Novasinergia 2025, 8(2), 56-71. https://doi.org/10.37135/ns.01.16.03 http://novasinergia.unach.edu.ec
Artículo de Investigación
Evaluación de la calidad del agua en ecosistemas altoandinos: un análisis
comparativo de índices basados en macroinvertebrados
Water quality assessment in High Andean ecosystems: a comparative analysis of
macroinvertebrate-based indices
Cristhian Lapo-Alcivar1, Emily Vaca-Tapia2,
Cristina Cóndor-Simbaña2, Luis Silva-Palmay1,
Sulaya Bayancela-Delgado3, María Fernanda Rivera-Velásquez1
1Grupo de Investigación en Energías Alternativas y Ambiente, Facultad de Ciencias, Escuela Superior Politécnica de Chimborazo,
Riobamba, Ecuador, 060150;
2Consultora Ambiental SAET Soluciones, Riobamba, Ecuador, 060150;
3Grupo de Investigación de Manejo y Aprovechamiento de los Recursos Renovables, Facultad de Recursos Naturales, Escuela
Superior Politécnica de Chimborazo, Riobamba, Ecuador, 060150;
cristhianlapo@gmail.com; emiivt1999@gmail.com; gabycondor56@gmail.com; felipe.silva@espoch.edu.ec;
sulaya.bayancela@espoch.edu.ec
*Correspondencia: mariaf.rivera@espoch.edu.ec
Citación: Lapo-Alcivar, C.; Vaca-
Tapia, E.; Cóndor-Simbaña, C.;
Silva-Palmay, L.; Bayancela-
Delgado, S. & Rivera-Velásquez, M.,
(2025). Evaluación de la calidad del
agua en ecosistemas altoandinos: un
análisis comparativo de índices
basados en macroinvertebrados.
Novasinergia. 8(2). 56-71.
https://doi.org/10.37135/ns.01.16.03
Recibido: 27 octubre 2024
Aceptado: 22 enero 2025
Publicado: 02 julio 2025
Novasinergia
ISSN: 2631-2654
Resumen: El estudio se llevó a cabo en el Área de Protección Hídrica Quinllunga, ubicada en
la provincia de Bolívar, en los Andes ecuatorianos. Su objetivo fue evaluar, la calidad del agua
del río Diablo Sacha, para esto, se ubicaron diez estaciones de monitoreo a lo largo del cauce.
Se realizaron tres campañas de muestreo, donde se recolectaron macroinvertebrados y se
registraron los parámetros fisicoquímicos clave. Posteriormente, se empelaron los índices:
Monitoreo Biológico adaptado a Colombia (BMWP/Col), Biótico Andino (ABI), y finalmente,
Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera (EPT) para evaluar la calidad del agua, y
complementariamente, se calculó el índice de Simpson (D) y el índice de Shannon (H') para
analizar la abundancia y diversidad de los macroinvertebrados. Adicionalmente, se realizó una
correlación Spearman entre D y H’ en función de los parámetros fisicoquímicos, para
determinar como la calidad ambiental afecta a la biodiversidad. Finalmente, por medio de un
análisis de componentes principales (ACP) se identificó como los factores ambientales, en cada
una de las estaciones, tienen mayor influencia en la composición y distribución de las
comunidades biológicas. En general, la calidad del agua en los 10 puntos de muestreo varió,
entre buena y aceptable, según los índices BMWP y ABI, consistentes entre sí. El índice ETP
presentó discrepancias al clasificar la calidad entre mala y regular. Por otro lado, la correlación
de Spearman y el ACP evidenció las diferencias de sensibilidad de macroinvertebrados en
dependencia de las condiciones del hábitat.
Palabras clave: Ecosistema altoandino, Índice ABI, Índice BMWP/Col, Índice EPT,
Macroinvertebrados.
Copyright: 2025 derechos otorgados por
los autores a Novasinergia.
Este es un artículo de acceso abierto
distribuido bajo los términos y
condiciones de una licencia de Creative
Commons Attribution (CC BY NC).
(http://creativecommons.org/licenses/by/
4.0/).
Abstract: The study was conducted in the Quinllunga Water Protection Area in Bolívar Province, in
the Ecuadorian Andes, with the objective of assessing the water quality of the Diablo Sacha River. Ten
monitoring stations were established along the river's course. Three sampling campaigns were carried
out, during which macroinvertebrates were collected, and key physicochemical parameters were recorded.
To evaluate water quality, the Biological Monitoring Working Party index adapted to Colombia
(BMWP/Col), Andean Biotic Index (ABI), and the Ephemeroptera, Plecoptera, and Trichoptera (EPT)
index were applied. Additionally, the Simpson Index (D) and the Shannon Index (H') were calculated
to assess macroinvertebrate abundance and diversity. A Spearman correlation was performed between D
and H' and the physicochemical parameters to determine how environmental quality affects biodiversity.
Finally, a principal component analysis (PCA) was conducted to identify how environmental factors at
each station influence the composition and distribution of biological communities. Overall, water quality
across the 10 sampling points ranged from good to acceptable according to the BMWP and ABI indices,
which showed consistent results. However, the EPT index, however, presented discrepancies, classifying
the water quality as poor to moderate. The Spearman correlation and PCA further highlighted differences
in macroinvertebrate sensitivity depending on habitat conditions.
Keywords: High Andean ecosystem, ABI index, BMWP/Col index, EPT index, Macroinvertebrates.
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1. Introducción
Los ecosistemas altoandinos funcionan como esponjas naturales, capturando y
almacenando agua, lo que los convierte en fuentes esenciales para los acuíferos y ríos [1].
Sin embargo, la calidad del agua en estos sistemas ha sido significativamente afectada por
actividades antropogénicas [2], y a pesar de su reconocida importancia, persiste un limitado
entendimiento sobre las repercusiones de esta degradación en la calidad del agua y en las
comunidades biológicas [3]. Los macroinvertebrados se utilizan con frecuencia como
indicadores de calidad del agua, debido a que son sensibles a la contaminación y a los
cambios en su entorno, estos presentan diversa tolerancia a la contaminación, lo cual
conlleva a una respuesta particular según la especie. Su diversidad y distribución están
directamente influenciadas por la calidad del agua, lo que los convierte en bioindicadores
confiables [4].
La presencia o ausencia de estos organismos en ecosistemas de agua dulce está determinada
por diversos factores como pH, temperatura, oxígeno disuelto, y características hidrológicas
[5]. El monitoreo de macroinvertebrados es una herramienta fundamental en el estudio de
los ecosistemas acuáticos, porque permite detectar tanto los efectos de presiones naturales
como antrópicas en su hábitat, y proporciona una base sólida para proponer acciones de
conservación orientadas a la preservación y restauración de estos ecosistemas [6]. En
ecosistemas altoandinos del Ecuador se ha tenido avances en su estudio, mediante la
creación de índices adaptados a condiciones locales [7]. Sin embargo, persisten vacíos en la
identificación taxonómica de macroinvertebrados y en el estudio de su biología (desarrollo,
reproducción y crecimiento) en altitudes superiores a los 4 000 m s. n. m., lo que abre
oportunidades para investigaciones futuras [8].
La Constitución de la República del Ecuador, considera el agua como un bien estratégico de
uso público y un derecho humano fundamental [9], bajo este sentir, existen algunas
experiencias meritorias de comunidades campesinas, donde se están implementando
medidas dirigidas a garantizar la gestión sostenible del páramo, con el objetivo de asegurar
el acceso continuo del recurso hídrico para las futuras generaciones [10]. Una experiencia
notable fue la Declaratoria del Área de Protección Hídrica Quinllunga (APHQ), provincia
de Bolívar, en el año 2021, donde las comunidades y los gobernantes locales, asumieron la
responsabilidad de conservar y administrar esta zona de interés, en beneficio común,
reconociéndola como un recurso social de uso compartido.
La obtención legal de la declaratoria implica la obligación de cumplir con el monitoreo de
calidad de agua establecido en su Plan de Manejo Ambiental (PMA) [11]. Los altos costos
han limitado la frecuencia de los monitoreos, lo que ha llevado a evaluar la calidad del agua
con un único muestreo en toda la zona, el cual no refleja adecuadamente sus características;
por ello, es importante considerar técnicas como el uso de macroinvertebrados, más
accesibles económicamente y representativas de las condiciones espaciales.
Bajo los antecedentes antes descritos, la presente investigación busca evaluar la calidad del
agua en el APHQ utilizando macroinvertebrados como bioindicadores, mediante la
comparación de los índices: Biological Monitoring Working Party adaptado para Colombia
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(BMWP/Col), Índice Biológico Andino (ABI) e índice Ephemeroptera, Plecoptera,
Trichoptera (EPT).
2. Metodología
2.1. Área de estudio
El estudio se realizó en el APHQ, situada en la parroquia rural de San Simón del
Cantón de Guaranda, en los andes centrales ecuatorianos como se muestra en la Figura 1.
En el año 2021 se declara, área de protección a 566.58 ha de páramo, que tienen un rango
altitudinal entre 3500 m.s.n.m. a 4200 m.s.n.m. Su principal curso de agua es el río Diablo
Sacha, perteneciente a la microcuenca del río San Lorenzo, subcuenca del río Yaguachi, que
desemboca finalmente en la cuenca del río Guayas. Los meses de enero a julio son los más
lluviosos con rangos de precipitación que oscilan entre 500 mm hasta 1250 mm [12]. El
APHQ es un ecosistema herbazal de páramo caracterizado por sus pajonales, con
remanentes de arbustal siempreverde de páramo [11].
Figura 1. Mapa de ubicación de los puntos de monitoreo en el Río Diablo Sacha, APHQ
2.2. Muestreo in situ
El muestreo in situ se realizó en el río Diablo Sacha, se utilizó el software QGIS para
distribuir homogéneamente las estaciones en diferentes altitudes, como se muestra en la
Figura 1. Se consideró que los puntos a bajas altitudes podrían estar más expuestos a la
influencia humana. Posteriormente, se efectuó una visita de campo para verificar que estas
estaciones fueran accesibles y representativas. Las estaciones están distribuidas entre los
3352 m.s.n.m (E1) a los 4100 m.s.n.m (E10), cada una de ellas está separada
Novasinergia 2025, 8(2), 56-71 59
aproximadamente por 2 km de distancia. Se realizaron tres campañas de monitoreo durante
los meses de agosto 2023 a enero 2024, que corresponde a la época seca (agosto 2023), época
de transición (octubre 2023) y época lluviosa (enero 2024), es importante destacar el elevado
esfuerzo de monitoreo involucrado en el estudio, el cual requirió cerca de 9 horas de
caminata para recorrer completamente el área por cada salida de campo, subrayando así el
compromiso y la exhaustividad del proceso de recolección de datos. En las campañas de
muestreo fueron medidos los parámetros fisicoquímicos del agua, se recolectaron especies
de macroinvertebrados y, finalmente, se determinó la calidad del agua a través de la
identificación de macroinvertebrados.
2.2.1. Medición los parámetros fisicoquímicos del agua
Con el objetivo de comprender la dinámica del ecosistema acuático, se llevaron a cabo
mediciones de parámetros fisicoquímicos in situ. Utilizando un medidor digital
multiparamétrico (SX751, ICHEMING, Shanghái, China), se registraron la temperatura T
(°C), el oxígeno disuelto OD (%, ppm), la conductividad eléctrica CE (µS/cm) y la presión
atmosférica PA (mmHg) del agua. Asimismo, se determinó el pH utilizando el pH-metro
(Pro10, YSI, Yellow Springs, Estados Unidos).
2.2.2. Determinación del caudal promedio
El caudal se determinó de manera indirecta a través de la medición de la velocidad
del agua V (m/s) a diferentes profundidades P (m) con un molinete universal (OSSB1,
KISTERS, Düsseldorf, Alemania). Para determinar el caudal promedio Q (m3/s) en cada
estación, se registró el ancho A (m) del río en intervalos de 30 cm. Estas mediciones se
realizaron en cada una de las estaciones, subdividiendo el tramo según el ancho. La P se
midió en cada subdivisión con un molinete graduado. La V se calculó en función de P de la
siguiente manera: cuando P ≤ a 0.5 m, se tomó la medida al 0.60 P; cuando 0.5 m ≤ P ≤ 1.2 m,
se midió en dos puntos correspondientes al 0.20 P y 0.80 P, y finalmente, si 1.2 m ≤ P ≤ 1.7
m, la medición se realizó en tres puntos correspondientes al 0.20 P, 0.60 P y 0.80 P. Cuando
había más de dos puntos de medición, se calculó el promedio de la velocidad para cada
área. Consecuentemente, el caudal promedio en cada una de las estaciones se obtuvo
mediante la ecuación 1.

Ec.1
Donde:
Q = Caudal promedio del agua, en m3/s.
Ai = Área i-enésima de la sección transversal, en m2.
Vi = Velocidad media i-enésima del agua, en m/s.
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2.2.3. Recolección de macroinvertebrados
En la fase de campo, dada la heterogeneidad de hábitats identificados, se utilizaron
dos diferentes mecanismos de muestreo para la recolección de macroinvertebrados: 1) Para
fondos uniformes y de corriente moderada, se utilizó la red Surber, que tiene una estructura
de malla cuadrada de 3m x 3m. La muestra fue recolectada con una técnica denominada "de
patada" para los cual se posicionó la red contra la corriente y se realizó la acción de patear
el sustrato circundante, con la finalidad de liberar a los especímenes ocultos en el sedimento,
los cuales posteriormente son arrastrados hacia la red mediante un movimiento suave del
pie [13]. 2) Para puntos de muestreo caracterizados por sustratos rocosos o irregulares,
donde la vegetación ribereña u otros obstáculos limitan el acceso, se utilizó la técnica “de
mano”, que consiste en introducir al curso de agua, la red D-net de malla de 500 µm de 25
cm x 25 cm. El tiempo de recolección fue de dos minutos, este período ha demostrado ser
suficiente para capturar una muestra representativa sin agotar recursos ni tiempo [14].
Una vez recolectadas las muestras, el contenido de las redes se trasvasó a bandejas plásticas
con ayuda de las manos formando un embudo para minimizar la pérdida, tanto de sustrato
como de macroinvertebrados, se enjuagó las redes y su contenido fue incluido en las
bandejas. Posteriormente, se procedió a la remoción de piedras, rocas, hojarasca y residuos
de raíces, entre otros elementos [14]. Con ayuda de pinzas entomológicas se separaron los
macroinvertebrados encontrados, que fueron depositados en frascos de 250 m esterilizados
llenados con alcohol al 96%. Finalmente, las muestras fueron etiquetados manteniendo las
cadenas de custodia y llevadas al laboratorio.
2.3. Identificación taxonómica de macroinvertebrados en laboratorio
En el laboratorio de Entomología de la ESPOCH, las muestras fueron colocadas en
cajas Petri, y cada uno de los especímenes fue visualizado individualmente a través del
estereomicroscopio (NIKON, SMZ-800N, Tokio, Japón) y el software de análisis de
imágenes (MShot Images Analysis System, Guangzhou, China). Para la identificación
taxonómica de las familias, se emplearon claves dicotómicas adaptadas a ecosistemas
comparables [14; 15; 16].
2.4. Indicadores de la salud ecosistémica
La salud ecosistémica puede considerarse como un proceso de interacciones
complejas entre los componentes bióticos y abióticos de un ecosistema, vista como el
equilibrio entre ambos, para preservar la biodiversidad, la productividad, la estabilidad y
la resiliencia frente a cambios o disturbios. Para su evaluación se utilizan el índice de
abundancia D y el índice de diversidad H^` y, finalmente, la calidad de agua de río mediante
la identificación de macroinvertebrado bentónicos (BMWP/Col, ABI y EPT).
2.4.1. Índice de índice de diversidad (Simpson) e índice de abundancia (Shannon)
La ecuación 2 muestra el índice de Shannon H^` que cuantifica la diversidad y
equitatividad de las familias presentes, es decir, considera tanto la cantidad de familias
como la uniformidad en la distribución de individuos entre esas familias [17].
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󰇛󰇜

Ec.2
Donde:
H’ = índice de Shannon
= número total de familias
pi = proporción de individuos que pertenecen a la familia i
Log = logaritmo natural (base )
La ecuación 3 conocida como el índice de Simpson D considera dominancia de familias en
un ecosistema, es decir, está influenciado por aquellas que tienen una gran proporción de
individuos en comparación con las demás familias [17].


Ec.3
Donde:
D = índice de Simpson
= número total de familias
 = proporción de individuos que pertenecen a la familia i
2.4.2. Índice de la calidad de agua de río
Para evaluar la calidad del agua utilizando macroinvertebrados, se aplicaron tres
índices bióticos: BMWP/Col, el cual es ampliamente utilizado en estudios sudamericanos,
incluido Ecuador por su similitud territorial [18; 19]; ABI aplicado en ríos altoandinos que
sobrepasan los 2000 m.s.n.m, debido a restricciones como temperatura, gradiente altitudinal
y nivel de tolerancia, este índice abarca un menor número de familias para su aplicación
[20] y; EPT, que ha sido adaptado en diversos estudios para evaluar la salud de los
ecosistemas acuáticos, reflejando su amplia aplicación y su relevancia en la limnología y
ecología acuática [21].
BMWP/Col asigna a cada taxón de macroinvertebrados una puntuación entre 1 a 10,
reflejando su sensibilidad a la degradación ambiental, en este sentido, taxones tolerantes a
altos niveles de contaminación obtienen puntuaciones bajas, y, aquellos que requieren aguas
limpias reciben puntuaciones altas. La suma total de estas puntuaciones determina la
calidad del agua [22]. El ABI se fundamenta en el mismo principio de tolerancia a la
contaminación que BMWP/Col, sin embargo, se ajusta para reflejar las condiciones
particulares del ecosistema altoandino, limitando su evaluación a los taxones de este
ambiente en específico [22]. Por otro lado, el índice EPT fue calculado sumando el número
de taxas de Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera presentes en la muestra, a través del
siguiente criterio, cuanto mayor sea el número de taxa de EPT, mayor será la calidad del
agua, ya que estas especies son generalmente más sensibles a la contaminación y se
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encuentran en aguas más limpias. Su cálculo se realizó dividiendo el número de individuos
de los órdenes EPT por el número total de individuos colectados y se multiplica por 100
[18]. La Tabla 1 muestra la clasificación de los índices BMWP/Col, ABI y ETP, según los
criterios de valoración utilizados para determinar la calidad del agua en función de
indicadores biológicos.
Tabla 1. Clasificación de la calidad del agua basada en los índices BMWP/Col, ABI y ETP
BMWP/Col
ABI
ETP
Rango
Rango
Rango
Mayor a 100
Mayor a 96
De 75 a 100%
De 61 a 100
De 59 a 96
De 51 a 74%
De 36 a 60
de 36 a 58
De 25 a 50%
De 16 a 35
Menor a 35
Menor a 24
Menor a 15
Fuente: Índice BMWP/Col basado en [22]; Índice ABI según [20]; Índice ETP basado en [18].
3. Resultados
Los resultados mostrados en la fase de campo (análisis fisicoquímico), laboratorio
(identificación de macroinvertebrados), y análisis de datos (Índice de Simpson, Índice de
Shannon, BMWP/Col, ABI y EPT), vienen descritos de manera individual y, posteriormente,
se analizan de manera conjunta mediante una correlación, y finalmente las variables más
importantes son analizadas mediante un ACP, con la finalidad de conocer cuáles son los
componentes que mejor explican la variabilidad de las condiciones del río.
3.1. Parámetros fisicoquímicos e índices de diversidad de especies
Las condiciones fisicoquímicas del río se vinculan con la salud biológica de los
macroinvertebrados, al existir factores de estrés, los especímenes, según su nivel de
tolerancia pueden responder con cambios en su distribución y abundancia, de esta forma
las especies sensibles pueden disminuir o desaparecer, mientras que las especies más
tolerantes pueden volverse dominantes [5]. En este sentido, la Tabla 3, presenta de manera
detallada los valores obtenidos durante el análisis de estos parámetros. En relación con la
salud biológica de los macroinvertebrados, se identificaron diferencias significativas en los
índices de diversidad entre las estaciones de muestreo. Las estaciones E6 y E10 registraron
los valores más bajos de diversidad, con H' de 1.52 y 1.41, y D de 0.65 y 0.62,
respectivamente. En contraste, las estaciones E2 a E5 presentaron una diversidad moderada,
con valores de H' que oscilaron entre 1.61 y 1.80, y valores de D entre 0.69 y 0.73. Por último,
las estaciones E1, E7, E8 y E9 destacaron por sus altos niveles de diversidad biológica, con
índices de H' superiores a 2.0 y valores de D superiores a 0.87, como se detalla en la Tabla
2.
Por otro lado, la Tabla 3 muestra los resultados de los parámetros fisicoquímicos obtenidos
en la zona de estudio. La V es relativamente baja, oscila en un rango de 0.10 m/s a 0.30 m/s.
El río es poco profundo variando entre 0.10 m y 0.40 m. Los caudales son afectados por la
altitud (ALT), vegetación circundante y temporada de muestreo, lo cual refleja diferencias
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entre las 10 estaciones de monitoreo, con valores que van entre 0.10 m3/s y 0.13 m3/s. En
cuanto a la temperatura del agua, esta se encuentra influenciada por la ALT, exposición a
luz solar y vegetación ribereña, presentando un rango de variación entre 7.90 ±0.78 °C y 9.90
± 0.85 °C. El promedio de la presión atmosférica es relativamente alto, de 501 mmHg. El pH
está entre 8.07 ± 0.37 y 8.84 ± 0.37 lo que indica que el agua tiende a ser ligeramente alcalina.
La CE se sitúa entre 103 ±2.70 µS/cm y 161 ± 9.81 µS/cm debido a factores ambientales y
antropogénicos del sitio, el TDS tiene un promedio de 88.6 ±27.52 mg/L. El agua está muy
bien oxigenada, el promedio de la saturación de oxígeno es del 97 ± 2.54 %.
Tabla 2. Indicadores de diversidad y calidad del agua en las estaciones de muestreo
Estación
D
ABI
BMWP/Col
E1
0.81
67
75
E2
0.72
8
90
E3
0.69
80
88
E4
0.73
82
87
E5
0.70
68
80
E6
0.65
69
73
E7
0.87
83
98
E8
0.89
97
110
E9
0.87
82
88
E10
0.62
43
47
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Tabla 3. Parámetros fisicoquímicos registrados en las estaciones de muestreo
Estación
ALT
V (m/s)
P (m)
A (m)
Q (m3/s)
PA (mmHg)
pH
CE (µS/cm)
T (°C)
OD (%)
OD (ppm)
TDS (mg/L)
E1
3 352
0.20
0.20
3.32
0.13
510.80
8.07
140
9.90
96
7.10
100
SD: 0.37
SD: 0.58
SD: 0.72
SD: 2.00
SD: 0.08
SD: 21.58
E2
3 400
0.10
0.40
2.30
0.09
507.90
8.24
139
9.40
94
6.90
152
SD: 0.37
SD: 7.51
SD: 0.83
SD: 1.00
SD: 0.16
SD: 2.08
E3
3 500
0.10
0.35
3.10
0.11
506.90
8.84
161
9.30
93
6.90
107
SD: 0.37
SD: 9.81
SD: 0.77
SD: 0.00
SD: 0.06
SD: 23.35
E4
3 560
0.10
0.10
0.96
0.01
507.90
8.34
137
9.40
94
6.90
84
SD: 0.37
SD: 5.09
SD: 0.75
SD: 1.00
SD: 0.08
SD: 15.12
E5
3 640
0.10
0.40
2.79
0.11
510.80
8.45
132
9.90
98
7.10
94
SD: 0.04
SD: 8.87
SD: 0.85
SD: 1.00
SD: 0.05
SD: 16.20
E6
3 680
0.20
0.10
1.10
0.02
494.25
8.65
135
7.94
98
7.50
75
SD: 0.30
SD: 9.92
SD:0.82
SD: 1.73
SD: 0.06
SD: 15.09
E7
3 800
0.20
0.25
2.10
0.11
494.25
8.79
128
7.90
99
7.60
85
SD: 0.01
SD: 9.81
SD: 0.78
SD: 2.65
SD: 0.11
SD: 16.66
E8
3 900
0.20
0.20
1.53
0.06
488.90
8.75
6.32
8.20
100
7.50
70
SD: 0.21
SD: 8.48
SD: 0.72
SD: 0,00
SD: 0.02
SD: 16.93
E9
3 940
0.20
0.20
1.40
0.06
486.20
8.13
103
8.50
99
7.40
55
SD: 0.06
SD: 2.70
SD: 0.81
SD: 3.21
SD: 0.08
SD: 15.55
E10
4 100
0.30
0.26
1.20
0.09
480.00
8.61
135
8.28
99
7.30
64
SD: 0.27
SD: 6.74
SD: 0.83
SD: 0.58
SD: 0.06
SD: 14.06
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3.2. Especies de macroinvertebrados identificados
La Figura 2, presenta la distribución porcentual de los órdenes de
macroinvertebrados acuáticos en las estaciones de muestreo a lo largo del río Diablo Sacha.
En total, se registraron y clasificaron 7654 individuos, los cuales pertenecen a 34 familias
distribuidas en 10 grupos taxonómicos distintos. Cada barra del gráfico representa la
composición de la comunidad de organismos en una estación de muestreo específica, cada
uno de los colores indican, la contribución de cada grupo taxonómico a la abundancia total.
En orden de abundancia los grupos más representativos son Trichoptera y Diptera; seguidos
de Ephemeroptera, Coleoptera y Amphipoda; y finalmente Tricladida, Pleclóptera,
Hydracarina, Verenoida y Haplotaxida.
Figura 2. Composición porcentual de órdenes de macroinvertebrados acuáticos en las estaciones de muestreo.
3.3. Índices de calidad de agua
En la Figura 3-a), se puede observar que las estaciones E1, E2, E3, E4, E5, E6, E7 y E9
tienen valores de BMWP/Col que oscilan entre 73 y 98, y se ubican dentro del rango de
"Calidad aceptable”; adicionalmente la estación E8 muestra un valor significativamente más
alto de 110, clasificado como "Calidad buena", esto indica una mejor calidad del agua en
comparación con las otras; y por el contrario, la estación E10 muestra el valor más bajo del
índice BMWP/Col, con un valor de 47, clasificado como "Calidad dudosa”.
En la Figura 3-b), se presenta la interpretación del índice ABI, según el cual la calidad del
agua es calificada como "Buena" en la mayoría de las estaciones (E1, E2, E3, E4, E5, E6, E7,
E9), comportándose de manera similar al índice BMWP/Col. La estación E8 destaca con una
"Calidad muy buena", alcanzando un valor de 97, mientras que la estación E10, con un valor
de 43, se clasifica como de "Calidad moderada".
En la Figura 3-c), las estaciones E1:E6 registran valores del Índice EPT que indican una
calidad del agua "Mala", reflejando una menor presencia de órdenes sensibles a la
contaminación como Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera. En contraste, las estaciones
E7, E9 y E10 exhiben valores del Índice EPT que corresponden a una calidad del agua
"Regular", mientras que la estación E8 presenta una calidad "Buena". Esto implica una
proporción relativamente más alta de órdenes sensibles a la contaminación en estas últimas
estaciones.
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Figura 3. Evaluación de la calidad de agua mediante a) índice BMWP/Col, b) índice ABI y c) índice ETP.
3.4. Análisis de correlación de Spearman
La Figura 4 presenta la correlación de Spearman entre variables fisicoquímicas,
índices de calidad de agua, y los índices de abundancia y diversidad de
macroinvertebrados. El análisis muestra una fuerte correlación entre las características
hidromorfológicas representadas por V, A, P y Q. Asimismo, los parámetros fisicoquímicos,
como el OD (%) y el OD (ppm), están altamente correlacionados con T, PA y ALT en las
estaciones. Los índices de calidad de agua, junto con los índices de diversidad y abundancia,
también presentan una correlación positiva significativa entre sí. Las demás variables
exhiben correlaciones que varían de moderadas a débiles, dependiendo del caso.
Figura 4. Correlación de Spearman entre los parámetros fisicoquímicos y los índices de diversidad.
3.5. Análisis de componentes principales (ACP)
Para analizar los factores que más influyen en la variabilidad de la calidad del agua
del río Diablo Sacha en las 10 estaciones de monitoreo, se implementó un ACP, cuyos
resultados se presentan en la Figura 5. Este análisis permitió reducir las variables originales
a tres componentes principales: PC1, PC2 y PC3, que explican el 39.36%, 25.36% y 16.06%
de la varianza, respectivamente. En conjunto, estos componentes representan el 80.78% de
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la varianza total de los datos. La ALT, T, OD (%) tienen las contribuciones más altas en la
PC1. Tales contribuciones están fuertemente influenciadas por las condiciones ambientales
que sustentan la biodiversidad única de los páramos. Los índices BMWP/Col y ABI, son los
que más contribuyen al PC2, es decir, esta dimensión está influenciada por el tipo de
macroinvertebrados presentes. De igual manera en lo que respecta a PC3, las variables
fisicoquímicas de pH y CE tienen las contribuciones más importantes para esta dimensión.
Figura 5. ACP de los parámetros fisicoquímicos e índices de calidad de agua en las estaciones monitoreadas
4. Discusión
La evaluación de la calidad del agua en el ecosistema altoandino del APHQ, basada
en los índices EPT, ABI y BMWP/Col, junto con parámetros fisicoquímicos, permitió obtener
una comprensión del estado de este ecosistema acuático. Los resultados muestran las
características del río Diablo Sacha, asociados a condiciones específicas del ecosistema
estudiado, mediante índices validados previamente en otros estudios [23; 24].
En esta investigación, los índices de diversidad (H’ y D) y el OD mostraron una fuerte
correlación positiva, como se observa en la Figura 4, lo que refuerza la relación entre una
buena oxigenación y la preservación de comunidades biológicas diversas. Esto es
consistente con estudios previos [25], pero, en el contexto análisis, esta relación cobra mayor
relevancia en estaciones como E7, E8 y E9, donde la alta altitud y las condiciones naturales
favorables parecen favorecer estas dinámicas. En contraste, la estación E10, ubicada a 4100
m.s.n.m., mostró índices de diversidad bajos, lo que puede explicarse por condiciones
ambientales más extremas que limitan la riqueza específica, como sugieren [26]. Estudios en
ecosistemas a alturas sobre los 4000 m.s.n.m, presentan condiciones ambientales extremas
poco estudiadas. Sin embargo, estas observaciones plantean preguntas sobre si factores
locales, como fuentes de contaminación puntuales, altura, radiación solar podrían estar
influyendo, más allá de las limitaciones ambientales generales.
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El índice EPT, ampliamente reconocido por su sensibilidad a la calidad del agua [27], es
mayor en la estación E8, donde se registraron mayores abundancias de macroinvertebrados
sensibles. Esta respuesta biológica es similar a lo reportado por [28], pero en el caso del
APHQ, se observó una mayor variabilidad entre estaciones, posiblemente vinculada a
factores específicos del sitio, como diferencias en la geología local, la estructura del hábitat,
y la intensidad de las actividades humanas. Por ejemplo, las estaciones con presencia
cercana de ganado mostraron índices más bajos, lo que refuerza la influencia de presiones
antropogénicas sobre la calidad del agua.
La correlación entre la ALT, la T y el OD confirma patrones observados en otros ecosistemas
altoandinos [29], pero este estudio aporta evidencia adicional al demostrar cómo estas
variables influyen en la estructura comunitaria de macroinvertebrados. En estaciones
elevadas, la mayor oxigenación beneficia a grupos como Ephemeroptera, Plecoptera y
Trichoptera, aunque en altitudes extremas como E10, las condiciones térmicas y la presión
atmosférica podrían superar los umbrales de tolerancia de estas especies. Estos hallazgos no
solo coinciden con el estudio de [30] sino que también resaltan la importancia de considerar
gradientes altitudinales como un factor clave en la evaluación de calidad del agua.
En cuanto a los índices utilizados, la combinación de ABI y BMWP/Col se mostró
particularmente robusta, al proporcionar evaluaciones complementarias de la calidad del
agua. Aunque ambos índices han sido validados en otros ecosistemas [20], en este estudio
se destacó que el ABI es especialmente útil en ecosistemas de páramo, mientras que el
BMWP/Col permitió realizar comparaciones más amplias en términos de sensibilidad
biológica. La correlación positiva entre estos índices y su coherencia metodológica (Figura
5) refuerza su fiabilidad como herramientas para la evaluación ambiental, aunque se
requiere una evaluación más detallada de su eficacia en altitudes extremas.
Finalmente, aunque la variabilidad en el índice EPT respecto a ABI y BMWP/Col podría
interpretarse como una limitación, también plantea una oportunidad para explorar factores
específicos del ecosistema que afectan a los macroinvertebrados más sensibles. Este hallazgo
subraya la importancia de utilizar múltiples índices en estudios de calidad del agua,
especialmente en ecosistemas complejos como los altoandinos, donde la combinación de
variables ambientales y presiones antropogénicas puede generar patrones únicos en la
biodiversidad.
5. Conclusiones
Los resultados de esta investigación demuestran la eficacia de los índices bióticos y
los parámetros fisicoquímicos para evaluar la calidad del agua en ecosistemas altoandinos,
específicamente en el Área de Protección Hídrica Quinllunga. Los índices basados en
macroinvertebrados, como el BMWP/Col y el ABI, revelaron una calidad de agua que oscila
entre aceptable y buena en la mayoría de las 10 estaciones estudiadas. Esta variabilidad está
fuertemente influenciada por la cercanía a actividades antropogénicas, destacando el
impacto que estas presiones tienen en la integridad de los ecosistemas acuáticos.
Los resultados obtenidos no solo aportan al conocimiento de la calidad del agua en
ecosistemas altoandinos, sino que también proporcionan una base sólida para la gestión y
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conservación de estos ecosistemas, proponiendo la integración de índices biológicos y
variables ambientales como herramientas clave para monitorear y proteger estos entornos
únicos frente a amenazas actuales y futuras.
La calidad del agua varió entre buena y aceptable según los índices BMWP y ABI, mientras
que el índice EPT mostró discrepancias al clasificarla entre mala y regular. Esto resalta la
importancia de usar múltiples índices para evaluar ecosistemas complejos como los
altoandinos, donde los factores ambientales y las presiones antropogénicas generan
patrones únicos en la diversidad de macroinvertebrados.
Contribuciones de los autores
Conceptualización, C.M.L.-A. y M.F.R.-V.; metodología, C.M.L.-A. y S.B.B.-D.;
software, C.M.L.-A; validación, S.B.B.-D. y M.F.R.-V.; análisis formal, C.M.L.-A. y C.G.C.-S.;
investigación, C.M.L.-A., C.G.C.-S. y E.P.V.-T.; recursos, M.F.R.-V; curación de datos, L.F.S.-
P.; redacción—preparación del borrador original, C.M.L.-A., C.G.C.-S. y E.P.V.-T.;
redacción—revisión y edición, S.B.B.-D, C.M.L.-A. y M.F.R.-V.; visualización, C.M.L.-A. y
C.G.C.-S.; supervisión, C.M.L.-A. y S.B.B.-D; administración del proyecto, M.F.R.-V.;
adquisición de financiamiento, M.F.R.-V. Todos los autores han leído y aprobado la versión
publicada del manuscrito.
Conflicto de Interés
Los autores manifiestan que no existe ningún tipo de conflicto de interés, ya sea,
financiero, personal o académico, que pueda influir en los resultados y conclusiones de este
estudio.
Declaración sobre el uso de Inteligencia Artificial Generativa
En la preparación de este artículo, se utilizó la herramienta IA Scientific Writing para
corrección gramatical. Todo el contenido fue revisado y aprobado por los autores.
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