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Revista de Investigaciones Veterinarias del Perú

versión impresa ISSN 1609-9117

Rev. investig. vet. Perú vol.30 no.4 Lima oct./dic. 2019

http://dx.doi.org/10.15381/rivep.v30i4.17164 

Artículos primarios

Macroinvertebrados bentónicos y ensayos toxicológicospara evaluar la calidad del agua y del sedimento del ríoRímac, Lima, Perú

Benthic macroinvertebrates and toxicological tests for assessing water andsediment quality of the Rimac river, Lima, Peru

 

Gissela Pascual1, José Iannacone1,2,3, Lorena Alvariño1

1 Laboratorio de Ecología y Biodiversidad Animal, Facultad de Ciencias Naturales y Matemática, Universidad Nacional Federico Villarreal, Lima, Perú

2 Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Ricardo Palma, Lima, Perú

3 Facultad de Ciencias Ambientales, Universidad Científica del Sur, Lima, Perú

4 E-mail: joseiannacone@gmail.com 


RESUMEN

El objetivo del estudio fue emplear a los macroinvertebrados bentónicos (MIB) y a los ensayos toxicológicos para evaluar en época de avenida y estiaje la calidad del agua y sedimentos del río Rímac (Lima-Perú) durante 2009. Se establecieron doce estaciones de muestreo (E1 -E12), teniendo en cuenta las fuentes de contaminación. En cada estación se midieron datos físicos y químicos, MIB, y toxicidad de aguas y sedimentos con Daphnia magna y Chironomus calligraphus. La época de avenida presentó mayores valores de pH. En cambio, mayores valores de conductividad específica, sólidos totales, oxígeno disuelto y transparencia se observaron en la época de estiaje. Entre épocas de avenida y estiaje se observaron diferencias en la abundancia de Planorbidae, Baetidae, Chironomidae, Empididae y Tipulidae. Los índices de diversidad y equitabilidad fueron mayores en época de avenida, pero los índices de dominancia y abundancia fueron mayores en época de estiaje. En el dendrograma de similaridad con base a los MIB se muestra la formación de tres grupos que estarían relacionados a las actividades que se desarrollan en la cuenca en la época de avenida: el primer grupo respuesta a los pasivos mineros, el segundo grupo respuesta a impacto doméstico y agricultura, y el tercer grupo respuesta al impacto por la agricultura, industrias y doméstico. La calidad del agua fue estimada con los índices bióticos, EPT (Ephemeroptera – Plecoptera – Trichoptera) (mayormente mala sobre el 75%) y el ABI (Andean Biotic Index) (pésimo–mala: 16.67-33.33%). Para los ensayos toxicológicos con D. magna y con C. calligraphus solo la estación de muestreo E1 fue tóxica en la época de avenida.

Palabras clave: calidad de agua; Chironomus; Daphnia; índices bióticos; índices de diversidad


ABSTRACT

The aim of this research was to use the benthic macroinvertebrates (MIB) and toxicological assessment tests to evaluate the water and sediment quality of the Rimac river (Lima-Peru) in wet and dry seasons in 2009. Twelve sampling stations (E1 to E12) were established, considering the sources of contamination. At each station, physical and chemical data, MIB, and water and sediment toxicity with Daphnia magna and Chironomus calligraphus were measured. The wet season had higher pH; however, higher values of specific conductivity, total solids, dissolved oxygen and transparency were observed in the dry season. Differences in the abundance of Planorbidae, Baetidae, Chironomidae, Tipulidae and Empididae were observed between wet and dry seasons. The diversity and evenness index were higher in wet season, but the dominance and abundance index were higher in the dry season. The dendrogram of similarity based on the MIB showed three groups which would be related to the activities carried out in the basin at the time of flood: the first group responding to mining liabilities, the second group responding to domestic agriculture, and a third group responding to agriculture, industry and domestic impact. Water quality was estimated using the biotic index, EPT (Ephemeroptera – Plecoptera – Trichoptera) (mostly bad about 75%) and ABI (Andean Biotic Index) (poor - bad: 16.67-33.33%). For toxicological tests with D. magna and C. calligraphus only sampling station E1 was toxic at the time of flood.

Key words: benthic macroinvertebrates; Chironomus; Daphnia magna; water quality


INTRODUCCIÓN

El río Rímac se encuentra en una de las cuencas hidrográficas más importantes del Perú y es fuente de abastecimiento de agua para consumo humano, actividades industriales, agrícolas, mineras y energéticas. En esta cuenca se encuentran las centrales hidroeléctricas importantes para el Departamento de Lima (Méndez, 2005; Rivera et al., 2007). Sin embargo, sus aguas y sedimentos se encuentran contaminados principalmente por residuos de la industria minero-metalúrgica, desechos industriales y agrícolas, así como por desechos domésticos de los centros poblados ubicados en su entorno (Guillén et al., 1998; Paz-y-Miño et al., 2003; Llontop y Cabrera, 2010), dificultando cada vez más el tratamiento de agua para consumo doméstico.

Se han venido desarrollando diferentes herramientas para evaluar la calidad de los ecosistemas acuáticos, tales como los parámetros fisicoquímicos del agua según el cuerpo de agua (ríos, lagos, bofedales, mares y otros), los macroinvertebrados bentónicos (MIB) y los bioensayos o ensayos ecotoxicológicos (Iannacone et al., 2003; Muñoz-Riveaux et al., 2003; Trama et al., 2009; Fierro et al., 2012; Villamarín et al., 2013).

Los parámetros fisicoquímicos son muy importantes, pero no proporcionan suficiente información respecto a los efectos de los contaminantes sobre la biota acuática para la protección del medio ambiente dulceacuícola, por lo que es conveniente realizar ensayos toxicológicos (Costa et al., 2008). El principio del WET (por sus siglas en inglés: Whole Effluent Toxicity Testing) consiste en la evaluación del efecto tóxico de un efluente mediante las pruebas de bioensayo (USEPA, 2000). Este tipo de ensayo es utilizado para la evaluación de efluentes, aguas de drenajes o aguas superficiales (SETAC, 2004). Los ensayos toxicológicos estandarizados en el laboratorio sobre un determinado modelo biológico sensible como Daphnia magna Müller, 1785 y, Chironomus calligraphus Goeldi, 1905, permiten predecir el riesgo ecológico de muestras de agua y sedimentos, respectivamente (De Schamphelaere y Janssen, 2002; Román-Farje et al., 2017; Alegre et al., 2018).

El análisis fisicoquímico puntual se semejaría a una «fotografía» del río en un momento dado, mientras que el análisis de la comunidad biológica del MIB representaría lo que le ha sucedido durante un periodo determinado como una «película», siendo sensibles a la contaminación orgánica (Rosenberg y Resh, 1993; Muñoz-Riveaux et al., 2003; Alonso y Camargo, 2005; Oller y Goitia, 2005; Figueroa et al., 2007; Iannacone et al., 2013; Rodríguez-Varela et al., 2018). Los MIB están siendo ampliamente empleados en biomonitoreos para la evaluación de la calidad del agua a nivel mundial, debido al amplio espectro de respuestas a perturbaciones del ambiente, taxonomía bien conocida a nivel de familia, disponibilidad de herramientas para el análisis de datos, sensibilidad, sedentarismo, amplia distribución geográfica, y muestreo sencillo y de bajo costo (Figueroa et al., 2003; Guerrero-Bolaño et al., 2003; Alonso y Camargo, 2005; Paredes et al., 2005; Espinoza y Morales, 2008; Rico et al., 2009). Así mismo, se han venido empleando índices bióticos basados en la sensibilidad de diferentes taxones de los MIB a la contaminación por materia orgánica, actividades mineras, eutroficación y perturbaciones antrópicas (Paredes et al., 2004; Alonso y Camargo, 2005; Gonçalves y de Menezes, 2011; Pan et al., 2015).

En el Perú, los estudios con MIB con fines de biomonitoreo de los ecosistemas acuáticos se han incrementado en los últimos años (Iannacone et al., 2003; Paredes et al., 2004, 2005; Acosta et al., 2009; Oyague- Passuni, 2009; Ortega et al., 2010; Alván et al., 2012) y vienen siendo considerados como parte de los estudios de evaluación ambiental en los instrumentos de gestión ambiental de las inversiones que comprometen ecosistemas acuáticos, y de igual forma los estudios toxicológicos en ambientes acuáticos con fines de investigación (Arrascue et al., 2001; Iannacone et al., 2005; Iannacone y Salazar, 2007). Sin embargo, aún no se han evaluado los MIB en conjunto con los estudios toxicológicos de agua y sedimentos.

El objetivo de presente estudio fue emplear macroinvertebrados bentónicos y ensayos toxicológicos para evaluar la calidad del agua y del sedimento del río Rímac, Lima- Perú, en época de avenida y estiaje. De esta manera se busca contribuir con información básica sobre la calidad ambiental de estas aguas a los trabajos realizados por instituciones y poblaciones interesadas para la mejora de la gestión del río Rímac.

MATERIALES Y MÉTODOS   

Área de Estudio

El área de estudio corresponde a un sector de la cuenca del río Rímac, Lima-Perú, en el tramo de Bellavista (E1), distrito de Huarochirí, hasta la captación o bocatoma de agua de la atarjea de SEDAPAL (Servicio de Agua Potable y Alcantarillado de Lima) (E12), distrito de El Agustino, con una gradiente altitudinal que va desde 3851 a los 532 msnm. Este recorrido tiene aproximadamente 85 km de longitud (Figura 1).

Muestreos

Se establecieron doce estaciones de muestreo (E1 - E12) y se realizaron dos muestreos: en época de avenida-verano (febrero- 2009) y en estiaje-invierno (junio-2009). La descripción de las estaciones de muestreo se indica en el Cuadro 1.

Parámetros Físicos y Químicos

En cada estación de muestreo (E) se midió in situ el caudal (L·m-3) por el método de Hynes (1970). El pH, conductividad eléctrica (CE, uS), sólidos disueltos totales (SDT, mg·L-1) y temperatura (T, °C) fue obtenido con un equipo multiparámetro Hanna® HI 9811-5. El oxígeno disuelto (OD, mg·L-1) se calculó por el método de Winkler y la transparencia con el disco de Secchi (cm) (Figueiras y Niell, 1986). En los sitios con alta turbulencia se determinó la trasparencia con base al promedio de un mínimo de tres mediciones. El análisis de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5.20, mg·L-1) siguió el protocolo señalado por APHA (Abarca, 2007). La granulometría de los sedimentos se determinó por el método de Hynes (1970), considerando seis categorías: arcilla y limo = <0.06 mm; arena fina = 0.06-0.25 mm; arena mediana = 0.25-1.0 mm; arena gruesa = 1.00- 2.00 mm; grava = 2-60 mm; piedra = 60-250 mm. La profundidad de cada punto de las 12 estaciones no fue evaluada al no encontrarse como parámetro de importancia en los Estándares Nacionales de Calidad de Agua del Perú (DS N.° 002-2008-MINAM) ni es considerada en los Índices de Calidad de Agua (ICA) (Bedregal et al., 2010).

Se empleó la prueba de t de Student para comparar los parámetros fisicoquímicos entre la época de avenida y estiaje, y entre las estaciones sobre los 1000 msnm (E1 a E6) (ecorregión de la serranía esteparia, cuenca media y alta del río Rímac) y menores a 1000 msnm (E7 a E12) (ecorregión del desierto del Pacífico, cuenca baja del río Rímac) (Bedregal et al., 2010). Los resultados son presentados en promedio ± error estándar. Para el caso de la granulometría, la categoría arcillo-limo fue catalogada con el valor de 1 y piedras con un valor de 6, mientras que el resto de las categorías presentaron valores dentro de este rango.

Macroinvertebrados Bentónicos (MIB)

La colecta en época de avenida y de estiaje se realizó empleando una red Surber modificada por Paredes et al. (2005) de 30 x 30 cm, con 0.25 mm de abertura de malla (Burrial y Ocharón, 2007). Las muestras triplicadas de MIB fueron recolectadas en sustratos de piedras medianas localizadas en áreas de agua corriente, fijados en alcohol etílico al 80% y guardados en bolsas y en envases de plástico (Darrigran et al., 2007). En el laboratorio cada muestra biológica fue separada e identificada mayormente a nivel de taxones familia con la ayuda de lupas binoculares, debido a que es un buen indicador de estructura de la comunidad y de las condiciones ambientales (Oscoz et al., 2006; Trama et al., 2009). La identificación de los MIB se realizó empleando las claves taxonómicas especializadas de Domínguez et al. (1992), Merrit y Cummins (1996), Roldán (1998) y Manzo (2005). Los taxones Turbellaria, Nemathelminthes, Oligochaeta y Acarina se identificaron a nivel de taxón superior.

Se calculó el índice de constancia (IC) para determinar la constancia de cada taxón en las dos etapas de muestreo (avenida y estiaje). Los taxones fueron considerados en tres categorías: (1) constantes (C) cuando fueron registrados en más del 50% de las muestras, (2) comunes (c) cuando se observaron entre un 10 y 50% de las muestras, y (3) raros (r) hasta en un 10% de las muestras (Iannacone y Alvariño, 2007). Los resultados son presentados en promedio ± error estándar. Se usó la prueba de t de Student para comparar los promedios de abundancia (ind·m2) para cada taxón entre épocas (avenida y estiaje) y altitud [entre las estaciones sobre los 1000 msnm (E1 a E6) y menores a 1000 msnm (E7 a E12)]. Se determinaron los siguientes índices comunitarios para las épocas de avenida y estiaje para cada E de muestreo: Abundancia (ind·m2), Riqueza (S), Dominancia de Simpson (D), diversidad de Shannon-Wiener (H’) y Equidad de Pielou (J’) (Martella et al., 2012).

Se realizaron dendrogramas para las épocas de avenida y estiaje en base a los MIB con el índice de similaridad cuantitativo de Morisita-Horn empleando el programa estadístico PAST (Palaeontological STatistics v. 1.34) (Hammer et al., 2005). La calidad de las aguas se determinó empleando los siguientes índices bióticos: ABI (Andean Biotic Index) presentado por Acosta et al. (2009) para la evaluación de la calidad ecológica de ríos altoandinos (CERA) y el índice de EPT (Ephemeroptera – Plecoptera – Trichoptera) (Carrera y Fierro, 2001). La aplicación del ABI es similar al BWMP/col (Roldán, 1988, 2003), la cual consiste en identificar los taxones a nivel de familia y asignarles un valor de tolerancia- sensibilidad, luego los valores totales son sumados y se obtiene el valor final asociado a la clase de calidad. Las valoraciones varían entre 0 (taxón tolerante) a 10 (taxón sensible) clasificándolos para el ABI en bueno, moderado, malo y pésimo, y para EPT en muy buena, buena, regular y mala (Figueroa et al., 2003; Muñoz-Riveaux et al., 2003; Alonso y Camargo, 2005; Alomía et al., 2017).

Se usó la prueba de t de Student para comparar los parámetros comunitarios e índices de calidad de agua a base de MIB entre la época de avenida y de estiaje, y entre las seis estaciones sobre los 1000 msnm y las seis menores a 1000 msnm. Se determinó mediante el análisis de correspondencia canónica (ACC) la relación entre las variables ambientales y los índices comunitarios, y de calidad de agua con base a los MIB y ecotoxicológicos de la cuenca del río Rímac (Espinoza y Morales, 2008).

Ensayos Ecotoxicológicos

Se realizaron siguiendo el principio del WET. Para la evaluación del agua se utilizó el microcrustáceo D. magna y para el sedimento se empleó a la larva de insecto C. calligraphus. La toma de muestras de agua se realizó con un balde de 4 L y los sedimentos en bolsas herméticas de 1 L de capacidad, que se conservaron en refrigeración hasta el análisis toxicológico (Iannacone et al., 2005; Alegre et al., 2018).

Daphnia magna: Las hembras se obtuvieron de un acuario en el distrito de Lince, Lima- Perú. Se realizaron cultivos masivos de D. magna en condiciones de laboratorio y se separaron las hembras embrionadas en envases con agua de grifo declorinada mediante aireación. Para el ensayo se utilizaron neonatos con menos de 24 h de edad. La prueba consistió en un ensayo agudo con cuatro réplicas y lecturas hasta 48 h. Las muestras de agua de río fueron diluidas con agua mineral Cielo®, para el cual se consideraron cinco diluciones: 6.25, 12.5, 25, 50 y 100%, y un control. Las pruebas se realizaron a pH 7.3 ± 0.5 con temperatura de 21 ± 2 °C, y las hembras no se alimentaron durante todo el ensayo. La mortalidad se discriminó por la falta de movimiento ante un estímulo externo en 10 segundos de observación (Alegre et al., 2018).

Chironomus calligraphus: Las masas de huevos fueron colectadas en las orillas de las pozas de oxidación de la planta de tratamiento de aguas residuales domésticas (PTAR) de San Juan de Miraflores, Lima-Perú (Iannacone et al., 2001) y cultivadas en condiciones de laboratorio en peceras de vidrio con agua declorinada hasta el segundo estadio larval (Zilli et al., 2008; Canteiro y Albertoni, 2011). Los ensayos se realizaron utilizando 80 g de sedimento colectado a volúmenes de sedimento de 6.25, 12.5, 25, 50 y 100%, y un control, mezcladas con 140 ml de agua embotellada Cielo® y arena fina, previamente desinfectada con hipoclorito de sodio, en donde se expusieron 10 larvas por repetición. Se realizaron cuatro réplicas por concentración. Las pruebas se realizaron a pH 7.5 ± 0.5 y a una temperatura de 22 ± 2 °C, y durante el ensayo las larvas recibieron 1.5 ml de alimento completo para peces TetraMin® al 3% en dos oportunidades. Las lecturas se realizaron a los 10 días y se midió la respuesta subletal en la biomasa producida (μg) con una balanza analítica. La mortalidad se discriminó por la falta de movimiento por más de 10 s de observación al microscopio estereoscopio (Iannacone et al., 2000; Alegre et al., 2018).

Las diferencias entre la mortalidad de D. magna y C. calligraphus y en la biomasa producida por C. calligraphus entre las concentraciones se evaluaron a través de un análisis de varianza previa transformación al arcoseno de la raíz cuadrada de los datos y con la ayuda del programa TSK se calculó la concentración letal media (CL50) a 48 h para y CL50 a 10 días y los valores de LOEC (concentración más baja de efectos observables) para la biomasa, utilizando el programa estadístico SPSS v. 21.0. Se usó la prueba de t de Student para comparar los ensayos ecotoxicólogicos entre la época de avenida y de estiaje, y entre las seis estaciones sobre los 1000 msnm y las seis menores a 1000 msnm.

RESULTADOS

Parámetros Fisicoquímicos

El Cuadro 2 muestra las variaciones de parámetros fisicoquímicos de la cuenca del río Rímac en las dos épocas del estudio: avenida- 2009 y estiaje-2009. Se observaron durante la época de avenida mayores valores de pH (avenida = 8.83±0.10; estiaje = 7.50±0.07, t=10.32; p<0.001) y caudal (L·m-3) (avenida = 5.79±1.01; estiaje = 1.18±0.40, t=4.20; p<0.001), y mayores en CE (uS) (avenida = 414.1±23.2; estiaje = 553.9±25.5, t=4.05; p<0.001), ST (mg·L-1) (avenida = 213.2±13.5; estiaje = 276.7±12.5, t=3.44; p=0.002), OD (mg·L-1) (avenida = 7.40±0.43; estiaje = 8.50±0.20, t = 2.29; p=0.032) y transparencia (cm) (avenida = 10.83±1.49; estiaje = 29.41±4.84, t=3.66; p<0.001) en la época de estiaje. No se encontraron diferencias significativas en la temperatura (°C) (avenida = 17.05±1.32; estiaje = 16.32±1.36, t=0.38; p=0.70) y granulometría (avenida = 4.41±0.48; estiaje = 5.25±0.44, t=1.26; p=0.21). Solo se vieron diferencias altitudinales para la temperatura (°C) (<1000 msnm =19.62±0.67; >1000 msnm = 13.75±1.26, t=4.08; p<0.001), presentándose valores más altos en las seis estaciones menores a 1000 msnm. El resto de los parámetros ambientales no mostraron diferencias altitudinales (t=0.027-1.97; p=0.06-0.97).

Macroinvertebrados Bentónicos (MIB)

Se encontró un total de 23 709 MIB, de los cuales 4193 (38 taxones) estuvieron presentes en temporada de avenida y 19 516 (30 taxones) en temporada de estiaje, siendo más abundantes los insectos en estadios inmaduros en ambas temporadas. Los órdenes de insectos más abundantes en la temporada de avenida fueron Diptera (32.9%, 11 familias), Trichoptera (26.0%, 5 familias), Ephemeroptera (19.5%, 3 familias) y Coleoptera (19.4%, 6 familias); mientras que en la temporada de estiaje predominaron en abundancia Diptera (86.5%, 10 familias) y Ephemeroptera (11.1%, 3 familias) (Cuadro 3). En el cuadro se observa, así mismo, la presencia en las épocas de avenida y estiaje, respectivamente, 8 y 8 taxones constantes, 18 y 11 taxones comunes y 11 taxones raros en ambos casos. Diferencias en la Abundancia entre épocas solo se observó para Planorbidae (avenida =0.41±0.19; estiaje = 0±0, t = 2.15; p=0.04), Baetidae (avenida =10.75±2.30; estiaje = 160.08±62.41, t = 2.39; p=0.02), Chironomidae (avenida = 89.50±56.29; estiaje = 1361.25±210.68, t = 5.83; p<0.001), Empididae (avenida =1.66±0.60; estiaje = 14.00±4.14, t = 2.94; p=0.01) y Tipulidae (avenida =0.41±0.14; estiaje = 0±0, t = 2.80; p=0.02). Con relación a la altitud se vio diferencias solo en Baetidae (<1000 msnm = 153.1±63.1; >1000 msnm = 17.75±10.25, t = 2.11; p=0.04) y Leptohyphidae (<1000 msnm = 69.08±26.77; >1000 msnm = 0±0, t = 2.58; p=0.03).

El Cuadro 4 muestra las variaciones de parámetros comunitarios y de calidad de agua de los MIB de la cuenca del río Rímac en las dos épocas en estudio: avenida-2009 y estiaje- 2009. Los parámetros comunitarios de Abundancia (avenida = 1294±563; estiaje = 6023±912, t = 4.41; p<0.001) y D (avenida = 0.33±0.03; estiaje = 0.75±0.03, t = 7.91; p<0.001) fueron mayores en la temporada de estiaje, mientras que S (avenida = 13.41±1.28; estiaje = 0±0, t = 2.03; p=0.04), H´(avenida = 1.55±0.12; estiaje = 0.54±0.06, t = 7.13; p<0.001) y J´ (avenida = 0.61±0.04; estiaje = 0.23±0.02, t = 7.13; p<0.001) fueron mayores en la temporada de avenida. Con relación a la altitud (msnm) se vio diferencias entre <1000 msnm y >1000 msnm solo en T (<1000 msnm = 19.62±0.67; >1000 msnm = 13.75±1.26, t = 4.08; p<0.001), EPT (<1000 msnm = 30.17±6.81; >1000 msnm = 4.00±1.31, t = 3.76; p=0.003) y ABI (<1000 msnm = 51.50±2.07; >1000 msnm = 33.08±5.62, t = 3.07; p=0.008). Se observó que el 75 y 91.7% de las estaciones presentaron un EPT de calidad mala en época de avenida y de estiaje, respectivamente. En cambio, para ABI se clasificó de calidad pésima- mala en época de avenida (16.7%) y de estiaje (33.3%), respectivamente.

Según el índice de Morisita-Horn, en la época de avenida se asocian las estaciones de muestreo en tres grupos: A (E1 a E6), B (E7 a E9) y C (E10 a E12), mientras que para la temporada de estiaje hay mayor similaridad y solo dos grupos, restringiéndose el rango, donde se muestra que las estaciones son en más del >90% de los casos (Figura 2).

Ensayos Ecotoxicológicos

En los ensayos toxicológicos de las aguas con D. magna se encontraron valores de CL50 menores al 100% a 48 h solo en E1 y LOEC de 6.25% en nueve estaciones en la época de avenida. Por otro lado, para la época de estiaje ninguna estación señaló valores de CL50 menores al 100% a 48 h y solo las estaciones E9 y E12 presentaron LOEC significativos (Cuadro 5).

Para los ensayos toxicológicos de sedimento con C. calligraphus se encontró CL50 de mortalidad, LOEC de mortalidad y CE50 de disminución de la biomasa en la época de avenida a los 10 días de exposición en la estación de muestreo E1 (Cuadro 5). Los valores de LOEC mostraron efecto en cuatro estaciones de E durante la época de avenida.

En la época de estiaje no mostró ningún efecto en la CL50 de mortalidad, LOEC de mortalidad y CE50 de disminución de la biomasa en los sedimentos (Cuadro 5).

Análisis Integral

El análisis de correspondencia canónica (ACC) (Figura 3) indica la relación entrelas variables ambientales y los índices comunitarios de calidad de agua de los MIB y ecotoxicológicos de la cuenca del río Rímac. El pH y el caudal se asocian más con el ABI, D, S, H, J y D. magna; en cambio, C. calligraphus y EPT no se asocian con las variables físicas y químicas. El OD y la transparencia se relacionan con la abundancia de MIB.

DISCUSIÓN

Parámetros Fisicoquímicos

La época de avenida presentó mayores valores de pH y caudal y, en cambio, mayores valores de CE, ST, OD y transparencia en la época de estiaje. En el caso del OD en los ecosistemas lóticos, su valor depende de factores ambientales como la temperatura, altitud, características del caudal (flujo de turbulencia) y presión atmosférica (Guerrero- Bolaño et al., 2003). Valores bajos de pH pudieran tener efectos negativos en los organismos acuáticos e indicar posible contaminación del cuerpo de agua (Guerrero-Bolaño et al., 2003). Sin embargo, el pH puede estar influenciado por el tipo de suelo y vegetación circundante a un cuerpo de agua. En el estudio, el pH más bajo fue registrado para la estación 8, la cual se dice que es atóxica, en tanto que la E1 presentó un pH de 7.7 en la época seca. Righi-Cavallaro et al. (2010) encontraron estacionalidad de la CE, pero el pH y la temperatura no mostraron ningún patrón relacionado con la avenida-estiaje en un cuerpo de agua lótico neotropical en Brasil. El aumento del pH en la época de avenida se asocia con el incremento de S, H´ y J´, y con una disminución de la abundancia y D en el mismo periodo.

Solo se observaron diferencias de temperatura con la variación altitudinal. En este sentido, Guerrero-Bolaño et al. (2003) mostraron que la temperatura en los trópicos presenta variaciones en su valor en dependencia con la altitud.

Macroinvertebrados Bentónicos (MIB)

Diferencias en la abundancia entre épocas de avenida y estiaje solo se observaron para Planorbidae, Baetidae, Chironomidae, Empididae y Tipulidae. Estas cinco familias presentan según la escala de tolerancia de ABI valores bajos entre 2 y 5 puntos, por lo que serían taxones considerados con una amplia capacidad de colonización, pero influenciados por la estacionalidad de la precipitación y el caudal del cuerpo de agua. Así, en el sentido estricto no serían indicadores ideales de sensibilidad a la contaminación, pero si a los periodos estacionales de avenida y estiaje (Guerrero-Bolaño et al., 2003; Trama et al., 2009; Alomía et al., 2017).

El aumento de Planorbidae y Tipulidae en época de avenida podría explicarse por las condiciones del sistema acuático neotropical. Planorbidae es una familia de moluscos considerada de mayor importancia en la vegetación marginal del río Rímac y que podría incrementar en el periodo lluvioso, como es señalado para varias especies de Planorbidos en ríos de México (Cózatl- Manzano y Naranjo-García, 2007). Sin embargo, varios autores señalan que los moluscos acuáticos son altamente sensibles a la remoción por inundaciones en el periodo lluvioso, pero altamente tolerantes a bajas concentraciones de OD (Righi-Cavallaro et al., 2010, Souto et al., 2011). Righi-Cavallaro et al. (2010) señalan que las familias Tipulidae, Chironomidae, Empididae son taxones indicadores para etapas de estiaje en ambientes lóticos neotropicales.

Las familias Baetidae, Chironomidae y Empididae aumentaron en la época de estiaje. Gonçalves y de Menezes (2011) encontraron en varias evaluaciones en ríos de Brasil patrones opuestos en las abundancias de Baetidae y Chironomidae. Baetidae es considerada una familia con un amplio rango de tolerancia a perturbaciones del hábitat (Guerrero- Bolaño et al., 2003). La dominancia de Baetidae en la época de estiaje podría estar relacionada a la presencia de vegetación y a una mayor disponibilidad de sustratos duros (piedras) en las estaciones que servirían de sustrato, debido a que carece de adaptaciones morfológicas para altos caudales como en las épocas de avenida; además de un ciclo de desarrollo bastante rápido (Gonçalves y de Menezes, 2011; Ríos-Touma et al., 2011). La familia Chironomidae fue más abundante en la temporada de estiaje. Según Alonso y Camargo (2005), la abundancia de individuos de esta familia está relacionado a la contaminación por materia orgánica, debido a que son tolerantes a este tipo de contaminación. Así mismo, según Roldán (1992), el aumento de Chironomidae y otros dípteros incrementan por influencia del control antropogénico del flujo de los ríos, por la descarga de contaminantes industriales y domésticos (Pave y Marchese, 2005; Oscoz et al., 2006), así como por las actividades ganaderas en los alrededores del río que contribuyen a la degradación de los ecosistemas acuáticos. Trama et al. (2009) indican que los Chironomidos son uno de los grupos más dominantes y tolerantes a condiciones anóxicas debido a la presencia de hemoglobina, lo cual le permite dominar el bentos en condiciones adversas (Iannacone et al., 2003; Ríos-Touma et al., 2011). Opuestamente, Oscoz et al. (2006) encontraron una disminución del caudal en un río en España y una disminución en la abundancia de MIB.

La Abundancia y D fueron mayores en la temporada de estiaje, mientras que S, H´ y J´ fueron mayores en la temporada de avenida. Ríos-Touma et al. (2011) encontraron que la composición (riqueza y diversidad) de MIB en Ecuador estuvo asociada al régimen hidrológico incrementándose en la época seca, debido a la mayor estabilidad de este régimen. Gonçalves y de Menezes (2011) no observaron relación entre la abundancia de MIB y las precipitaciones en río de Brasil. Los MIB que están asociados a la disponibilidad de alimento presente en el medio acuático son capaces de reflejar variaciones a las perturbaciones antropogénicas e hidrológicas naturales (Pave y Marchese, 2005; Righi-Cavallaro et al., 2010; Rios-Touma et al., 2011).

El incremento de materia orgánica en el agua produce una proliferación de los microorganismos encargados de su descomposición, lo que genera entre otros efectos una reducción de la concentración de oxígeno disuelto en el agua y un aumento de la concentración de nutrientes inorgánicos, como el amonio y el fosfato (Alonso y Camargo, 2005). Esto explicaría la diferencia de la abundancia de la comunidad de los MIB entre la época de venida y estiaje, siendo mayor en la época de estiaje en todas las estaciones de muestreo. El alimento potencial y el sustrato para los MIB están más disponibles en la época seca, al igual que una menor disponibilidad de hábitat y, como consecuencia, un aumento en la agregación de los individuos (Righi-Cavallaro et al., 2010) y en este estudio, la agregación de materia orgánica proveniente de actividades antropogénicas fue un fenómeno recurrente. Opuestamente, Trama et al. (2009) encontró una mayor riqueza de invertebrados en la época de estiaje en el humedal Palo Verde, Costa Rica, atribuyéndolo a la hidrología y a los cambios ambientales del sistema, pero en cambio, en forma similar a este estudio, encontraron una mayor abundancia de invertebrados y de OD en la época de estiaje. Guerrero-Bolano et al. (2003) indicaron perturbación de la biota de MIB con relación a la estacionalidad lluviosa por remoción y falta de estabilidad del sustrato en el cuerpo de agua (Righi-Cavallaro et al., 2010), lo que estaría ocurriendo frecuentemente en el río Rímac.

Se observó que el 75 y 91.7% de las E presentaron un EPT de calidad mala en época de avenida y de estiaje, respectivamente. En cambio, para ABI se clasificó de calidad pésima-mala en época de avenida (16.67%) y de estiaje (33.33%), respectivamente. Figueroa et al. (2007) señalan que en los periodos de bajo caudal en los sistemas fluviales se expresa mejor la variación y deterioro de la calidad de las aguas. El presente estudio muestra, según los índices EPT y ABI, que las aguas del río Rímac en periodo de estiaje se encuentran deterioradas, expresándose con la baja H´ y J, alta D de algunos grupos y disminución de la S. Por su lado, Gonçalves y de Menezes (2011) argumentan que los índices bióticos con MIB decrecen con el incremento del caudal en periodos lluviosos.

Estas diferencias no pueden ser atribuidas a los métodos de muestreo que fueron similares para la época de avenida y estiaje. Los índices bióticos empleados (EPT y ABI) valoran de mejor calidad a las aguas del río Rímac en la temporada de avenida. Según Rosemberg y Resh (1993), el índice EPT es adecuado como un índice preliminar para valorar la perturbación por minería; no obstante, no existe un índice específico de biovaloración basada en esta comunidad. Gonçalves y de Menezes (2011) señalan que el EPT es más sensible a la contaminación orgánica. El ABI se adecúa a las comunidades de la cuenca estudiada, ya que este índice incluye a la mayoría de los taxones encontrados durante en estudio. Muñoz- Reveaux et al. (2003) señalan que los índices bióticos de calidad de agua en base a MIB pueden sufrir variaciones estacionales relacionadas a los periodos de seca-lluviosos. En el presente estudio, los índices EPT y ABI en el río Rímac no presentaron diferencias significativas relacionadas a la estacionalidad (periodo de avenida y estiaje).

Algunos autores señalan que los índices bióticos en base a MIB varían de forma similar a la S, H´ y D, y pudieran tener buenas correlaciones en dependencia con la estacionalidad (Muñoz-Reveaux et al., 2003). En la presente investigación se observó según el ACC que el ABI, D, S, H´ y J´ se encontraron asociados (Figura 3). En especial, el índice biótico de calidad de agua ABI es una buena herramienta para la evaluación de la calidad del agua en los ambientes lóticos en el Perú, al ahorrar tiempo y recursos económicos debido a su simplicidad y baja resolución taxonómica (Figueroa et al., 2003; Muñoz-Reveaux et al., 2003; Oscoz et al., 2006). De igual forma se espera una adecuada correlación con algunas variables fisicoquímicas (estresores antropogénicos), pero en este trabajo solo el ABI observó una buena asociación con el pH y el caudal (Figura 3). Figueroa et al. (2003) encontraron correlaciones entre la CE, OD, DBO, T °C y el índice biótico de calidad de agua en base a MIB; sin embargo, para una adecuada interpretación del ABI se sugiere complementar con caracterizaciones de la columna de agua, peces y actividades productivas desarrolladas en la cuenca debido a que al estar solo basado en presencia-ausencia no considera las abundancias de cada taxón y llegar así a conclusiones fidedignas (Figueroa et al., 2003; Guerrero-Bolaño et al., 2003).

En el dendrograma de similaridad realizado con el índice de Morisita-Horn se aprecia la formación de tres grupos en la época de avenida, los cuales podrían indicar: grupo A respuesta a los pasivos mineros, grupo B respuesta a impacto doméstico y agricultura, y grupo C respuesta a impacto por la agricultura, industrias y doméstico (Iannacone et al., 2005; Bedregal et al., 2010; Llontop y Cabrera, 2010; Alomía et al., 2017), lo cual estaría relacionado a las actividades que se realizan en los sectores de la cuenca.

El área del río Rímac se diferencia en tres secciones: la primera es la zona de Bellavista (Huarochirí) que presenta un mayor impacto por la minería, lo cual es corroborado por Bedregal et al. (2010) quienes señalan que la cuenca alta de río Rímac (sobre 3500 msnm) que incluye las tres primeras estaciones (E1 a E3) presenta una intensa actividad minera con explotaciones de cobre, plomo, zinc, antimonio, oro y plata, con un volumen significativo de vertimientos descargados directamente al río, y la cuenca media (entre 1000 y 3500 msnm) donde el agua se usa para la agricultura y para centrales hidroeléctricas (E4 a E6). La segunda sección (E7 a E9) desde Matucana hasta Huachipa tiene un mayor impacto por la agricultura y desechos domésticos, donde Bedregal et al. (2010) indican que forma parte de la cuenca baja del río Rímac con actividad agrícola y el asentamiento de la ciudad de Lima.

Finalmente, desde Naña hasta la bocatoma de agua de la Atarjea (E10 a E12) se observa el mayor impacto por industrias, asentamientos humanos y poblados situados en las riberas de río, que se caracterizan por la ausencia de sistemas de tratamiento de desagües y alcantarillado y, por lo tanto, son descargadas directamente al río. Bedregal et al. (2010) señalan que en esta área existen fábricas de productos químicos, textiles, papeleras, alimento, curtiembres, cerveza, etc. Sin embargo, en la época de estiaje, todas las estaciones de muestreo muestran un alto grado de similaridad (>97%), lo que estaría indicando que la seria contaminación a lo largo del río Rímac se hace homogénea. Asimismo, se considera que el caudal ecológico estaría jugando un rol importante en la dinámica biológica del rio Rímac. Pan et al. (2015) consideran que la credibilidad de los resultados de los caudales ecológicos es influenciada por la falta de una base ecológica en los análisis hidráulicos e hidrológicos, y por los requerimientos de agua en el ecosistema de un río con un adecuado enfoque global.

Ensayos Ecotoxicológicos

En cuanto a los ensayos ecotoxicológicos de las aguas con D. magna, se encontró en la época de avenida valores de CL50 menores al 100% a 48 h solo en E1, y LOEC de 6.25% en nueve estaciones de muestreo. Para la época de estiaje ninguna estación señaló valores de CL50 menores al 100% a 48 h y solo las estaciones E9 y E12 presentaron LOEC significativos. De Schamphelaere y Janssen (2002) indican que altas concentraciones de Ca y Mg en los ecosistemas acuáticos protegen de la toxicidad de metales, en tanto que Jin-Yong et al. (2017) reportaron mayores efectos protectores del Ca en comparación al Mg, al evaluar la toxicidad del cobre en Daphnia galeata Sars, 1864. Asimismo, Álvarez-Manzaneda et al. (2017) registraron un efecto en la reproducción partenogenética de D. magna en presencia de Fe disuelto. En este estudio no se ha contemplado la evaluación de la dureza del agua, por lo que futuras investigaciones deberán contemplar este parámetro.

Para la evaluación de riesgos ambientales se ha empleado las escalas ecotoxicológicas de Munkittrick et al. (1991) y Arambasic et al. (1995). Para el caso de aguas, según Munkittrick, la estación de muestreo E1 (CL50-48h = 17.01%) es clasificada como altamente tóxico y según Arambasic como politóxica. Este resultado podría explicarse a la alta actividad minera realizada en esta estación. Llontop y Cabrera (2010) señalan que el área de estudio donde se localiza E1 es una zona con actividad minera polimetálica y con pasivos ambientales mineros entre bocaminas y relaveras. Durante 2008 se registró en la época de avenida en esta E, valores de metales pesados sobre la normatividad vigente de Cd, Pb y Mn. MINSA (2010) registró en la época de estiaje (agosto-2009) valores altos de Al, Mn, Fe y Pb en las muestras de agua en la estación E1. Sin embargo, en este estudio no se observaron valores significativos de CL50 en la época de estiaje para la muestra de agua evaluada con D. magna en E1. Las estaciones E9 y E12 presentaron LOEC significativos para la muestra de agua evaluada con D. magna durante el estiaje. La mayoría de las estaciones son clasificadas como atóxicas en base a la CL50 en ambas escalas toxicológicas. Se puede observar que las aguas de avenida de la E1 fue la más afectada de la perspectiva toxicológica. Este punto presentó además altos valores de CE y temperaturas bajas (<10 °C), ocasionando bajos valores de J´, S y abundancia de MIB, EPT calificada como mala y el ABI como moderado.

Para los ensayos ecotoxicológicos de sedimento con C. calligraphus se encontró CL50 de mortalidad, LOEC de mortalidad y CE50 de disminución de la biomasa en la época de avenida a los 10 días de exposición en la estación de muestreo E1. Los valores de LOEC mostraron efecto en cuatro estaciones de muestreo durante la época de avenida. En la época de estiaje no mostró ningún efecto en la CL50 de mortalidad, LOEC de mortalidad y CE50 de disminución de la biomasa en los sedimentos. Álvarez- Manzaneda et al. (2017) registraron que en presencia de Fe disuelto, no hubo mortalidad significativa de las larvas de Chironomus sp. Los resultados obtenidos en este estudio, según Munkittrick et al. (1991), la E1 es ligeramente tóxica y según Arambasic et al. (1991) como oligotóxica. Las demás estaciones son clasificadas como atóxicas en ambas escalas toxicológicas.

La toxicidad registrada en E1 para los sedimentos en la época de avenida, podría de igual forma deberse a la gran actividad minera histórica que se desarrolla en esta zona (Iannacone et al., 2005). Guerrero (2014) indica que esta estación presenta valores mayores a los estándares de calidad ambiental según normatividad holandesa para Pb y Zn. Rivera et al. (2007) indican que los sedimentos del río Rímac están contaminados por As, Cu, Hg, Zn y Sb con valores sobre la normatividad holandesa; sin embargo, indican que el curso medio e inferior del río Rímac concentra la mayoría de los metales. La posible ausencia o baja toxicidad en las estaciones de muestreo restantes en base a la CL50 de D. magna y de C. calligraphus podría deberse a la capacidad de arrastre y al movimiento de las aguas de los sistemas lóticos, efectos que estarían amortiguando el grado de toxicidad que se observa en las estaciones de la parte alta del río. Iannacone et al. (2000) sugieren emplear larvas I de C. calligraphus para evaluar la calidad de aguas del río Rímac como una herramienta sensible para la evaluación de los sistemas acuáticos epicontinentales. Iannacone et al. (2005) evaluaron con C. calligraphus a los sedimentos elutriados del río Aruri y del lago Junín, Perú. En este estudio se sugiere el uso del estadio II de C. calligraphus para la evaluación de los sedimentos dulceacuícolas. Además, tiene como ventaja principal el ser un material biológico abundante y de permanente disponibilidad para la obtención de los primeros estadios larvales (Iannacone y Dale, 1999) y de fácil manipulación en este tipo de ensayo al conocerse su ciclo de vida en condiciones de laboratorio (Zilli et al., 2008; Canteiro y Albertoni, 2011).

En conclusión, los resultados muestran que el río Rímac, en el tramo evaluado, se encuentra seriamente contaminado. La época de avenida presentó mayores valores de pH y caudal. En cambio, mayores valores de CE, ST, OD y transparencia se observaron en la época de estiaje. Se observaron diferencias altitudinales con la temperatura. Diferencias en la abundancia entre épocas de avenida y estiaje solo se observaron para Planorbidae, Baetidae, Chironomidae, Empididae y Tipulidae. Los índices de diversidad y equitabilidad fueron mayores en época de avenida, pero los índices de dominancia y abundancia fueron mayores en época de estiaje. En el dendrograma de similaridad en base a los MIB se aprecia la formación de tres grupos en la época de avenida: un grupo respuesta a los pasivos mineros, un segundo grupo respuesta a impacto doméstico y agricultura, y un tercer grupo respuesta a impacto por la agricultura, industrias y doméstico. La calidad del agua fue determinada por los índices bióticos, EPT (principalmente mala sobre el 75%) y el ABI (pésimomala: 16.67-33.33%), mostrando que el río Rímac se encuentra seriamente afectado por diversas actividades antrópicas. Para los ensayos ecotoxicológicos con D. magna y con C. calligraphus solo la estación de muestreo E1 fue tóxica en la época de avenida.

Agradecimientos

Se agradece a Ana Huamantinco, Christian Paredes, Ana Gutiérrez y Margarita Robles por las críticas al manuscrito. A Lizeth Cayo, Cosme Pascual, Olimpia Pariona, Hector Pascual y Alejandrina Cupa por el apoyo en materiales y colecta en campo para el desarrollo del presente trabajo.

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Recibido: 23 de enero de 2019

Aceptado para publicación: 30 de septiembre de 2019

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