióloga, MSc. Biología. Docente de tiempo completo del programa de Ingeniería ambiental, Universidad Católica de Oriente, Facultad de Ingeniería. marango@uco.edu.co

⁴ Ingeniero Ambiental, Universidad Católica de Oriente. oretova04@hotmail.com

⁵ Ingeniero Ambiental, Universidad Católica de Oriente. abejasmed@hotmail.com

Artículo recibido 9-VI-2008. Aprobado 2-VIII-2008

Discusión abierta hasta diciembre de 2008

Las quebradas La Cristalina y La Risaralda son las fuentes que abastecen el acueducto del área urbana del municipio de San Luis, Antioquia. El propósito de este estudio fue elaborar un mapa de calidad de agua que sirva como base de comparación de la evolución de las quebradas y justifique la inversión de los recursos del Municipio en el mejoramiento prioritario de los tramos más críticos. Para establecer la calidad del agua se determinaron indicadores físicos, químicos y biológicos, entre ellos algunas características físicas de las quebradas como tipo de sustrato, cobertura de riberas y hábitats acuáticos, temperatura, conductividad, oxígeno, pH, coliformes y macroinvertebrados acuáticos. A partir de los datos colectados se calcularon los índices BMWP/Col1, ASPT, ETP, índice de dípteros y de equidad. Con los resultados obtenidos del ASPT se construyó el mapa de calidad de agua para ambas quebradas. Las quebradas están bien oxigenadas debido a la turbulencia provocada por la conformación rocosa de su lecho, que a su vez permite la diversidad de macroinvertebrados acuáticos. Sin embargo, algunos tramos de estas corrientes están sometidos a contaminación de origen doméstico y agropecuario, lo cual limita sus condiciones de uso.

The streams La Cristalina and La Risaralda are the water sources for the urban area of the Municipality of San Luis, Antioquia. The intention of this study was to develop a map of water quality that serves as base as comparison of the evolution of the streams and allows the high-priority destination of the resources of the Municipality in the improvement of those more critical sections. In order to determine the quality of the water, parameters and some characteristics of the stream that can alter the quality of the water were measured, like substrate of the bed, cover of banks, aquatic habitats, temperature, conductivity, oxygen, pH, coliforms, and aquatic macroinvertebrates. The indices calculated with base in the collected data were: BMWP, ASPT, ETP, Index of Diptera, and equity Index. With the data of the ASPT the map of water quality of both streams was elaborated. The streams are well oxygenated and the rocky conformation of its bed allows the diversity of aquatic macroinvertebrates, nevertheless, in some sections, they are subjected to contamination of domestic and farming origin, which limits their conditions of use.

La preservación de la integridad de las fuentes de agua, entendida como el mantenimiento de su estructura y función, implica conservar el balance natural de sus condiciones químicas, físicas y biológicas como un todo. Aunque determinar el estado ambiental de los ríos y quebradas es difícil, para protegerlos o restaurarlos es fundamental conocer su estado actual, particularmente cuando la condición de referencia de las corrientes se desconoce y éstas han estado sujetas por largo tiempo a perturbaciones antropogénicas.

En este estudio de las condiciones ambientales de las quebradas La Cristalina y La Risaralda, los indicadores y límites de la calidad del agua se expresan en relación con el tipo de uso que se le da al agua. Se aplicaron los límites expresados en el Decreto 1594 de 1984 del Ministerio de Agricultura de Colombia, el cual reglamenta, entre otros aspectos, los criterios de calidad para la destinación del recurso.

Para evaluar la calidad ambiental o calidad ecológica de los cuerpos de agua naturales se aplican otros criterios que definen un ecosistema sano como aquel que posee un alto nivel de biodiversidad, productividad y habitabilidad.

En condiciones de perturbación mínima, la permanencia, composición y densidad de la biota de una corriente dependerán de los procesos naturales a los que su hábitat está sujeto. Sin embargo, en condiciones altamente perturbadas, tales como las que se originan a causa de acciones humanas, como la contaminación, darán lugar a la degradación del ecosistema la cual se reflejará en los cambios de la biota (Karr, 1999). Para ejemplificar este concepto, en la tabla 1 se puede observar la distribución de algunos grupos de macroinvertebrados en ciertas situaciones físicas y químicas.

Las comunidades de macroinvertebrados se utilizan como testigos biológicos del nivel de deterioro ambiental de las corrientes superficiales, ya que reflejan las condiciones y los cambios ecológicos que ocurren en el sistema (Alba Tercedor, 1996). La integridad de las comunidades de invertebrados depende mucho de la integridad estructural de la corriente y de los procesos asociados con el hábitat físico. La degradación del hábitat impacta negativamente a estas comunidades, lo que a su turno da lugar al decrecimiento del ciclo de nutrientes y de la producción de peces, como los salmónidos, que tienen a los macroinvertebrados como eslabón de su cadena trófica (Gallo, 2003).

Se considera organismo indicador aquella especie que, según sus atributos estructurales y de distribución, puede encontrarse asociada a aguas de buena o mala calidad. Actualmente, se utiliza más el concepto de comunidad indicadora mediante la aplicación de diferentes y múltiples métodos e índices, que son de obligado cumplimiento en diferentes países europeos y estados de los Estados Unidos. Al tener en cuenta toda una comunidad biótica se minimizan los errores y se aumenta la capacidad de detección de alteraciones en los ecosistemas acuáticos, como eutrofización, contaminación por agentes orgánicos y acidificación (Swedish Environmental Protection Agency, 2002).

Los métodos biológicos constituyen unos magníficos aliados para ahorrar y encauzar mejor los recursos disponibles en la vigilancia de la contaminación y en la gestión ambiental (Alba Tercedor, 1996). En una cuenca, después de clasificar y cuantificar los macroinvertebrados de una corriente, una persona encargada de la gestión ambiental en el municipio puede identificar en un mapa los puntos conflictivos o vulnerables a mayor contaminación y aquellos que, por el contrario, presenten una calidad muy buena, buena o aceptable. Hoy en día se está en condiciones de aprovechar mejor los recursos humanos y económicos disponibles, y, por lo general, los análisis físicos y químicos exhaustivos se realizan en los puntos más vulnerables a la contaminación. De tal modo, en vez de desperdiciar energías y dinero en analizar las aguas en las zonas sin problemas, resulta más productivo canalizar los recursos para conocer con exactitud quién contamina y cuándo y cuáles productos son los contaminantes que han indicado los macroinvertebrados en los análisis biológicos previos.

Los índices biológicos se utilizan en forma complementaria a los análisis físicos y químicos; aunque con su aplicación es imposible identificar los agentes contaminantes existentes, sus ventajas no se limitan al momento de toma de la muestra, puesto que permiten descubrir cambios producidos a lo largo del tiempo, ya que los organismos vivos presentan adaptaciones evolutivas a unas determinadas condiciones ambientales y tienen unos límites de tolerancia a las diferentes alteraciones, lo que permite tener una cierta visión histórica de los acontecimientos ocurridos en un período, en función de la dinámica de las comunidades biológicas presentes (Álvarez, 2006).

Entre los índices más comunes para determinar la calidad del agua están los de biodiversidad, que consideran el número de especies (morfoespecies) y el número de individuos por especie; otros índices comunes son los de medida de tolerancia/intolerancia, por ejemplo, el de puntuación BMWP (Biological Monitoring Working Party) y puntuación ASPT (Average Score per Taxon); estas medidas dependen de la asignación de valores de tolerancia/intolerancia de los taxa (familias) e incluyen la riqueza.

El índice BMWP se fundamenta en la presencia de familias sensibles o tolerantes a la contaminación del agua; para calcularlo se suman los puntos asignados a cada familia según su tolerancia; las puntuaciones altas significan alta sensibilidad a perturbaciones en la calidad del agua, y bajas, lo contrario. El índice de ASPT (puntuación promedio por taxa) es un índice valioso para la evaluación de la calidad del agua, especialmente cuando hay alta diversidad. Se calcula dividiendo la puntuación total BMWP por el número de los taxones calificados en la muestra, lo cual expresa el promedio de indicación de calidad del agua que tienen las familias de macroinvertebrados encontradas en un sitio determinado. Un valor bajo de ASPT asociado a una puntuación baja de BMWP indicará condiciones graves de contaminación. Para Colombia no se han establecido los límites del valor ASPT, y la biodiversidad para las diferentes calidades del agua y el BMWP todavía están en experimentación.

El propósito de este estudio fue elaborar un mapa de calidad de agua de las quebradas La Cristalina y La Risaralda, fuentes abastecedoras del acueducto del área urbana del municipio de San Luis, Antioquia. Para determinar la calidad del agua de las quebradas La Cristalina y La Risaralda, se tuvieron en cuenta criterios físicos, químicos y microbiológicos, comunidades de macroinvertebrados acuáticos y algunas características de la quebrada que pueden alterar la calidad del agua. El mapa elaborado con los valores de índice ASPT servirá como base de comparación de la evolución ambiental de las quebradas y permitirá a la Administración Municipal contar con criterios de decisión adecuados para la destinación de los recursos enfocados al mejoramiento ambiental de los tramos más críticos.

Las cuencas de las quebradas La Cristalina y La Risaralda están situadas en el municipio de San Luis, departamento de Antioquia, Colombia. La Cristalina nace a los 1750 msnm y La Risaralda a 1375 msnm. Confluyen abajo de la zona urbana para luego desembocar en el río Dormilón. Estas dos quebradas son las que abastecen el acueducto urbano del municipio de San Luis (figura 1). En la figura 1, puede observarse la ubicación de las estaciones y de las bocatomas del acueducto urbano. Las estaciones E1 a E6 se encuentran sobre la quebrada La Cristalina, las cuatro primeras arriba de la confluencia con la quebrada La Risaralda. Las estaciones E7 a E10 están ubicadas sobre el cauce principal de La Risaralda.

2.2 Metodología

Diseño del muestreo. Se hicieron dos muestreos en el año 2006; uno correspondió al período seco (febrero) y otro al período lluvioso (abril), aunque ese año fue particularmente lluvioso.

Variables físicas de las quebradas. En campo, se midieron en un tramo de 10 m de longitud de la quebrada el área transversal, el caudal y la velocidad de la corriente. Se realizaron observaciones como tipo de sustrato, número de hábitats, cobertura y uso de la ribera. Los datos fueron registrados en tablas y gráficos, con el fin de establecer las diferencias a lo largo de las quebradas.

Indicadores fisicoquímicos y microbiológicos. Fueron medidos algunos indicadores fisicoquímicos como pH, temperatura, conductividad, oxígeno disuelto y porcentaje de saturación de oxígeno. Se midió el número más probable (NMP) de coliformes totales y fecales por el método de tubos múltiples y fluorescencia. Los valores de estos indicadores se analizaron desde el punto de vista de las limitaciones que pueden presentarse para el uso del agua de las quebradas, según el Decreto 1594 de 1984.

Macroinvertebrados acuáticos. Para las muestras de macroinvertebrados, en cada estación se tomó un tramo de 30 m de longitud de la quebrada, en este transecto fueron identificados los diferentes hábitats presentes y en cada uno de ellos se tomaron como mínimo tres muestras. Para cada estación la unidad de esfuerzo fue de 60 minutos. Se hizo captura manual, con red pantalla y con red D-net. Las muestras extraídas se colocaron en una bandeja blanca y de allí, con la ayuda de pinzas y lupa, se pasaron los organismos a frascos con alcohol al 70%, para su posterior identificación en el laboratorio.

Los ejemplares colectados se identificaron en el laboratorio con la ayuda de estereoscopios y de claves taxonómicas. Los individuos fueron depositados en la colección de macroinvertebrados del Laboratorio de Limnología de la Universidad Católica de Oriente. Se registraron los datos de la familia, el género, el número de individuos colectados y la puntuación del grado de tolerancia a la contaminación.

Análisis de la información. Para determinar la calidad del agua se utilizaron el índice de diversidad de Shannon-Weaver (Shannon, 1949), cuyos valores esperados van entre 0 y 5, el índice BMWP modificado para Colombia y el índice ASPT.

El índice ETP se calculó dividiendo el número de individuos de los órdenes Ephemeroptera, Trichoptera y Plecoptera por el número total de individuos colectados; los valores más altos significan aguas más oxigenadas y limpias. El índice de dípteros se calculó dividiendo el número de individuos del orden Diptera por el número total de individuos colectados; los valores más altos determinan el enriquecimiento del agua con materia orgánica.

Las diferencias en la estructura de la comunidad de macroinvertebrados se evaluaron mediante la aplicación del índice de similitud de Bray-Curtis, el índice ETP, el índice de Diptera y ASPT, utilizando los programas Divers y Biodiversity Pro. El mapa de calidad de aguas se construyó con los valores de ASPT de acuerdo con la clasificación de las aguas y el estado ecológico presentados en la tabla 3.

Se analizaron los resultados físicos, químicos, biológicos y las características del cauce en relación con los resultados del ASPT para explicar el mapa de calidad del agua.

3.1 Descripción física de las quebradas

Perfil de las quebradas. Los perfiles de las quebradas pueden ser observados en la figura 2. En general, las dos quebradas presentaron pendientes medias a altas (entre 50-80 %); en La Risaralda el tramo más pendiente fue el de la estación E10, y en La Cristalina, el tramo cerca del nacimiento y el de la estación E6, antes de desembocar en el río Dormilón. Esta característica hace que estas aguas sean rápidas y que las quebradas tengan un cauce lavado sin mucha acumulación de material finamente particulado.

Vegetación de ribera. Las riberas de ambas corrientes ubicadas aguas arriba de las bocatomas tienen mejor cobertura arbórea con respecto a las demás estaciones. La margen derecha de La Cristalina presenta grupos ocasionales de árboles; la margen izquierda, más desprotegida, presenta árboles espaciados regularmente, excepto en el tramo correspondiente a la estación E4. En La Risaralda, las estaciones E7 y E8 presentan cobertura de árboles ocasionales, mientras que en E9 y E10 se encontraron en ambas márgenes árboles aislados y dispersos, siendo este el tramo más desprotegido de ambas quebradas.

3.2 Calidad fisicoquímica y microbiológica del agua de las quebradas

En la tabla 6 se encuentran los registros de los análisis fisicoquímicos, medidos en el período de lluvias. En ella se observa que la temperatura del agua osciló entre 19,5 y 22,4 ºC, valores comunes para lugares ubicados entre 1200 y 1600 msnm, de acuerdo con la cartografía de la Corporación Autónoma Regional Rionegro-Nare, Cornare. La temperatura del agua en todas las estaciones de La Risaralda es de 21 ºC; en La Cristalina aumenta de E1 a E4 en 3 grados, pero cuando recibe las aguas de La Risaralda, desciende en las últimas estaciones a 21 ºC. También se observa que los valores de pH en todas las estaciones son cercanos al neutro (7,07-6,83 unidades), que son favorables para la biota acuática y no son limitantes para ningún uso. De acuerdo con la conductividad, estas aguas son blandas y no presentan restricciones de uso, porque tienen baja conductividad y baja salinidad.

Debido a la pendiente de ambas quebradas y a su lecho rocoso que genera alta turbulencia, el agua es bien oxigenada. La tabla 6 muestra que la concentración de oxígeno disuelto fue superior a 4 mg/L, valor que se considera límite para aguas naturales (Brasil, Conama,1986; Ramírez y Viña, 1998). La saturación de oxígeno estuvo entre 60 y 70 % en todas las estaciones, excepto en E10 que, en relación con las otras estaciones, tiene además del lecho rocoso altas pendientes, factores que pueden ser determinantes para el aumento de este indicador (figura 4). Estas saturaciones de oxígeno no son restrictivas para la mayoría de las formas de vida acuática. Sin embargo, de acuerdo con el Decreto 1594 de 1984, sólo en E2 y en E10 este indicador no presenta restricciones para el uso recreativo directo primario y secundario.

Todas las estaciones presentan contaminación fecal. De acuerdo con el Decreto 1594 de 1984, según el NMP de coliformes totales y fecales por 100 mL encontrados, las estaciones E4, E5, E6, E8, E9 y E10 tienen restricciones para ser usadas como agua para potabilizar, aun con tratamiento convencional, para recreación de contacto primario y secundario y para riego de frutas que se consuman sin quitar la cáscara y de hortalizas de tallo corto. Las estaciones E1 y E3 tienen restricciones para ser usadas en tratamiento de potabilización con sólo desinfección y para uso recreativo de contacto directo. Las estaciones E2 y E7, que se sitúan arriba de las bocatomas del acueducto municipal, no tienen ninguna restricción de uso.

En la tabla 7 se presentan las abundancias de macroinvertebrados encontradas en ambos muestreos. Los resultados obtenidos para los índices de diversidad, BMWP/Col1, ASTP, índice de Diptera y ETP se registran en la tabla 8 y en la figura 4. El índice BMWP/Col1 no muestra un patrón definido y no concuerda con los valores de colimetría, debido a que estas son corrientes muy bien oxigenadas y con muchos hábitats, entre los que predominan rápidos y rizos (caballitos) que influyen en los resultados. En contraste, el ASPT resultó ser mejor índice de medición, ya que calcula el promedio de la puntación de tolerancia. Este índice muestra que la calidad del agua va disminuyendo desde el nacimiento hasta la desembocadura de estas quebradas en el río Dormilón.

Como puede verse en la figura 4, se presentaron diversidades bajas, menores de 1,0, en las estaciones más contaminadas que son E5, E6 y E10, y también en E2, donde se embalsa la quebrada y se capta agua, hecho que se refleja en la menor diversidad. E10 se caracterizó por una alta abundancia de Simulium y de Physa, lo que explica el menor valor de la diversidad (tabla 8). Los mayores valores de diversidad fueron hallados en las estaciones E7 y E1, que corresponden a las partes más altas de las quebradas y, por tanto, menos intervenidas. Las demás estaciones presentaron diversidades medias. Se observa que la abundancia tiende a aumentar hacia las estaciones más bajas, las cuales también muestran los índices de Diptera más altos que indican mayor contenido de materia orgánica. Por el contrario, los valores del índice ETP, que indica aguas limpias, son menores en estas estaciones más bajas.

De acuerdo con el ASPT todas las estaciones tienen agua Clase II, aceptable (ligeramente contaminada); sin embargo, E10 presentó aguas Clase III, dudosa (aguas moderadamente contaminadas). Con los valores del ASPT se construyó el mapa de calidad de agua de las quebradas, esquematizado en la figura 5. Cuando se observa este mapa y se relaciona con las fuentes de contaminación del agua, se nota que la estación E10 es la que tiene aguas de más baja calidad, porque recibe las aguas de E9, que es la estación más expuesta a las fuentes de contaminación (tabla 5).

Con el fin de observar la tendencia de la similitud en la distribución de las estaciones, se utilizó el índice de similitud de Bray-Curtis, para lo cual fueron usadas las abundancias para cada uno de los taxa de macroinvertebrados, los coliformes fecales y los índices de diversidad, ASPT, equidad, Diptera y ETP. Como puede verse en la figura 6, las estaciones de muestreo forman un gran grupo en el cual se diferencian dos subdivisiones importantes de las cuales se separa E7. La primera subdivisión estuvo formada por las estaciones menos intervenidas, situadas en la parte alta de la cuenca (E1, E2, E3 y E8). La otra subdivisión comprendió las estaciones ubicadas en la parte media y baja de la cuenca (E4, E5, E6 y E9); dentro de esta subdivisión las que presentaron la mayor similitud fueron E4 y E9, mientras que la estación E10, la que recibe la mayor cantidad de descargas de aguas residuales en relación con las demás estaciones, se separó del resto. Estos resultados son coherentes con la distribución obtenida en el mapa de calidad de agua (figura 5).

4. DISCUSIÓN

5. CONCLUSIÓN

AGRADECIMIENTOS

REFERENCIAS