Spanish (pdf)
Article in xml format
Article references
Automatic translation
Send this article by e-mail
Cited by SciELO 
Cited by Google 
Similars in
SciELO 
Similars in Google 
Permalink
INTRODUCCIÓN
Los ríos están sometidos a diversas presiones antropogénicas que alteran la calidad de sus aguas originando profundos niveles de contaminación (Sabater et al., 2009; João et al., 2012; Liévano, 2013). Los sistemas hídricos altoandinos albergan gran diversidad de fauna y flora que se ven influenciados por factores altitudinales, geológicos, climáticos y transformaciones fisicoquímicas del agua (Villamarín, 2008). Los análisis de la calidad del agua de estos sistemas deben basarse en herramientas confiables que ayuden a determinar tanto su calidad fisicoquímica como biológica, con miras a la toma de decisiones para la conservación del ecosistema acuático. La elección y uso de estas herramientas requiere de un amplio conocimiento de diversas variables físicas y químicas, así como su interacción con las comunidades biológicas que habitan en este tipo de ecosistemas (Liévano y Ospina, 2007; Roldán y Ramírez, 2008). De las comunidades bióticas de agua dulce, los macroinvertebrados responden espacial y temporalmente a tales interacciones (Wantzen y Rueda-Delgado, 2009), siendo buenos bioindicadores por tener ciclos de vida largos, permitiendo monitorear la calidad del agua dulce; son abundantes y de amplia distribución, fáciles de recolectar e identificar y presentan niveles de tolerancia que los hace vulnerables o resistentes a las diferentes perturbaciones que se produzcan en el sistema (Alba-Tercedor, 1996; Roldán, 1999; Ladrera et al., 2013).
Considerando el análisis de la composición biológica como método de bioindicación y dada las características mencionadas de los macroinvertebrados, se manejan varios índices para la determinación de la calidad del agua. Uno de ellos es el Biological Monitoring Working Party (BMWP) implementado en Inglaterra por Hellawell, (1978) y mejorado por Armitage et al., (1983), adaptado en la península Ibérica como BMWP' por Alba-Tercedor y Sánchez- Ortega, (1988) y denominado después Iberian Biomonitoring Working Party (IBMWP) por Alba-Tercedor et al., (2002). Muchos estudios utilizan este índice (Naranjo-López y López-del Castillo, 2013; Cambrat y Barría, 2014; Zeybek et al., 2014) por ser un método sencillo basado en el análisis de la presencia de ciertas familias de macroinvertebrados tolerantes o sensibles a la contaminación, y que genera resultados rápidos y confiables para la evaluación de la calidad del agua (Alba-Tercedor y Sánchez- Ortega, 1988).
El Indice Biológico Andino (ABI) permite clasificar la calidad ecológica de un sistema, apoyado en el índice original BMWP, y se aplica a ríos altoandinos superiores a los 2000 m.s.n.m. En el ABI se incluye un menor número de familias de macroinvertebrados ya que la altitud restringe la distribución y el nivel de tolerancia al disturbio ambiental difiere de otras regiones del mundo (Acosta et al., 2009; Ríos -Touma et al., 2014). Dada la sencillez y la efectividad en el cálculo de este índice, así como los diversos estudios en países como Perú y Ecuador, lo han convertido en una herramienta muy utilizada para la evaluación de la calidad de agua (Rosero y Fossatti, 2009; Encalada et al., 2011; Salcedo et al., 2013; Yalta et al., 2013; Gamarra et al., 2014).
En Colombia, Roldán, (2003) adaptó el índice como BMWP/Col. como una aproximación para evaluar los ecosistemas acuáticos por contaminación orgánica que, acompañado de parámetros fisicoquímicos de calidad de agua, se puede determinar con seguridad el estado ecológico de un sistema lótico. Sin embargo, la bioindicación con macroinvertebrados en Colombia se inició con las publicaciones de Roldán et al., (1973), Zamora, (2000) y Zúñiga, (2009); en la Sabana de Bogotá se citan los trabajos de Bohórquez y Acuña, (1984) y Rivera-Usme et al., (2015); en la cuenca alta del río Bogotá los estudios de Muñoz y Ospina, (1999), Riss et al., (2002), Gutiérrez et al., (2004) y Liévano, (2013) y en la parte media del curso del río los estudios de Ramírez et al., (2013) y López y Talero, (2015). En el departamento de Boyacá se encuentran los estudios relacionados con la ecología de estos organismos como los de Medellín et al., (2004), Noriega et al., (2010) y Rocha et al., (2015) y en el río Tota los estudios de Rincón, (2006), Castro y Donato, (2008a) y Castro y Donato, (2015).
Si bien en Colombia los índices biológicos de calidad del agua son cada vez más utilizados, aún es necesario ampliar el conocimiento de la diversidad de macroinvertebrados acuáticos en los ríos altoandinos y determinar aquellos índices que puedan adaptarse con mayor precisión a estos sistemas. Es por esto que para este trabajo se eligieron dos ríos altoandinos con un nivel de intervención antropogénico alto. El primero de ellos es el río Tota, considerado como un corredor ecológico que conecta con otros ecosistemas de la cuenca alta del río Chicamocha (CORPOBOYACÁ, 2015) y suministra agua para uso doméstico y agropecuario. La subcuenca del río Tota está impactada por los monocultivos de cebolla y papa (CORPOBOYACÁ, 2015) y la vegetación nativa ha sido reemplazada por pastos para uso ganadero y por vegetación introducida como el Eucaliptus globulus (Castro y Donato, 2008b).
El segundo es el río Bogotá, calificado como un ecosistema importante a nivel histórico y cultural en la sabana de Bogotá (Empresa de Acueducto y Alcantarillado, 2003) que provee agua para diferentes usos, entre ellos, el abastecimiento a la planta de Tibitoc, en el norte de Bogotá (Corporación Autónoma Regional de Cundinamarca-CAR, 2007) y es uno de los sistemas hídricos más alterados del país. También se resalta la importancia ecológica y biológica al ser un corredor natural (Rosselli, 2014) donde convergen múltiples interacciones culturales, sociales y ambientales propios de este ecosistema. Sin embargo, a diferencia del río Tota, el río Bogotá en su recorrido por la Sabana de Bogotá presenta altos niveles de contaminación al recibir los vertimientos de aguas residuales de origen municipal, doméstico, industrial, minero, agrícola y de curtiembres (Alcaldía Mayor de Santa Fé de Bogotá y el Departamento Técnico Administrativo del Medio Ambiente-DAMA, 1997; CAR y EAAB 2007; Contraloría General de la República, 2013).
Siendo estos dos sistemas andinos impactados de manera desigual por actividades antrópicas en diferentes escalas consideramos importante su comparación. Por lo tanto, el objetivo de este estudio es evaluar los resultados arrojados por dos índices biológicos de calidad, así como su relación con los algunos parámetros fisicoquímicos en dos ríos de alta montaña con distintos niveles de intervención antrópica, como un mecanismo que aporte información para su protección y conservación a través del conocimiento de la calidad fisicoquímica y biológica de sus aguas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
Este estudio se realizó en dos sistemas hídricos altoandinos. El río Tota el cual nace en el páramo de las Alfombras en el departamento de Boyacá (5°35' N, y 73°00' W) a una altitud de 2834 m.s.n.m., y de que de acuerdo a la clasificación de Strahler, (1964) este sistema se comporta como un arroyo de tercer orden. Tiene un área de drenaje de 150 km2 y presenta un régimen de precipitación bimodal (máx. abril-mayo y septiembre-noviembre; mín. diciembre-marzo y julio-agosto). La precipitación promedio es de 730,5 mm anuales y la temperatura promedio está entre los 10,5 y 11,8 °C (Castro, 2012).
El río Bogotá nace en el Páramo de Guacheneque (4°17'N y 74°47' W) a una altitud de 3300 m.s.n.m. La cuenca del río Bogotá está divida en: cuenca alta, media y baja (CAR y EAAB, 2007) y presenta un área de drenaje de 5886 km2. La cuenca alta se considera un sistema de tercer y cuarto orden de acuerdo a la clasificación de Strahler, (1964), se ve afectada por un núcleo montañoso frío y por los vientos húmedos que llegan de los llanos y la Amazonía; por tal razón, presenta un régimen de precipitación monomodal (máx. abril y noviembre), mientras que la cuenca baja del río presenta un régimen de precipitación bimodal. La precipitación promedio registrada en la cuenca alta está entre los 800 y 900 mm anuales y la temperatura varía entre los 12 y 15 °C (Soporte POMCA, 2006).
En el río Tota (Fig. 1a) las muestras se colectaron en la parte alta en el municipio de Tota (05°33' N y 73°02' W), en la parte media en el municipio de Cuítiva (05°58' N, y 72°98' W) y en la parte baja en el municipio de Iza (05°61' N y 72°98' W) en épocas de aguas altas (octubre 2007), intermedias (agosto 2007) y bajas (febrero 2008). El curso alto del río Tota se encuentra en buenas condiciones tanto físicas como químicas; sin embargo, el curso medio se ve afectado por vertimientos de actividades agrícolas y la parte baja esta impactada por vertimientos de actividades urbanas (Pedraza y Donato, 2011).
En el curso de alto del río Bogotá (Fig. 1b) las muestras se colectaron en la parte alta antes de la cabecera municipal de Villapinzón (5°13' N, y 73°34' W); en la parte media en el municipio de Tocancipá (4°58' N y 73°54' W) y en la parte baja en el municipio de Chía antes del afluente río Frío (4°50' N y 74° 4' W). Estas muestras se tomaron en épocas de aguas altas (octubre 2013), intermedias (julio 2014) y bajas (enero 2014). El curso alto del río Bogotá, antes de Villapinzón, aparentemente se encuentra en óptimas condiciones; sin embargo, aguas abajo recibe los vertimientos del sector curtiembres en el municipio de Villapinzón (CONPES, 2004; Corredor, 2006; Ortiz y Carmona, 2015), de la minería y de las aguas negras del municipio de Tocancipá y de las aguas residuales del municipio Chía (Consejo de Estado, 2014).
Figura 1 Localización de los puntos de muestreo en el río Tota (a) (Modificado de Pedraza y Donato, 2011) y el curso alto río Bogotá (b) (Modificado de MTS, 2016).
Las muestras fisicoquímicas y biológicas (macroinvertebrados) en el curso alto del río Bogotá fueron tomadas dentro del proyecto "Transformación Ambiental a lo largo del curso alto del río Bogotá" (Rosselli et al., 2014).
Parámetros fisicoquímicos e hidrológicos
Para la colecta y análisis de los parámetros fisicoquímicos e hidrológicos in situ, se siguieron los protocolos de monitoreo y seguimiento de la calidad de agua señalados por APHA, (2005).
En el río Tota se midió el oxígeno disuelto (mg l-1, OD), la temperatura del agua (°C), la conductividad cm-1) y el pH con una sonda multiparamétrica (YSI modelo 55610 MPS). Para la estimación del valor del caudal (m3s-1) se utilizó un correntómetro digital Global.
En el curso alto del río Bogotá se midió el oxígeno disuelto (mg l-1, OD), la temperatura del agua (°C), la conductividad cm-1) y el pH, usando una sonda multiparamétrica (HACH modelo HQ40D). La velocidad del agua se registró en un molinete (GEOPACK/DEVON EX203LP) para obtener el valor de caudal (m3s-1).
Las muestras para análisis en el laboratorio se transportaron, conservaron y almacenaron siguiendo los protocolos de APHA, (2005). Una vez en el laboratorio, cada una de las técnicas utilizadas se estandarizó de conformidad con las indicaciones del manual APHA, (2005). Para el análisis químico de amonio (NH4+ mg l-1) y fosfato (PO4 3- mg l-1) se empleó el método espectrofotométrico UV-VIS realizado en un espectrofotómetro UV-VIS (JENWAY modelo 6405).
Macroinvertebrados
En el río Tota se recolectaron los macroinvertebrados en tramos de 50 m en los sustratos roca, hojarasca, macrófitas y orilla del río con un Surber de 400 cm2. La recolección de macroinvertebrados en el curso alto del río Bogotá se realizó en tramos de 21 m de largo. A lo largo de la orilla se procedió a sacudir la vegetación con una red de patada en contra de la corriente con un esfuerzo de 20 minutos. Para el sustrato sedimento se utilizó una draga Heckman y para el sustrato roca se utilizó un Surber de 900 cm2. Los muestreos se llevaron a cabo siguiendo los protocolos establecidos por Muñoz et al., (2009). La estandarización del esfuerzo entre las diferentes técnicas de muestreo se realizó estableciendo la estabilización de la varianza.
Las muestras se limpiaron y filtraron a través de diferentes tamices (500 μm) y se conservaron en alcohol etílico al 70 %. La identificación taxonómica de los individuos se realizó hasta el nivel de familia usando la literatura y claves de McCafferty, (1981), Needham y Needham, (1982), Roldán, (1988), Merritt et al., (2008) y Domínguez y Fernández, (2009).
Análisis de datos
El comportamiento de las diferentes variables fisicoquímicas: OD (mg l-1), temperatura (°C), NH4+ (mg l-1), PO4 3- (mg l-1), conductividad cm-1), pH, y ambientales: caudal (m3s-1) fue descrito con ayuda de la estadística descriptiva. Fueron evaluados los supuestos de Normalidad (test de Shapiro-Wilk) y homogeneidad de varianza (test de Levene). Se aplicó la transformación logaritmo neperiano en los casos de violación de los supuestos. Se consideraron significativos los valores con una significancia p < 0,05 cuando se cumplieron los supuestos estadísticos y una significancia p < 0,01 en los casos de violación de los mismos. Para comprobar las posibles diferencias en los parámetros medidos como variables dependientes, en función de los puntos de muestreo en cada río y de las épocas climáticas (factores independientes), se realizó un análisis de varianza univariado mediante un diseño de bloques completos al azar (BCA o ANOVA de dos vías). Cuando se detectaron diferencias significativas se empleó el análisis post-hoc de Tukey para comprobar que valores de la variable dependiente diferían unos de otros. En cuanto a las posibles diferencias en el comportamiento de los parámetros fisicoquímicos entre los ríos, éstas se evaluaron por medio de un t-test para muestras independientes, en cada una de las épocas del año. Finalmente, para evaluar las diferencias entre puntos de muestreo en cada río se utilizó una prueba ANOVA de un factor. El nivel de significancia empleado en estos análisis fue de p<0,05. El paquete estadístico utilizado fue el SPSS 20®.
Para determinar la correlación de las variables fisicoquímicas y ambientales con las diferentes épocas de muestreo, así como la correlación de las diferentes familias con las variables fisicoquímicas y ambientales se realizó un Análisis de Correspondencia Canónica (ACC) con el programa CANOCO 4.5 ajustando los valores con Logaritmo; así mismo se corrió una prueba de Montecarlo con 999 permutaciones para determinar la significancia de las variables (Ter Braak y Smilauer, 2002; Leps y Smilauer, 2003).
Los datos obtenidos de las familias de macroinvertebrados se analizaron aplicando el índice BMWP/Col. adaptado a Colombia por Roldán, (2003) que consiste en la presencia y ausencia de familias de macroinvertebrados. Los puntajes asignados para cada una de las familias van de 1 a 10 de acuerdo con la tolerancia a la contaminación orgánica del sistema hídrico con base en el conocimiento de la distribución y abundancia. La suma de la puntuación de cada familia encontrada en el río suministró el puntaje total BMWP/Col. Para la determinación del índice ABI se tomaron como referencia los valores del BMWP/Col. dada las disimilitudes en el relieve y la ecología de otras latitudes. El significado de calidad del agua y el rango de este índice se muestran en la tabla 2.
RESULTADOS
Parámetros fisicoquímicos
Los valores de los fisicoquímicos registrados en el río Tota se muestran en la Tabla 1. El oxígeno disuelto presentó un valor máximo de 10,59 mg l-1 en Iza con tendencia a la disminución de 7,08 mg l-1 en Cuítiva. La temperatura máxima se registró en Cuítiva con un valor de 15,77 °C en época de poca lluvia (febrero 2008) y una mínima de 11,17 °C en Tota en época intermedia (agosto 2007). Respecto a la conductividad presentó un valor de 147,33 μs cm-1 en Iza y un valor mínimo de 28,67 μs cm-1 en Tota donde las perturbaciones ocurridas son menores a las generadas en la zona media y baja del río.
Tabla 1 Valores de los parámetros fisicoquímicos para los puntos de muestreo en las diferentes épocas de lluvia en el periodo de muestreo.
De igual manera, se observa que los parámetros fisicoquímicos registrados en el curso alto del río Bogotá presentaron oscilaciones significativas como en el oxígeno disuelto con un valor máximo de 8,50 mg l-1 en Villapinzón y una disminución drástica de 0,95 mg l-1 en Chía, la temperatura con una máxima de 19,80 °C en Chía y la mínima de 10,35 °C en Villapinzón, mientras que la conductividad tuvo un valor máximo de 520,54 μs cm-1 en Chía y un valor mínimo de 201,95 μs cm-1 en Villapinzón.
En general, las concentraciones descienden a lo largo del gradiente longitudinal de ambos ríos, siendo este descenso más acusado en el río Bogotá. Para ambos ríos los niveles más bajos de oxígeno disuelto, amonio y fosfatos se presentan en épocas de aguas bajas, mientras que la conductividad y el pH son allí más elevados.
Respecto al análisis de varianza univariado, mediante el diseño de Bloques Completos al Azar, (BCA) en el río Tota únicamente el amonio mostró diferencias significativas entre los períodos de aguas altas y bajas, con valores mayores en aguas altas (F=58,324; p<0,01). En el río Bogotá se encontraron diferencias significativas en el oxígeno disuelto y en la temperatura entre los tres puntos de muestreo. En el caso del oxígeno las diferencias fueron significativas entre los tres puntos (F=141,499; p<0,01), y en el caso de la temperatura (F=46,485; p<0,05) Villapinzón fue diferente de las otras dos, ya que en esta estación se presentaron las temperaturas más bajas. En cuanto a la conductividad se hallaron diferencias significativas entre estaciones climáticas (F=45,358; p<0,05) y entre la temporada alta e intermedia, con los valores más elevados en época intermedia.
El t-test para muestras independientes evidencia que sólo se encontraron diferencias significativas en la conductividad entre los dos ríos en cualquier época del año, mientras que para el pH sólo en épocas de aguas bajas. Los demás parámetros no presentaron diferencias significativas. El análisis de varianza no presentó diferencias significativas para el río Tota entre los tres puntos de muestreo. En el caso del río Bogotá sólo se encontraron diferencias significativas entre los tres puntos de muestreo en las concentraciones de oxígeno disuelto (F=156,549; p<0,05) y la temperatura (F=80,818; p<0,05).
Macroinvertebrados
En el río Tota se determinaron 27 familias correspondientes a 11 órdenes. Las familias más representativas fueron Baetidae (25,43 %) en el punto de Iza y Cuítiva, Leptohyphidae (16,43 %) en los puntos de Tota y Cuítiva, Naididae (13,76 %) en los puntos de Tota y Cuítiva, Chironomidae (11,42 %) en los puntos Tota, Cuítiva e Iza y Hyalellidae (10,30 %) igualmente en Cuítiva e Iza (Fig. 2a). En el curso alto del río Bogotá se determinaron 32 familias correspondientes a 13 órdenes. Dentro de las familias más representativas se encontraron Chironomidae (28,94 %) en los puntos antes de Villapinzón y Tocancipá, Leptoceridae (25,20 %) en el punto antes de Villapinzón, Naididae (18,34 %) en Chía y Simuliidae (8,63 %) también en Chía (Fig. 2b). Se observó una abundancia considerablemente menor de Hydroptilidae, Baetidae y Ceratopogonidae en el punto antes de Villapinzón.
Índices biológicos de calidad de agua
Usando los valores obtenidos de las familias de macroinvertebrados encontradas se determinó la calidad del agua de los dos sistemas hídricos mediante la utilización de los índices BMWP/Col y ABI. Las puntuaciones y calidad de agua se ubican en la tabla 2.
Tabla 2 Resultados de los índices BMWP/Col. y ABI en las diferentes épocas y puntos de muestreo. [120-101 buena, 100-60 aceptable, 56-36 dudosa, 35-16 crítica, <15 muy crítica]
Los puntos muestreados en el río Tota en épocas de aguas altas (octubre 2007), intermedias (agosto 2007) y bajas (febrero 2008) se encontraron dentro de un valor de 71 a 113 del índice BMWP/Col., determinando una calidad de agua buena para Tota y Cuítiva en épocas intermedias y bajas, y en Iza una calidad aceptable en época de aguas baja. Los valores del índice ABI de 73 a 105 presentaron en Cuítiva e Iza una calidad de agua aceptable en todas las épocas de muestreo, estos sectores se ven afectados por los vertimientos de actividades agrícolas y por los vertimientos de actividades urbanas respectivamente. En Tota se presentó una calidad buena en época de aguas bajas (Tabla 2).
En el curso alto del río Bogotá los puntos muestreados en la época de aguas altas (octubre 2013), intermedias (julio 2014) y bajas (enero 2014), con los valores del BMWP/ Col. de 3 a 95, manifestaron un notable deterioro en la calidad de agua. En el punto antes de Villapinzón en las épocas altas y bajas dichos valores mostraron una calidad de agua dudosa, cabe anotar que aguas abajo recibe los vertimientos de curtiembres. En Tocancipá se presentó una calidad de agua aceptable en épocas de aguas intermedias y bajas teniendo en cuenta que en este punto hay presencia de minería y vertimiento de aguas negras del municipio de Tocancipá; en Chía se registró una calidad de agua muy crítica en las tres épocas de muestreo. Para el punto antes de Villapinzón, el ABI con valores de 3 a 75 en época de aguas altas y bajas, presentó una calidad de agua dudosa; adicionalmente, en Tocancipá en épocas intermedias y bajas el índice se comportó de la misma manera; mientras que en Chía se registró una calidad de agua muy crítica en las tres épocas estudiadas (Tabla 2), encontrándose en este último punto un evidente alto grado de perturbación debido al vertimiento de las aguas residuales del municipio Chía, reflejado en el detrimento de la calidad del agua, lo que conlleva a recomendar la no utilización de esta aguas para consumo humano, animal y riego de cultivos. Contrario a los datos de calidad de agua obtenidos en el río Tota donde la calidad del agua es apta para consumo humano y animal con un nivel básico de potabilización.
Análisis de Correspondencia Canónica
De acuerdo con el ACC en el río Tota se explicó una varianza del 60,4 % en el primer eje y del 88,7 % en el segundo eje (Fig. 3a). Según el ACC las variables significativas fueron la temperatura y la conductividad relacionadas con las familias Hyalellidae y Leptohyphidae en Iza y Cuítiva en la época de febrero. El caudal se relacionó con Sphaeriidae en Iza en los meses de octubre y agosto.
Figura 3 Análisis de Correspondencia Canónica (ACC) para los puntos del río Tota (a), y los puntos del curso alto del río Bogotá (b).
Para el curso alto del río Bogotá, el ACC explicó una varianza del 79,5 % para el primer eje y del 93,9 % para el segundo eje (Fig. 3b). De acuerdo con el análisis se puede deducir que las variables más significativas fueron el caudal, conductividad y temperatura relacionados con la familia Veliidae en Tocancipá durante las épocas de octubre y julio.
DISCUSIÓN
Las comunidades de macroinvertebrados varían su composición y estructura debido a agentes contaminantes generados por actividades antrópicas en los sistemas lóticos que a su vez afectan la calidad del agua. El oxígeno disuelto es un parámetro fundamental ya que su concentración determina las especies que, de acuerdo a su tolerancia y rango de adaptación, pueden sobrevivir en un determinado cuerpo de agua (Sierra, 2011). Por consiguiente, una disminución del oxígeno disuelto afecta significativamente la fisiología de los organismos, lo que se refleja en dicha estructura y composición de las comunidades acuáticas; sin embargo, algunas poblaciones son más tolerantes que otras a dicho cambio (Naranjo-López y López-del Castillo, 2013). Esta característica se denota claramente en el río Bogotá, donde en Chía no se superan concentraciones de 1,3 mg l-1 en ninguna época del año y coincide con la abundancia de organismos de la familia Naididae, los cuales viven en aguas altamente contaminadas y eutrofizadas, y pueden tolerar bajas concentraciones de oxígeno (Roldán, 2003; Liévano y Ospina, 2007). Caso contrario se presentó en Villapinzón donde las concentraciones de oxígeno disuelto son altas (8,50 mg l-1) favoreciendo la abundancia de las familias como Simuliidae y Leptoceridae (Domínguez y Fernández, 2009) características de aguas limpias (Roldán, 2003). Mateus, (2011) encontró una disminución de oxígeno disuelto aguas abajo relacionada con vertimientos de aguas residuales domésticas e industriales sin tratamiento alguno a lo largo del cauce del río Bogotá. En la mayoría de las situaciones, el incorporar materia orgánica puede resultar en una pérdida en la saturación del oxígeno disuelto como resultado de los procesos de oxidación que causan la descomposición anaeróbica de cualquier material orgánico presente y facilitan la formación de gases nocivos como el disulfuro de hidrógeno, dióxido de carbono y metano como indicadores de alta contaminación (Orozco et al., 2003; Sierra, 2011).
Tanto en el río Tota como en el río Bogotá los valores de nitrógeno amoniacal y ortofosfatos presentaron valores por encima de los registros normales para ríos y quebradas de alta montaña de la región andina que, según Roldán, (2008), tienen en promedio concentraciones de 0,001 mg l-1, y son de origen antrópico producto de la contaminación orgánica proveniente de vertimientos de tipo doméstico, industrial y agrícola (Roldán, 2008). El amonio, al producirse en el primer paso de la mineralización, constituye probablemente el mejor indicador químico indirecto de contaminación fecal en las aguas, en general, la presencia de amoniaco libre o ion amonio se considera como una prueba química de contaminación reciente y peligrosa (Roldán, 2008; Sierra, 2011) . Así mismo, un enriquecimiento de nutrientes en el agua por cultivos agrícolas generalmente se asocia a una disminución de la calidad de agua, lo que a su vez determina la presencia de diversos órdenes de macroinvertebrados (Harding et al., 1999). En este estudio los fosfatos aumentaron en los dos sistemas hídricos a lo largo de su curso, lo que contribuye al incremento en la abundancia de la familia Chironomidae que habita en aguas con un alto contenido de nutrientes (Oscoz et al., 2006).
En el curso alto del río Bogotá, la contaminación es predominantemente de tipo orgánico, representada en los efluentes de las Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales municipales (PTAR) (el municipio de Villapinzón no cuenta con una PTAR) y de otro tipo de descargas no conectadas a una red de alcantarillado (CAR, 2007). En el río Tota, la familia Baetidae, común en aguas contaminadas (Ríos et al., 2014), fue abundante en Iza, y la familia Naididae en Cuítiva donde existe aporte de nutrientes en el agua debido a actividades domésticas, agrícolas y ganaderas (Castro, 2012) . Las concentraciones de amonio en el río Tota (0,018 a 0,2 mg l-1) y en el curso alto del río Bogotá (0,065 a 0,36 mg l-1) fueron bajas; por lo tanto, no representan daño alguno para el sistema ya que, según Ramírez et al., (2013), son perjudiciales para la biota acuática los valores mayores a 0,5 mg l- 1.
En el curso alto del río Bogotá la familia Chironomidae fue abundante en julio en Tocancipá, mientras que Leptoceridae fue abundante en la misma época en Villapinzón y Naididae fue abundante en Chía en el mes de enero. En el río Tota, Baetidae fue abundante en octubre y agosto en Iza, Leptohyphidae en febrero en Tota y Naididae en octubre en Cuítiva, lo cual difiere de estudios de Jacobsen y Encalada, (1998) y González et al., (2013) quienes consideran que el número de organismos es más alto en época seca que en la época lluviosa.
La conductividad del río Tota presentó valores inferiores a los presentados en el río Bogotá, siendo estos valores, por el efecto de la disolución, más bajos en épocas de aguas altas. En general, como se puede observar en ambos ríos, la conductividad se eleva de forma progresiva de aguas arriba hacia aguas abajo. Según Rodier, (1998), la relación que existe entre la mineralización y la conductividad es la siguiente: < 100 μs cm-1 se considera mineralización muy débil; entre 100 μs cm-1 y 200 μs cm-1, mineralización débil; entre 200 μs cm-1 y 333 μs cm-1, mineralización media; entre 333 μs cm-1 y 666 μs cm-1, mineralización media acentuada; entre 666 μs cm-1 y 1000 μs cm-1, mineralización importante; finalmente una conductividad > 1000 μs cm-1 se considera una mineralización elevada. En el caso del río Tota se puede hablar de una mineralización entre muy débil y débil para cualquier estación en cualquier época del año. En el caso del río Bogotá la mineralización se encuentra entre media y media acentuada.
Esto coincide con lo encontrado en este estudio, donde el ACC prevaleció la importancia de las variables conductividad y temperatura, demostrando así su influencia sobre Hyalellidae y Leptohyphidae en Iza y Cuítiva en la época de febrero, y se asocian a aguas poco contaminadas (Ríos et al., 2014), con un caudal bajo y un aumento de la temperatura Castro, (2012). En Iza, el caudal se relacionó Sphaeriidae en octubre y agosto indicando la presencia de a aguas contaminadas (Roldán, 2003).
En Tocancipá, en los meses de octubre y julio, hubo relación entre la familia Veliidae con la conductividad, la temperatura y el caudal. Si bien esta familia es un indicador de aguas de buena calidad, principalmente en la película superficial (Parra-Trujillo et al., 2014), los resultados del índice ABI demostraron que la calidad del agua es aceptable en este sector para esta época; por lo tanto, podemos inferir que la presencia de estos organismos está relacionada más con la presencia de abundante vegetación emergente en las orillas del río (Roldán, 2003) que con la calidad del agua.
En definitiva, el presente trabajo muestra como el ABI da un diagnóstico más preciso de la calidad del agua de los dos sistemas estudiados, quizás porque la sensibilidad del ABI se adecúa a las influencias antrópicas y a la altitud en la cual el índice fue establecido, aspectos que limitan la distribución de las familias de macroinvertebrados en ríos altoandinos (Ríos et al., 2014), y concuerda con los estudios de Rosero y Fossatti, (2009) en ríos del páramo de Papallacta, quienes encontraron que el ABI se acopla a las condiciones que presenta el agua y a la exigencia de los puntajes de las familias representadas en el BMWP/Col. Además, Toledo y Mendoza, (2016) recomiendan la aplicación del índice ABI en áreas de páramo porque incluye todas las familias propias de este hábitat, ya que estudiaron ríos que están por encima de los 2000 m.s.n.m. Sánchez, (2005) aclara que el índice BMWP/Col se ha diseñado para zonas de baja altitud, basados en resultados de estudios realizados para los departamentos de Antioquia, Valle, Cauca y Tolima, sin presentar resultados relacionados con la zona oriente y la zona andina de Colombia; mientras que estudios de Riss et al., (2002), Zúñiga, (2009), Giraldo et al., (2014) y Murillo-Torrentes et al., (2016) han hecho modificaciones al BMWP/Col., para poderlo aplicar según las condiciones locales. Sin embargo, Montoya et al., (2011) y Roldán, (2016) mencionan que en Colombia las investigaciones realizadas desde hace más de tres décadas han generado una base sólida de información que ha permitido el uso de índices como el BMWP/Col (García et al., 2017).
Cabe resaltar la importancia de la utilización de estos índices como herramienta de diagnóstico de la calidad de agua de un ecosistema lótico determinado. Aunque existen falencias en los índices aplicados, como menciona Álvarez, (2005) al basarse solamente en el nivel taxonómico de familia, en unos pocos casos existen géneros dentro de una misma familia con un valor de indicación diferente, debido a que tienen representantes tanto de aguas limpias como de aguas con algún grado de contaminación. Es importante seguir avanzando en los estudios que implementen índices hasta nivel sistemático de género para así complementar las tablas de puntajes del BMWP/Col y del ABI que evidencien de manera más finita la calidad del agua del sistema analizado.
CONCLUSIONES
El BMWP/Col. en el río Tota mostró que la calidad del agua en la parte alta, media y baja fue "buena"; sin embargo, el ABI cambió en las tres zonas a una calidad de agua "aceptable". El BMWP/Col. en el curso alto del río Bogotá, Villapinzón presentó una calidad de agua "dudosa", Tocancipá una calidad de agua "aceptable" y Chía una calidad de agua "muy crítica"; mientras con el ABI Villapinzón y Tocancipá cambiaron a una calidad de agua "dudosa" y Chía a una calidad de agua "muy crítica", definiendo así que el ABI es más eficaz para determinar la calidad del agua en ríos altoandinos por encima de los 2000 m.s.n.m.
Aun cuando para ambos sistemas, la parte alta presenta condiciones hidrológicas, fisicoquímicas y biológicas más favorables que la parte baja, es notorio en impacto producido por las perturbaciones humanas lo que favorece la presencia de las familias tolerantes a diferentes tipos de contaminación.
