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INTRODUCCIÓN
Los ríos son ecosistemas dinámicos y complejos, con múltiples conexiones con otros ecosistemas, longitudinales (conexión río arriba-río abajo), laterales (conexión con la cuenca hidrográfica y vegetación de la ribera) y verticales (conexión con las aguas subterráneas y la precipitación) (Encalada, 2010). Estas particularidades les permiten brindar múltiples servicios ambientales que han sido utilizados como ejes para el desarrollo de la humanidad, con la consecuente contaminación y transformación de la morfología de sus cauces por la intervención antrópica asociada a grandes obras de infraestructura, afectando además, la calidad del agua con la disposición y vertimiento de residuos sólidos y líquidos, que tiene graves efectos en la biodiversidad acuática y en las funciones y servicios ecosistémicos que proveen.
Particularmente, el río Ranchería, considerado la principal fuente hídrica del departamento de La Guajira, alberga sobre su cuenca el desarrollo de muchas de las actividades económicas del departamento, incluyendo la minería de explotación de carbón a cielo abierto de El Cerrejón, y por su amplio recorrido a través de su superficie, baña con sus aguas a muchos de sus municipios que lo han convertido en el principal receptor de efluentes de los diferentes sistemas de tratamiento de aguas residuales, que no operan eficientemente en la remoción de la carga contaminante (Corpoguajira, 2011).
Diversos estudios han analizado la calidad del agua del río Ranchería (Molina-Bolívar y Jiménez-Pitre, 2017; Bolívar, Pitre y Correa, 2017; Argumedo, Sierra y Negrete, 2017; Pérez, Nardini y Galindo, 2018; Fuentes, Verbel, Villegas y Campos, 2019) y algunos de ellos (Pérez, Nardini y Galindo, 2018; Fuentes et al., 2019) han demostrado el deterioro de la calidad del agua a su paso por la mina de El Cerrejón, dados los vertimientos que realizan los centros poblados alrededor del cauce principal, el aumento de la turbiedad, la disminución de la velocidad del mismo y el excesivo transporte de material suspendido producto de los materiales de arrastre aguas arriba de la cuenca.
No obstante, la mayoría de estos estudios se han realizado desde el punto de vista fisicoquímico de las aguas del río Ranchería, y por ser reconocido ampliamente que estos solo reflejan las condiciones ambientales del ecosistema en el instante en que son evaluadas, se considera necesario incorporar procedimientos de bioindicación a través de macroinvertebrados acuáticos para evaluar la calidad de las aguas del río Ranchería, dado que los bioindicadores reflejan la dinámica ambiental del ecosistema en el tiempo y, por su simplicidad metodológica, rapidez en la obtención de los resultados y alta confiabilidad, se constituyen en una herramienta idónea para el análisis de calidad del agua en ecosistemas lóticos (Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega, 1988; Medianero y Samaniego, 2004; López et al., 2005; Ortiz, 2005; Giacometti, 2019).
En la actualidad, son muchas las investigaciones de bioindicación a través de macroinvertebrados acuáticos que se han realizado en el mundo y en Colombia, puesto que estos son considerados como los mejores indicadores de calidad del agua (Correa, Machado y Roldán, 1981; Álvarez y Roldán, 1983; Arango y Roldán, 1983; Bedoya y Roldán, 1984; Roldán, 1985; Zúñiga de Cardoso, 1985; Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega, 1988; Machado y Rincón, 1989; Pérez, 1999; Sánchez-Vélez y García-Núñez, 1999; Riss, Ospina y Gutiérrez, 2002; Vivas et al., 2002; Chalá et al., 2003; Guerrero-Bolaño, Manjarrés-Hernández y Núñez-Padilla, 2003; Roldán-Pérez, 2003, 2016; González y Lozano, 2004; Gutiérrez, Riss y Ospina, 2004; López et al., 2005; Molina, Fossati y Marín, 2006; Guinard, Ríos y Vega, 2013; Madera, Angulo, Díaz y Rojano, 2016; Murillo-Montoya, Mendoza-Mora, Restrepo-Bastidas y Rodríguez, 2018; Giacometti, 2019). Sin embargo, en el área de estudio, las investigaciones de la calidad de las aguas del río Ranchería a través de procesos de bioindicación son escasos. La literatura revisada solo reporta estudios de este tipo en la zona deltaica del río Ranchería (Castro et al., 2005; Arteta-Bonivento, 2009; Castro et al., 2013).
En virtud de lo anterior, el objetivo de esta investigación fue evaluar la salud ambiental del río Ranchería a través macroinvertebrados acuáticos en el área de influencia del complejo carbonífero El Cerrejón, permitiendo conocer las condiciones de calidad de este ecosistema desde un enfoque biológico para una mejor administración del recurso por parte de las instituciones encargadas a esta labor.
METODOLOGÍA
Área de estudio y estaciones de monitoreo
El río Ranchería está localizado en el departamento de La Guajira (Colombia); nace en la Sierra Nevada de Santa Marta, en la laguna Chirigua a una altitud de 3875 msnm, y tiene una longitud aproximada de 248 km (Corpoguajira, 2011; Corpoguajira y Fundación Pro-Sierra Nevada de Santa Marta, 2012).
Para el desarrollo de este estudio se establecieron tres estaciones de monitoreo sobre el cauce principal del río Ranchería: E1, E2 y E3 (figura 1), respectivamente georreferenciadas a través de un receptor GPS Garmin Etrex (tabla 1). La estación E1, tomada como blanco, se localizó aguas arriba del río Ranchería (cuenca alta) a la altura del corregimiento de Caracolí, Sabana de Manuela, municipio de San Juan del Cesar, se caracteriza porque el cauce presenta un ancho aproximado de 30 m con aguas turbulentas, cristalinas y profundidades promedios de 0,40 m; su fondo se compone de abundante gravilla y rocas de gran tamaño, y en algunos sectores sus bordes presentan lodos finos con presencia de material vegetal de la flora circundante. Las estaciones E2 y E3 fueron situadas en el área de influencia del complejo carbonífero de El Cerrejón El. E2 se localizó antes del complejo minero a 300 m de la población del corregimiento de Papayal, municipio de Barrancas, caracterizada por tener aguas torrentosas en época de lluvias con coloración marrón oscuro atribuidas a la presencia de partículas en suspensión. En época de sequía sus aguas son quietas y transparentes con coloración verdosa producto de la presencia de microalgas del género Lemna; su profundidad promedio es de 0,60 m con fondos arenosos y lechos blandos en los bordes. La estación E3, ubicada aproximadamente entre 2-3 km del municipio de Albania, presenta una profundidad promedio de 0 30 m y un ancho aproximado de 10 m, con aguas corrientes poco transparentes y lecho constituido por gravas y cantos rocosos afilados; en los extremos, el lecho presenta lodos finos.
Tabla 1 Geolocalización de las estaciones de monitoreo
| Estaciones de monitoreo | Coordenadas | Descripción de la zona | |
|---|---|---|---|
| Norte | Este | ||
| E1 | 10º 57’ 12.85’’ | 73º 03’ 31.66’’ | Corregimiento de Caracolí |
| E2 | 10º 59’ 02.49’’ | 72º 46’ 00.42’’ | Corregimiento de Papayal |
| E3 | 11º 10’ 48.29’’ | 72º 33’ 11.74’’ | Municipio de Albania |
Fuente: elaboración propia.
Medición de variables fisicoquímicas
En las estaciones de monitoreo se realizaron mediciones in situ de las variables fisicoquímicas: temperatura (Temp.), oxígeno disuelto (OD), pH, salinidad (Sal.), conductividad (Cond.), utilizando un multiparámetro WTW 3320 y turbidez (Turb.) a través de un turbidímetro HACH 2100P. Asimismo, se tomaron muestras en botellas de polietileno de 500 ml para la determinación de las concentraciones de sólidos suspendidos totales (SST), amonio (NH4+), nitritos (NO2 -), nitratos (NO3 -), fosfatos (PO4 -3), cloruros (Cl-) y la demanda biológica de oxígeno (DBO5), las cuales fueron trasladadas bajo refrigeración a 4 °C al laboratorio de calidad ambiental de la Universidad de La Guajira, para su análisis en un periodo de 8 horas después de la toma de muestras (APHA, et al., 2005). Estos monitoreos se realizaron abarcando un periodo de lluvias comprendido entre los meses de septiembre a octubre de 2014, y uno de sequía, de abril a junio de 2015, de acuerdo con el régimen bimodal de la zona de estudio.
Recolección e identificación de macroinvertebrados acuáticos
Los macroinvertebrados acuáticos se colectaron a través de un muestreo multihábitat, mediante una red Surber con luz de malla de 1 mm, según la metodología recomendada por Roldán (1988) y Moreno (2008). Además, se utilizaron redes D-net para hacer barridos de los márgenes del río con vegetación y de este modo atrapar a los insectos nadadores o que viven adheridos a los tallos y hojas de la vegetación sumergida (Roldán, 1988); nucleadores de PVC de 2'' de diámetro para la colecta de organismos bentónicos y colecta manual de organismos adheridos a rocas y restos de vegetación (troncos y hojarasca). Los organismos encontrados fueron tomados con pinzas entomológicas y depositados en frascos de 30 ml, debidamente rotulados; las muestras se preservaron en alcohol al 70 % (Posada et al., 2000), y posteriormente fueron trasladadas al Laboratorio de Ciencias Biológicas de la Universidad de La Guajira para su identificación a través del uso de claves taxonómicas (Roldán, 1988; Aquatic National, 2001; Fernández y Domínguez, 2001; Muñoz, 2004; Bouchard, Ferrington y Karius, 2004; Álvarez, 2005; McCafferty, 2014; Melo y Montemayor, 2014).
Análisis de los datos
El tratamiento de la información colectada consistió en la determinación de medidas de resumen para las variables fisicoquímicas entre estaciones de monitoreo, cálculo de la estructura numérica de los macroinvertebrados acuáticos a través de los índices de diversidad de Shannon-Weaver (Shannon, 1948) y riqueza de Margalef; clasificación de la calidad de las aguas en cada estación de monitoreo a través del índice BMWP/col (Roldán-Pérez, 2003), evaluación de las asociaciones entre las morfofamilias de macroinvertebrados encontradas y las variables fisicoquímicas medidas a través de un análisis de componentes principales usando el paquete estadístico R v.3.2.5.
RESULTADOS
Desde el punto de vista fisicoquímico, el resumen de las variables consideradas para el desarrollo de este estudio se expone en la tabla 2, donde es evidente el deterioro que presentan las aguas del río Ranchería, conforme su cauce principal hace su recorrido desde E1 hasta E3, presentándose un incremento significativo en la magnitud y variabilidad de los valores medios del contenido de sólidos en suspensión, las concentraciones de Cl-, nutrientes (NH4+, NO2 -, NO3 - y PO4 -3) y la DBO5.
Tabla 2 Resumen de los valores de las variables fisicoquímicas expresadas como x ± s
| Variable | Unid. | E1 | E2 | E3 |
|---|---|---|---|---|
| x̄ ± s | x̄ ± s | x̄ ± s | ||
| Temp | ºC | 24,85 ± 1,44 | 31,45 ± 2,72 | 33,45 ± 3,08 |
| pH | Adim. | 8,2 ± 0,44 | 7,86 ± 0,30 | 7,83 ± 0,20 |
| OD | mg/l | 8,48 ± 1,26 | 6,80 ± 2,14 | 6,51 ± 1,56 |
| Sal | %o | 0,00 ± 0,00 | 0,00 ± 0,05 | 0,10 ± 0,08 |
| Cond | µS/cm | 44,50 ± 5,66 | 435,50 ± 123,08 | 715,00 ± 185,23 |
| Turb | UNT | 7,50 ± 6,31 | 24,55 ± 252,59 | 87,00 ± 355,09 |
| SST | mg/l | 11,45 ± 10,57 | 25,55 ± 191,34 | 38,90 ± 285,88 |
| Cl- | mg/l | 9,86 ± 2,82 | 23,15 ± 2,47 | 36,71 ± 3,66 |
| NH4 + | µg/l | 2,28 ± 3,71 | 11,06 ± 17,80 | 21,87 ± 34,95 |
| NO2 - | µg/l | 2,41 ± 0,87 | 19,51 ± 11,32 | 25,64 ± 5,02 |
| NO3 - | µg/l | 10,64 ± 8,28 | 34,43 ± 22,00 | 61,52 ± 16,34 |
| PO4 -3 | µg/l | 30,71 ± 24,29 | 169,49 ± 29,23 | 223,62 ± 59,34 |
| DBO5 | mg/l | 1,75 ± 1,14 | 2,78 ± 0,96 | 3,50 ± 1,61 |
Fuente: elaboración propia.
Considerando este punto de vista, una visión general del río Ranchería, en el área de estudio, muestra que el incremento de los valores de conductividad eléctrica, sumado a la disminución paulatina del oxígeno disuelto y el pH, son indicativos de impactos en el ecosistema por el desarrollo de actividades antrópicas que, a causa de fluctuaciones en las concentraciones relativas de la totalidad de los iones, en la sumatoria de sus efectos a través del tiempo, muestran o evidencian cambios en la conductividad (Garbagnati, González, Antón y Mallea, 2005). Análogamente, el incremento en las concentraciones de nutrientes y DBO5 se traduce en deterioro de la calidad del agua por aportes de carga contaminante a través de efluentes vertidos sobre el cauce del río; sin embargo, el predominio de formas oxidadas del nitrógeno (NO2 - y NO3 -), respecto a su forma reducida (NH4 +), revela la capacidad de amortiguamiento del río sobre la contaminación y/o su capacidad de autodepuración, en tanto no se incrementen de forma drástica los aportes de contaminantes orgánicos (Castañé et al., 1998; Toro et al., 2002).
Por otro lado, también resalta la contaminación visual o estética que presentan las aguas del río Ranchería en su cuenca media (E2 y E3), a causa de mayores valores de turbidez y sólidos suspendidos totales, atribuidos a la relación positiva y significativa que estas variables guardan con el incremento de precipitaciones sobre las cuencas; efecto que se agudiza en la medida que estas sufran de problemas de desforestación, sean de sustrato blando y fácilmente erosionables (Ortega et al., 1988), como ocurre en la cuenca del río Ranchería.
En general, la dinámica de las variables fisicoquímicas en este estudio corresponde con los valores reportados en otros estudios realizados en estaciones de monitoreo cercanas a las establecidas para el desarrollo de este, en todas las variables analizadas, exceptuando los valores obtenidos de nutrientes (grupo del nitrógeno y PO4 -3), que resultaron ser significativamente inferiores (Bonivento, 2010; Corpoguajira y Fundación Pro-Sierra Nevada de Santa Marta, 2012; Rangel, 2013).
Por otro lado, el muestreo multihábitat de macroinvertebrados acuáticos logró la colecta de 166 individuos representados por 3 filo, 5 clases, 11 órdenes y 30 familias. En general, los órdenes más representativos fueron Odonata (42 ind., 25,00 %) y Díptera (33 ind., 19,64 %), seguidos por Coleóptera (20 ind., 11,90 %) y Hemíptera (16 ind., 9,52). Así mismo, las familias más representativas corresponden a Coenagrionidae (35 ind., 20,.83 %), Culicidae (25 ind., 14,88 %) y Baetidae (14 ind., 8,33 %), seguidas por Hydrobiidae (12 ind., 7,14 %) y Hydrophilidae (11 ind., 6,55 %).
La distribución espacial de los órdenes y morfofamilias encontradas en la zona de estudio se muestran en las figuras 2 y 3, respectivamente, observándose mayor abundancia en E1 de los órdenes Ephemeroptera (24 ind.), Hemiptera (10 ind.), Odonata (10 ind.) y Tricoptera (7 ind.). En E2, la mayor abundancia de individuos se obtuvo para los órdenes Díptera (29 ind.), Coleóptera (17 ind.) y Odonata (13 ind). Por último, E3 se encuentra mejor representada en cuanto a abundancia por los órdenes Odonata (19 ind.), Sorbeoconcha (7 ind.) y Decapoda (4 ind.). Análogamente, las familias con más representación en E1 fueron Baetidae (14 ind.), Coenagrionidae (6 ind.), Philopomamidae (5 ind.), Leptohyphidae (4 ind.) y Leptophlebiidae (4 ind.); en E2, las familias más abundantes fueron Culicidae (25 ind.), Hydrophilidae (11 ind.), Coenagrionidae (10 ind.), Psephenidae (5 ind.) e Hydrobiidae (5 ind.). E3 presentó mayor abundancia de organismos en las familias Coenagrionidae (19 ind.), Hydrobiidae (7 ind.), Belastomatidae (5 ind.) y Palaemonidae (4 ind.).
Fuente: elaboración propia.
Figura 2 Distribución espacial de los órdenes de macroinvertebrados acuáticos colectados en el área de estudio
Fuente: elaboración propia.
Figura 3 Distribución espacial de las morfofamilias de macroinvertebrados acuáticos colectados en el área de estudio
Las asociaciones entre las morfofamilias identificadas en cada estación de monitoreo y las variables fisicoquímicas (figura 4) revelan que las familias Baetidae, Isonychiidae, Leptohyphidae, Leptophlebiidae (Ephemeroptera), Calopterygidae, Gomphidae, Platycnemididae (Odononata), Corexidae, Gerridae, Naucoridae, Notonectidae (Hemiptera), Dixidae (Díptera), Heteroceridae (Coleóptera), Hydropsychidae y Philopotamidae (Tricoptera) se correlacionan positiva y fuertemente con las variables oxígeno disuelto y pH, asociadas a Er Las familias Hidrophilidae, Psephenidae (Coleóptera) Ephemerillidae (Ephemeroptera), Culicidae (Díptera), Planorbidae (Basomatophora), Libellulidae (Odonata) y Tubificidae (Oligochaeta), se asocian más fuertemente con E2. Asimismo, las familias Palaemonidae (Decápoda), Coenagrionidae (Odonata), Chironomidae (Díptera), Hidrobiidae (Sorbeoconcha), Dryopidae (Coleóptera) y Tetragnathidae (Arachnid), se correlacionan fuerte y positivamente con las variables salinidad, turbidez, temperatura, cloruros y los nutrientes (NH4+, NO2 -, NO3 - y PO4 -3) en E3.
Fuente: elaboración propia.
Figura 4 Asociaciones entre morfofamilias identificadas y las variables fisicoquímicas
La estructura numérica de los macroinvertebrados acuáticos colectados en cada estación de monitoreo, a través de los índices de diversidad de Shannon-Weaver y riqueza de Margalef se muestra en la tabla 3. En ella se aprecia que E1 se constituye en un hábitat con una alta diversidad de familias de macroinvertebrados acuáticos (H'E1 = 3,75 bits/ ind), atribuidas a aguas limpias con poca o nula intervención antrópica (Wilhm y Dorris, 1968). Las estaciones E2 y E3 resultaron ser hábitats con mediana diversidad de familias (H' E2 = 2,97 bits/ind y H'E3 = 2,32 bits/ind), asociadas a ecosistemas con aguas ligeramente contaminadas. La riqueza de familias en la zona de estudio presenta una disminución paulatina conforme el río hace su recorrido de descenso a lo largo de la cuenca, obteniéndose que E1 es la estación con mayor riqueza (l E1 = 4,76), propia de ecosistemas diversos con buena calidad ambiental, mientras que E2 y E3, corresponden con hábitats de mediana riqueza (l E2 = 2,82 y l E3 = 1,88).
Tabla 3 Estructura numérica de los macroinvertebrados acuáticos colectados
| Estación | Índice de diversidad de Shannon-Weaver (H’) (bits/ind) | Índice de riqueza de Margalef (I) |
|---|---|---|
| E1 | 3,75 | 4,76 |
| E2 | 2,97 | 2,82 |
| E3 | 2,32 | 1,88 |
Fuente: elaboración propia.
El establecimiento de clases de calidad de agua a las estaciones de monitoreo a través del índice biológico BMWP/col y el ASPT se muestra en la tabla 4, donde se observa que E1 corresponde a la estación con mejor calidad de sus aguas (BWMP/ col = 130; ASPT = 6,50); E2 y E3 corresponden con aguas de calidad aceptable (BMWP/col = 65; ASPT = 5,00), y dudosa calidad (BMWP/col = 50; ASPT = 5,25), respectivamente. En la figura 5 se muestra el mapa de calidad del agua de la zona de estudio en función del BMWP/col.
Tabla 4 Calidad del agua de la zona de estudio según el BMWP/col
| Estación | BMWP/col | ASPT | Calidad |
|---|---|---|---|
| E1 | 130 | 6,50 | Aguas de clase I, de buena calidad o no contaminadas. |
| E2 | 65 | 5,00 | Aguas clase III, de calidad aceptable o ligeramente contaminadas. |
| E3 | 50 | 5,25 | Aguas clase IV, de calidad dudosa o moderadamente contaminadas. |
Fuente: elaboración propia.
Desde el punto de vista biótico, las familias encontradas en E1 son indicadoras de aguas limpias o de buena calidad, caracterizadas por estar bien oxigenadas, con inexistente predominio de procesos de oxidación de materia orgánica (Roldán, 1988; De la Lanza-Espino, Pulido y Pérez, 2000; Hahn-Von Hessberg et al., 2009; Oscoz, Galicia y Miranda, 2009; Rosado, 2009; Flowers y La Rosa, 2010; Gutiérrez y Reinoso-Flórez, 2010; Oliveira y Callisto, 2010; Ramírez, 2010; Forero, 2013; Gil et al., 2013; González-Soriano y Novelo-Gutiérrez, 2014; Jiménez, 2014). En E2, las familias identificadas son indicadoras de estrés en el ecosistema, tolerantes a aguas menos oxigenadas, de bajo caudal y con aportes de materia orgánica (Roldán, 1988; Oscoz, Galicia y Miranda, 2009; Rosado, 2009); no obstante, a la existencia de familias representantes de los órdenes Ephemeroptera y Coleóptera, estas consisten en familias relativamente tolerantes a niveles de estrés por materia orgánica (Oscoz, Galicia y Miranda, 2009). Las familias encontradas en E3 son en su mayoría indicativas de aguas con moderada contaminación de origen de orgánico (Oscoz, Galicia y Miranda, 2009; Rosado, 2009) y/o aguas oligomesotróficas (Rosado, 2009). Se destaca la presencia de representantes de la familia Palaemonidae, considerada como indicadora de buena calidad (Roldán-Pérez, 2003). Sin embrago, De la Lanza-Espino, Pulido y Pérez (2000) consideran a esta familia como indicadoras de bajas concentraciones de oxígeno, altas temperaturas y falta de vegetación riparia, condiciones imperantes en esta estación de monitoreo.
Los valores de diversidad de macroinvertebrados acuáticos en E1 son semejantes a los reportados para ecosistemas lóticos con poca intervención antropica y mayor variedad de microhábitats (Arango et al., 2008; Chalá et al., 2003). Asimismo, la clasificación de calidad del agua en función al índice BMWP/col es similar a los valores establecidos en una quebrada del oriente antioqueño con aguas muy limpias o de buena calidad que, junto a una gran variedad de biotopos, la disponibilidad de alimento y las características del sustrato (similares a E1), permiten una gran abundancia y distribución de las comunidades de macroinvertebrados acuáticos, de allí su alta diversidad y riqueza (Moreno, 2008).
En E2 y E3, la disminución paulatina de la diversidad y riqueza de la fauna de macroinvertebrados acuáticos se explica por la perturbación del ecosistema debido a factores contaminantes como el urbanismo y sus actividades conexas, donde el aumento de los sólidos y la turbidez (como ocurre en río Ranchería) son variables limitantes para el establecimiento de la fauna de macroinvertebrados, dado que se impide el paso de rayos solares al medio, se afecta y tapona el sistema de intercambio gaseoso en los animales acuáticos y destruyen sus hábitats naturales; afectando directamente a las comunidades vegetales que sirven de alimento y refugio para los insectos (Garcia-Alzate, Román-Valencia, González, & Barrero, 2010).
En consecuencia, se refleja el decaimiento de la calidad ambiental del ecosistema a través del BWMP/col. No obstante, la clasificación de la calidad del agua en estas estaciones está ligeramente afectada en comparación a la zona baja de la cuenca, donde los valores de bioindicación a través del mismo índice, adaptado a las condiciones del ecosistema estuarino del río Ranchería, clasifica sus aguas como de clase III, de calidad crítica o aguas muy contaminadas (Castro et al., 2013).
CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos son concluyentes en que la valoración de la calidad del ecosistema, a través de los macroinvertebrados acuáticos y las variables fisicoquímicas analizadas, revela un deterioro progresivo de la salud ambiental del río Ranchería, conforme se avanza en el recorrido del río desde aguas arriba hasta la zona más baja. La estación E1, tomada como blanco, se clasificó como aguas limpias o de buena calidad según la aplicación del índice BMWP/col, con predominio de morfofamilias de macroinvertebrados asociadas a aguas limpias con buena oxigenación. Las estaciones E2 y E3 se clasificaron como aguas de calidad aceptable y dudosa, respectivamente. Lo anterior explica la pérdida de diversidad y riqueza de las familias de macroinvertebrados, con dominio de comunidades de macroinvertebrados asociados a las condiciones de degradación ambiental que sufre el medio.
