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Macroinvertebrados bentónicos como bioindicadores de calidad de agua en el río chicama regiones la libertad cajamarca Perú 2006

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Academic year: 2020

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UNIVERSIDAD NACIONAL DE TRUJILLO ESCUELA DE POSTGRADO

Programa de Doctorado en: Medio Ambiente

“Macroinvertebrados bentónicos como bioindicadores de calidad de agua en el río Chicama. Regiones La Libertad - Cajamarca. Perú. 2006.”.

TESIS

Para optar el grado Académico de DOCTOR

en

MEDIO AMBIENTE

Autor:

M. Sc. JORGE MANUEL BALMACEDA LOZADA

Asesor:

Dr. JOACHIM PUHE

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A mis padres: Luz y Hugo, por su apoyo en los momentos hostiles de mi vida.

A mi hija Mariángelica de la Luz, la fuerza y razón de mi vida; y a Guissella mi compañera incondicional.

A Pilar y Hugo mis hermanos

A mi família: Norma, Jorge,

Enrique, Alexandre e Iker.

A la memoria de mis abuelos: José,

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AGRADECIMIENTOS

A mis amigos, maestros y colegas: Dr José Mostacero León, Dr. Alfredo Gómez Quezada, Dr. Joachim Puhe, por ser monitores en mi formación académica.

A mis grandes amigos y colegas: César Medina Tafur, Manuel Charcape Ravelo, Robert Barrionuevo García y César Lautaro Chávez Villavicencio.

Especial agradecimiento a: Dr. Francisco Mario Piscoya Hermoza, Dr. Lucio Daniel Huerta Ortiz y Dr. Jesús Híber Huari Garay miembros de Comisión Organizadora de la Universidad Nacional Tecnológica del Cono Sur de Lima, por haberme permitido con su anuencia, ser parte del equipo institucional y profesional de la UNTECS.

A mis amigos, colegas y alumnos de la Universidad Nacional Tecnológica del Cono Sur de Lima, Universidad Nacional de Piura y Universidad Nacional de Trujillo.

Este trabajo se ha realizado gracias al financiamiento del Proyecto 197-2005. CONCYTEC – Universidad Nacional de Trujillo. Especial Agradecimiento a la Responsable del Proyecto Dra. Rosa Ramírez Vargas, a mi amigo, compañero de estudios e investigación Dr. César Augusto Medina Tafur, al Señor Rector Dr. Carlos Sabana Gamarra, a mi amigo Lic. Rubén Bustillos Borja por su colaboración incondicional en el análisis estadístico, a mi amigo Blgo. José Luís Polo Corro, por su colaboración en el trabajo de Campo, y al Área de Transportes con sus experimentados pilotos de la Universidad Nacional de Trujillo.

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PRESENTACIÓN

Señores Miembros del jurado dictaminador:

Dando cumplimiento a las disposiciones del Reglamento de Grado de la Escuela de Postgrado de la Universidad Nacional de Trujillo, someto a vuestra consideración y elevado criterio, el trabajo intitulado:

Macroinvertebrados bentónicos como bioindicadores de calidad de agua en el río Chicama. Regiones La Libertad - Cajamarca. Perú. 2006.

Invocando su comprensión Señores Miembros del Jurado a los errores que involuntariamente haya cometido, espero su veredicto en la calificación del presente trabajo.

Trujillo, 07 de Diciembre del 2007

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JURADO DICTAMINADOR

---Dr. José Mostacero León

Presidente

--- --- Dr. Freddy Mejía Coico Dra. Rosa Ramírez Vargas

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INDICE

Pág.

Dedicatorias……….. 1

Agradecimientos……….. 2

Presentación………. 3

Jurado dictaminador……… 4

Índice………. 5

RESUMEN……… 6

ABSTRACT……….. 7

INTRODUCCIÓN……….……….. 08

MATERIAL Y MÉTODOS……….……... 13

RESULTADOS………..……….. 20

DISCUSIÓN………..………... 38

CONCLUSIONES……….……….. 44

PROPUESTA……….…..……….. 45

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS………..……….. 54

(7)

RESUMEN

El uso de bioindicadores para determinar la salud de los cuerpos de agua, es de suma importancia por la información actual y retrospectiva de los impactos que podrían estar sufriendo y seleccionarlos implica determinar los valores numéricos de indicación primaria del taxón respecto a los factores ambientales.

Por ello se relacionó las variables ambientales con el Índice Biótico Andino del río Chicama, que evidencia entradas de contaminantes; a través de muestreos periódicos en 12 estaciones, en invierno y primavera 2006, se evaluó el zoobentos y variables físico-químicas. Se calculó el Índice Biótico tanto de Familia, y el Andino (IBA).

Se aplicó el análisis de correspondencias múltiples. Se estableció la relación entre las variables y el IBA con el coeficiente de Spearman e igualmente un análisis de regresión.

Se concluye que la calidad del agua del río Chicama, es de regular a mala.

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ABSTRACT

Using Bioindicators in health determination for water bodies are highly important for the current information and retrospective of the impacts which might be suffering; selecting these organisms implies to determine the valued number of indication primary for a taxon with regard to environment factors.

For that reason environment changes were related to Andean Biotic Index of river Chicama, which shows some polluted bodies. Trought periodics tests in 12 seasons, during winter and spring 2006, zoobenthic and physical and chemical variables were evaluated. The biotic index was calculated so much of family, and the Andean.

There was applied the analysis of multiple correspondences. It was determined

the relationship between changes and ABI wiht spearman´s coeficient and equally an analysis of regression.

As a result, it was concluded that the quality of Chicama river is regular to bad condition

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I. INTRODUCCIÓN

La degradación de los ecosistemas acuáticos es motivo constante de preocupación. Por esta razón, su estudio se ha convertido, en elemento clave para conocer la estructura de sus comunidades, entender su relación entre ellas y su entorno, y los cambios en el tiempo, desarrollando criterios físicos, químicos y biológicos que permitan estimar el efecto y magnitud de la actividad antrópica.

La estructura y composición de las comunidades es fruto, de una serie de interacciones con la estructura y composición de los hábitats a lo largo del tiempo y del espacio, que permiten conocer el estado de eutroficación y/o contaminación de los mismos (Domiguez, 1994; Roux y Jooste, 1996; Norris y Hawkind, 2000).

El uso de especies o conjunto de “especies indicadoras” para la vigilancia ambiental, se asume en el sentido de que son el reflejo de las condiciones del medio; presencia que aseguran que las condiciones mínimas de supervivencia han sido alcanzadas; mientras que la ausencia no necesariamente indica que estas condiciones no se cumplan(Johnson et al., 1993).

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En este contexto el uso de macroinvertebrados indicadores e índices bióticos a nivel mundial; entendiéndose que su simple presencia en el medio informa del estado de salud (Munné y Prat, en prensa).

Actualmente, el papel central de los macroinvertebrados en brindar información sobre la base de la energía del ecosistema, la salud relativa de la comunidad, diversidad del hábitat, y la disponibilidad de clases apropiadas de alimento para sostener las poblaciones, son vistos como integradores de la información sobre la estructura y la función del ecosistema de corriente de agua así como la calidad de esta; además, son excelentes organismos para la investigación por el uso en pruebas biológicas y químicas. Estas características hacen que los macroinvertebrados sean los agentes ideales de supervisión, utilizando índices bióticos, situación importante por la facilidad con la cual se muestrean en muchas situaciones. (Hellawell, 1989; Alba – Torcedor, 1996; Rosenberg y Resh, 1996 y Kalender et al., 2001).

La estructura de las comunidades e interacciones varían en función del contexto y entorno ambiental a lo largo de los ríos; así como la variabilidad en el régimen de caudales condiciona los hábitats, la morfometría fluvial y la interacción o conectividad lateral de los sistemas fluviales con las zonas inundables y los ecosistemas riparios.

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estructura y de su composición (Illies y Botosaneanu, 1963; Vannote et al., 1980; Ward y Stanford, 1983; Minshall et al., 1985; Frissel et al., 1986; Statzner y Higler, 1986; Junk et al., 1989; Allan et al., 1997; Poff et al., 1997; Vinson y Hawkind, 1998).

Índices biológicos que utilizan macroinvertebrados en aguas británicas, son el de Wright teste Jeffries y Mills (1994), el de Trent (TBI) (Woodowiss, 1964), y el del Grupo de Trabajo de Supervisión Biológica (BMWP)de Armitage et. al., (1983. Índices como, el de Graham’s (Graham, 1965), el danés (Andersen et al., 1984) son modificaciones del índice de Trent. La modificación española (Prat, 1983) y la italiana (Ghetti, 1986) se basan en el índice biótico extendido de Trent; el índice biótico BMWP’ (Biological Monitoring Working Party) ha sido adaptado y modificado a la fauna del sur occidente Colombiana por la Universidad del Valle (Zúñiga de Cardoso, 1997 en Domínguez y Fernández 1998; y el Indíce Biótico de Familia el cual fue desarrollado por Chutter (1972) para ríos de Sudáfrica y levemente modificado por Hilsenhoff (1988) para ser utilizado en ríos de Norteamérica, con el nombre Índice Biótico de Familias (IBF). Este último es un índice muy útil en el análisis de la calidad del agua, debido a que necesita bajo nivel taxonómico (Familia), bajo costo en términos de tiempo (identificación de insectos) y dinero, convirtiéndose en una metodología rápida y útil en la fiscalización por parte de algún organismo público que requiera en poco tiempo y de una manera acertada evaluar la calidad del agua de una cuenca hidrográfica determinada.

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y tropicales (Domínguez y Fernández. 1998), para ello es necesario determinar que parámetros abióticos y / o bióticos pueden utilizarse para evaluar el estado de los cuerpos de agua.

En Sudamérica, existen algunas experiencias como la de Ríos (1985), monitoreo de la contaminación por descargas de relaves mineros; Valdovinos et al. (1993), Estructura comunitaria del Macrozoobentos de la zona de transición Epiritrón – Hipo Epiritrón del río Bío Bío. Chile; Arenas (1993), biondicadores de la calidad del agua del río Bío Bío, Chile; Domínguez y Fernández (1998), Calidad de los ríos de la Cuenca del Salí.Tucumán. Argentina, medida por un índice biótico; Prat (1998), Bioindicadores de calidad de agua, Universidad de Antioquia, Medellín; Callisto et al (1999), Hábitat Diversity and Benthic Functional Trophic Groups at Serra Do Cipó Southeast Brazil; Figueroa (1999), indicadores biológicos decalidad de agua, Río Damas, Osorno, X Región de los Lagos, Chile; Roldán (1999).

Los Macroinvertebrados y su valor como indicadores de la calidad del agua. Colombia; Carrera y Fierro (2001), Manual de monitoreo. Los macroinvertebrados acuáticos como indicadores de la calidad del agua. Ecuador; Marques et al. (2001), Distribution and Abundance of Chironomidae (Diptera, Insecta) in an Impacted Watershed in South East Brazil; Valdovinos(2001), Riparian Letter processing by benthicmacroinvertebrates in a woodland stream of central Chile; Jara (2002).

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para determinar el ESTADO ECOLÓGICO de los ríos Andinos; y Rios et al (2006) Indice Biótico Andino.

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II. MATERIAL Y METODOS

El río Chicama emplazado en el Perú y pertenece en la hoya del Océano Pacífico, con nacientes en los Andes occidentales, es uno de los ríos importantes y determinante para irrigar grandes áreas, de Casagrande, Cartavio y Chocope.

El área estudiada forma parte de las provincias de Pacasmayo, Trujillo y Otuzco en La Libertad y Contumazá y Cotabambas en Cajamarca.

Esta cuenca limita, por el Norte, con la del río Jequetepeque, por el Sur, con las del río Moche y Quebrada del río Seco; por el Sudeste, con la del río Santa; por el Oeste, con el Océano Pacifico y, por el Este, con la cuenca del río Marañón; cuyos extremos se encuentran comprendidos entre los paralelos 7º21´ y 8º01´ de L. S. y 78º16´ y 79º27´ de L. O. ( figura 1).

Cubre una extensión total de 5,822 Km2; 2,472 Km2 de los cuales corresponde a la cuenca húmeda o imbrifera. Altitudinalmente, va desde el nivel del mar hasta las cumbres de la divisoria con la cuenca del río Marañón a 4,297 m. s. n. m en el Cerro Tuanga.

El valle del río Chicama, posee 45, 950 Ha. de área agrícola física y 82,150 Ha. de área total global, se halla ubicado en la Costa Septentrional del Perú, abarcando el sector central del departamento de La Libertad (Figura 1).

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En cada uno de ellas se tomaron muestras de macrozoobentos (método multihábitat Anexos 7, 8, 9, 10 y 11) y agua. Para la colecta de macroinvertebrados se utilizó una red “ D net” (Anexo 12) con malla de 300 µm. En cada estación se removió el sustrato delante de la red. Esta operación se realizó tres veces en cada estación.

Las muestras extraídas fueron introducidas en “vials” etiquetados, conteniendo alcohol de 96%, ayudándose de pinzas entomológicas flexibles para no los dañarlos; además se añadió 3 o 4 gotas de glicerina para mantener blandas y flexibles las estructuras de los organismos. Aunque estos organismos se suelen conservar en alcohol de 70%, en este caso se utilizó alcohol sin diluir, debido a que al trabajar directamente en el campo, cada vez que en el pequeño vial se introduzca un nuevo espécimen, junto con el se introducirá una pequeña gota de agua, lo que hará que el alcohol vaya disminuyendo paulatinamente su concentración.

La determinación se realizó utilizando las claves de Ward y Whipple, (1945); Delong y Borror, (1963); Needham, (1978); Domínguez, Hubbard y Pescador, (1994); Fernández y Domínguez, (2001). Se midió in situ pH, oxigeno disuelto y fosfatos utilizando Fotómetro Multi-parámetro HANNA C-200 (Anexo 12).

En Laboratorio se analizaron los parámetros físicos químicos como: conductividad (umhos/cm), medido con un conductímetro VSI Model 33, Sulfatos ppm, Cloruros ppm, Alcalinidad P, Alcalinidad N, Sólidos totales (ppm), Sólidos disueltos ppm, Turbidez JTU.

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En primer lugar se calculó la sección del río colocando una cinta métrica ocupando toda la anchura del cauce, procurando que esté tensada. A continuación, se tomaron las medidas de profundidad mediante una regla graduada a intervalos regulares, la longitud de los intervalos fue proporcional a la anchura del tramo. La velocidad del río se midió utilizando un flotador doble o subsuperficial; este consistió en 2 esferas, una rellena de arena y otra vacía, unidas por un tubo que le permite flotar cerca a la vertical del cauce y obtener una velocidad igual a la real. Se utilizaron dos longitudes del tubo (10 y 30 cm) para ser cambiadas según el volumen de agua del río; cuando el nivel del río fue alto se utilizó la longitud mayor y viceversa. Aquel se dejó caer para que flote sobre la superficie que siguió río abajo hasta una distancia (D) de 15 metros. En forma complementaria se midió el tiempo (t) que transcurre entre que el objeto cayó al agua y llegó hasta el lugar de destino. Se tomaron, como mínimo, 3 medidas del tiempo recorrido para calcular velocidad.

Finalmente el caudal aproximado se obtuvo multiplicando la sección media (m2) por la velocidad superficial (m/s) y por un factor de 0.8. (Prat et al 2001).

Se calculó por primera vez para la región el Índice Biótico Andino; para el cálculo del índice se sumaron las puntuaciones parciales que se obtuvieron de la presencia de cada familia (anexo 1) y de esta forma se obtuvo la puntuación global del punto de muestreo. Si en el tramo aparecieron más de un individuo de una familia esta sólo se puntuaron una vez; y con los valores obtenidos, se estableció la clase de calidad del agua basándose en las cuatro establecidas por este Índice (Rios et al., 2006).

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familia se determinó el puntaje de tolerancia, en donde 0 representará el menos tolerante y el 10 correspondió al más tolerante a la contaminación orgánica. Estos valores de tolerancia para macroinvertebrados bentónicos (anexo 3) fueron tomados de la adaptación realizada por Mercado (2003) para la fauna local chilena por ser la más cercana a la zona de estudio, con los resultados obtenidos; los puntajes obtenidos fueron incluidos en la ficha de registro (anexo 2) para calcular el IBF, para lo cual se multiplicó el puntaje de tolerancia por el número de individuos. Los resultados fueron sumados y divididos por el número total de individuos de cada estación lo que correspondió al IBF según la siguiente ecuación:

IBF = 1/ N ∑ ni ti. Donde :

N = número total de individuos en la muestra (Estación). ni = número de individuos en una Familia

ti = puntaje de tolerancia de cada Familia.

Posteriormente los valores del IBF se expresaron en 7 clases de calidad ambiental (anexo 4), correspondiente a una escala de condición biológica que fue desarrollada para determinar el grado de contaminación orgánica.

Con las matrices de datos integrados de las dos salidas : de presencia y ausencia de los taxones en cada estación y de las variables medidas, se aplicó el análisis de correspondencias múltiples para analizar la interrelación o afinidad de las modalidades o categorías de las variables objeto de estudio.

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Posteriormente, para determinar cuales de los parámetros explican mejor las variaciones del Índice Biótico Andino, se realizó un análisis de regresión múltiple por pasos (Dixon y Jennrich, 1983; Armitage et al., 1983; Moss et al., 1987; Rodríguiez y Wright, 1991 y Zamora – Muñoz et al., 1995). Para el análisis estadístico se utilizó el programa SPSS VER. 15.0.

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Tabla 1. Ubicación geográfica de las estaciones de muestreo, en el río Chicama. La Libertad. Perú.

DESCRIPCION DE LA ZONA DE MUESTREO Ubicación Geográfica UTM EM

E N

Altura m.s.n.m.

1 Río Membrillo, arriba de Membrillo. 775553 9158366 1966

2 Río Membrillo, debajo de Simbron 769830 9163436 1187

3 Río San Jorge 767369 9164812 1056

4 Río Cospan, antes de su confluencia con el río Chuquillanqui 762745 9165164 944

5 Río Chuquillanqui, altura Puente Lucma 757768 9162642 785

6 Río Compín 755792 9156796 789

7 Río San Felipe, antes de su confluencia con río Chicama 753059 9162114 701 8 Río Chicama, antes de su confluencia con el río San Felipe 753086 9162096 699

9 Río Chicama, altura de La Gerencia 743946 9164992 587

10 Río Cascas, altura puente Ochope 741398 9162206 552

11 Río Chicaza, altura de Guabalito 730115 9159018 423

12 Río Chicama, después de Sausal 717694 9145974 274

EM = Estaciones de Muestreo

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III. RESULTADOS

A) Macro invertebrados bentónicos como indicadores biológicos de calidad de agua en el Río Chicama.

Composición Taxonómica:

El listado general de familias registrado en el área de estudio son presentados en la Tabla 2, y está constituida por 28 taxones, la mayoría de los cuales corresponden a estados inmaduros de insectos, principalmente de los órdenes Diptera (8 taxa), Coleoptera (5 taxa), Heteroptera (5 taxa), Ephemeroptera y Odonata (2 taxa).

Aspectos generales de la morfología de los órdenes más importantes encontrados en el río Chicama.

Orden Diptera.

Su fuente de alimento es bastante variada, la que incluye desde detritus fino y microorganismos, a partes de plantas, madera en descomposición y otros insectos y vertebrados, además las preferencias y hábitos de algunas larvas cambian con la edad y la estación del año. Se encuentran en cada tipo de hábitat y como grupo, los adultos voladores son los más ampliamente adaptados de todos los órdenes existentes (Jara 2002).

Orden Ephemeroptera.

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fundamental en la cadena trófica de los ecosistemas acuáticos y en general se afirma que presentan un amplio espectro dietario.

Este orden habita el bentos de aguas corrientes, pozas y áreas estrechas de lagos, encontrándose en ambientes muy predecibles o específicos dentro de ellos. Sus requerimientos de oxígeno disuelto son moderados y muchas especies son altamente susceptibles a la contaminación del agua; por esta razón las Ephemeras han demostrado ser muy útiles en el biomonitoreo de la calidad del agua donde habitan. (Jara 2002) Orden Plecoptera.

En su mayoría son carnívoras o detritívoras, pero algunas especies se alimentan principalmente de perifiton. Generalmente las Plecopteras no son nadadoras activas, pero están adaptadas para desplazarse entre las piedras, gravas y detritus, además son capaces de mantenerse en zonas rápidas del río.

En estado larval son habitantes de agua dulce, y a menudo se restringen a aguas altamente oxigenadas y ocasionalmente es posible encontrarlas en lagos de aguas frías con considerable acción de las olas. Es así como muchos están relativamente restringidos a ciertos tipos de hábitats, ya que el enriquecimiento orgánico u otras formas de polución reducirán la disponibilidad de oxígeno disuelto en el agua, lo que puede impedir su existencia en ciertos sitios. Debido a esto, las Plecópteras son conocidas como insectos de aguas limpias (Hellawell, 1989)

Orden Trichoptera:

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son muy particulares, pero en general es permitirles vivir en los ríos, a especies más frágiles fisiológicamente. Las especies de este orden son catalogadas de tolerantes a muy intolerantes a la materia orgánica, pudiendo formar con ella un gradiente de respuesta frente a este tipo de transformación; en cambio todas las especies de Trichoptera en general no toleran los niveles bajos de pH (entre 1 y 6) en las aguas donde viven, siendo las primeras en desaparecer en los sistemas que empiezan a acidificarse. Por otro lado, tienden a preferir aguas con corrientes, lo cual indica que sus requerimientos de oxígeno en el agua, no son bajos. (Hellawell, 1989)

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Tabla 2. Matriz de presencia y ausencia de los distintos taxones en los dos muestreos realizados en cada estación

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B) Determinación de los parámetros físicos químicos en las 12 estaciones de muestreo invierno, primavera 2006. Tablas 3, 4, 5 y 6:

Temperatura (°C): El máximo valor del parámetro es de 28 °C en la estación 12 en la época de primavera y la mínima temperatura correspondió a 14 °C en la estación 1 en invierno.

Conductividad (uS/cm): Se registra el máximo valor de 1181 uS/cm en la estación 12 en la época de primavera

Turbidez (FTU): Este parámetro registró su máximo valor de 370 JTU en la estación 9 en la época de primavera 2006 y el mínimo valor se presentó en las estaciones 9 y 10 en invierno y la estación 2 en primavera.

Color aparente (PCU): Presentó su máximo valor de color aparente mayor a 550 PCU en las estaciones 5, 6, 8, 9, 11 y 12 en Primavera y el mínimo se registró en estación 1 en primavera alcanzando un valor de 0 PCU.

Color verdadero (PCU): Presentó su máximo valor de color verdadero a 550 PCU en las estaciones 5, 6 y 8 en Primavera y el mínimo se registró en estación 1 en primavera alcanzando un valor de 0 PCU.

Caudales (m3/s): El máximo caudal se registró en invierno en la estación 8 alcanzando un valor de 14,1532 m3/s, mientras que el mínimo caudal se presentó en la estación 7 en primavera con un valor de 0,0385 m3/s.

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Turbidez (JTU): El valor máximo fue de 365 en la estación 12 en primavera y el mínimo correspondió a 0.0 en las estaciones 9 y 10 en invierno y en la estación 2 en la época de primavera.

pH: El valor mínimo de fue de 6.7 en la estación 6 en primavera y el máximo valor se registró en 8.5 en las estaciones 3, 5, 9, 10, 11 y 12 en invierno; estaciones 2 y 7 en primavera.

Oxígeno disuelto (mg/L): El valor mínimo correspondió a 5,6 mg/L en la estación 6 de invierno y el máximo registrado fue de 11.0 mg/L en las estaciones 12 en invierno. Nitrógeno amoniacal (mg/L): Los datos presentaron su máximo valor de 0,47 mg/L en las estaciones 6 y 12 en primavera, mientras que el mínimo valor para este parámetro fue de 0.0 mg/L en las estaciones 2, 4, 6, 8, 10,11, 12 en invierno.

Nitritos (mg/L): Los datos presentaron su máximo valor de 16 mg/L en estación 3 en primavera, mientras que el mínimo valor para este parámetro fue de 0 mg/L para las estaciones 2, 3,4, 5, 6, 7 y 10 en invierno y en las estaciones 2, 4 y 9 en primavera. Nitratos (mg/L): Los datos presentaron su máximo valor de 19.49 mg/L en estación 8 en primavera, mientras que el mínimo valor para este parámetro fue de 0.0 mg/L en las estaciones 2, 4, 11 y 12 de invierno.

Fosfatos (mg/L): Los datos presentaron su máximo valor de 0.8 mg/L en las estaciones 2 y 6 en primavera, mientras que el mínimo valor para este parámetro fue de 0.0 mg/L en las estaciones 2, 6 y 10 en invierno, y en las estaciones 2, 5, 8, 9, 11 y 12 en primavera.

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Cloruros (ppm): Los datos presentaron su máximo valor de 51.2 ppm en estación 7 en primavera, mientras que el mínimo valor para este parámetro fue de 12.78 ppm en las estaciones 2, 4 y 9 en invierno.

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Tabla 03. Parámetros físico-químicos in situ muestreados en las 12 estaciones de la cuenca del río Chicama, realizados durante la época de invierno; el 29, 30 de Junio y 01 de Julio de 2006.

EM TºC pH Color Color Caudal Oxigeno Nitrogeno Nitrato Nitrito Fosfatos aparente verdadero m3/s disuelto amoniacal mg/l mg/l mg/l

PCU PCU mg/l mg/l

1 14 6,8 16 9 0.3664 8,0 0,05 2,22 0,4 0,4

2 24 8,2 35 20 0.4937 7,2 0 0 0 0

3 18,5 8,5 132 24 4.1196 8,4 0,11 2,66 0 0,1

4 18,5 8,1 119 85 3.6068 7,7 0 0 0 0,3

5 22,5 8,5 46 24 4.6587 8,0 0,06 0,89 0 0,2

6 18,5 8,3 22,4 52 5.647 8,3 0 2,66 0 0

7 24 8,1 25 24 1 7,0 0,1 0,89 0 0,1

8 23 8,4 98 14 14.1532 7,1 0 7,97 1 0,2

9 23 8,5 94 50 12.9979 8,4 0,02 1,77 1 0,1

10 22 8,5 15 10 0.9 7,5 0 3,54 0 0

11 26 8,5 51 32 7.7364 8,3 0 0 3,1 0,2

12 24 8,5 56 38 6.4986 8,2 0 0 3,0 0,2

Tabla 04. Parámetros físico-químicos en Laboratorio, muestreados en las 12 estaciones de la cuenca del río Chicama, realizados durante la época de invierno; el 29, 30 de Junio y 01 de Julio de 2006.

EM Conduct Sulfatos Cloruros Alcalinidad Alcalinidad Sólidos Sólidos Turbidez

Umhos ppm ppm P N totales disueltos JTU

(meq/l) (meq/l) ppm ppm

1 125 36.4 38.4 0 22 736 662 6

2 487,5 34.1 12.78 0 23 740 671 10

2 1075 72.5 25.6 0 74 668 570 18

4 270 36.4 12.7 0 22 628 507 18

5 682,5 99.6 25.6 0 47 632 541 25.6

6 1090 146.7 25.6 0 59 708 645 10

7 990 122.5 22.3 0 51 671 576 23.4

8 1035 162.2 25.6 0 57 664 451 68.5

9 1065 184.5 12.8 0 57 724 613 0

10 1165 114.3 38.4 0 63 611 570 0

11 1115 139.9 25.6 0 57 636 595 18

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Tabla 05. Parámetros físico-químicos in situ muestreados en las 12 estaciones de la cuenca del río Chicama, realizados durante la época de primavera; el 01, 02 y 03 de diciembre de 2006

EM Tº C pH Color Color Caudal Nitrogeno Nitrato Nitrito Oxigeno Fosfatos aparente verdadero m3/s amoniacal mg/l mg/l disuelto Mg/l

PCU PCU mg/l mg/l

1 15,4 6,8 0 0 0,3516 0,12 7,531 4 9,2 0,6

2 26 7,7 36 18 0,1336 0,17 7,974 0 7,3 0

3 27,5 8,5 31 24 37,241 0,06 11,96 16 7,6 0,8

4 25 8,3 59 42 23,583 0,09 16,39 0 6,7 0,2

5 26 8,3 >550 >550 4,667 0,13 9,30 2 8,1 0

6 20,5 6,7 >550 >550 19,131 0,47 9,75 2 5,6 0,8

7 23,5 8,5 24 20 0,0385 0 11,96 3 10,9 0,7

8 23 8 >550 >550 102,972 0,33 19,49 3 6,3 0

9 26 7,5 >550 453 47,912 0,27 9,75 0 6,9 0

10 NA NA NA NA NA NA NA NA NA NA

11 28 8,3 >550 141 45,893 0,01 6,20 2 9,5 0

12 27,5 8,4 >550 147 38,989 0,47 14,62 0,4 11,0 0

Tabla 06. Parámetros físico-químicos en Laboratorio, muestreados en las 12 estaciones de la cuenca del río Chicama, realizados durante la época de primavera; el 01, 02 y 03 de diciembre de 2006.

EM Conduct Sulfatos Cloruros Alcalinidad Alcalinidad Sólidos Sólidos Turbidez

Umhos ppm ppm P N totales disueltos JTU

(meq/l) (meq/l) ppm ppm

1 1159 143.1 38.4 0 3 742 713 10

2 1086 309.6 25.6 0 6 695 531 0

3 1064 189.5 25.6 0 23 681 540 8

4 1013 99.3 38.4 0 13 648 573 16

5 1100 176.1 25.6 0 19 704 534 22

6 1059 142.7 38.4 0 26 678 467 360

7 95 5 236.2 51.2 0 24 611 562 10

8 1086 156 25.6 0 20 695 501 363

9 1116 196.1 38.4 0 19 714 531 370

(30)

C) Índices Bióticos

El Índice Biótico Andino, indicó en general de regular a mala calidad de agua en las doce estaciones (Tabla 7).

El Índice Biótico de Familia, indicó que las calidades de agua, van de muy buena a muy mala en las doce estaciones (Tabla 8).

Tabla 7. Valores del Índice Biótico Andino en los dos muestreos realizados en cada estación

Estaciones E1 E2 E3 E4 E5 E6

Muestreos 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 Índice Biótico 39 25 45 24 37 49 36 65 22 33 47 45

Estaciones E7 E8 E09 E10 E11 E12

Muestreos 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 Índice Biótico 47 40 50 24 35 35 62 0 32 58 55 51 Escala del IBA : > 98 muy bueno, 97 -72 bueno, 71-44 regular y <44 malo

Tabla 8. Valores del Índice Biótico de Familia en los dos muestreos realizados en cada estación

Estaciones E1 E2 E3 E4 E5 E6

Muestreos 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2

Índice Biótico 4,08 3,57 5,38 5,57 4,5 5,08 3,87 3,84 4,81 3 4,15 3,8

Estaciones E7 E8 E09 E10 E11 E12

Muestreos 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2

(31)

D) Análisis de correspondencias múltiples para analizar la interrelación o afinidad de las modalidades o categorías de las variables objeto de estudio.

En la figura 2 observamos que: las variables mejor reflejadas respecto al Eje 1 son: oxigeno, Ephemeroptera , Oligochaeta, caudal, Gasteropoda y Ostracoda; y las variables menos reflejadas en este eje son Heteroptera y el pH. Las variables mejor reflejadas respecto eje 2 son: el Indice Biotico Andino, Odonata, Trichoptera, Ostracoda, Oligochaeta; y la variables menos reflejadas en este eje son pH y los Heteroptera.

En la Figura 3, respecto al primer cuadrante, cuando la calidad del agua es mala no existe presencia de Trichoptera, a pasar que las coordenadas de la modalidad calidad mala del Índice biótico están cercanas al segundo eje.

Respecto al segundo cuadrante, notamos que cuando el caudal es alto, no hay presencia de Coleoptera y tiende a ser Contaminada.

(32)
(33)
(34)

E) Análisis de correlación entre los parámetros físico químicos y los puntajes obtenidos del Índice Biótico Andino, por estación de muestreo invierno y primavera 2006.

Para determinar, qué parámetros físico-químicos explican mejor las variaciones del Índice biótico Andino (ABI) y/o estimación (predicción) del Índice mencionado, se llevó acabo un análisis de correlación simple.

Como variable dependiente se utilizó el Índice Biótico Andino (ABI) y como variables independientes los parámetros físico-químicos (pH, Oxígeno, Sólidos totales, etc.) (Tabla 9).

(35)

Tabla 9. Coeficientes de correlación de Spearman entre los parámetros fisicoquímicos y el Índice Biótico Andino

Índice biótico Andino Parámetros físico

químicos

Coeficiente de correlación de

Spearman Valor de Significancia

PH 0.237 0.275

Oxígeno -0.009 0.966

Sólidos totales -0.136 0.536

Conductividad 0.102 0.644

Fosfatos -0.007 0.973

Caudal -0.057 0.795

Color aparente 0.005 0.9982

Temperatura 0.2128 0.3417

Color verdadero -0.0243 0.9124

Oxigeno disuelto -0.0094 0.9660

Nitrógeno amoniacal -0.3161 0.1417

Nitrato -0.0553 0.8020

Nitrito -0.0807 0.7143

Sulfatos -0.1103 0.6162

Cloruros 0.1804 0.4101

Alcalinidad N 0.1739 0.4274

Sólidos disueltos -0.0529 0.8104

Turbidez -0.0354 0.8727

P* < 0.05

(36)

F) Análisis de Regresión Lineal Múltiple en la Evaluación del Índice Biótico en el río Chicama

Para el Análisis de Regresión Lineal Múltiple, se hizo un minucioso análisis de varios modelos tentativos para ver cual de las variables independientes (tabla 10) es de interés en la estimación del Índice Biótico Andino; o cuales explican mejor la variación del Índice en mención. También, se analizó cada uno los supuestos que deben cumplir los modelos de Regresión Lineal Múltiple (Normalidad, Esperanza cero, Varianza constante, e independencia de los errores aleatorios y no correlación de las variables independientes).

Tabla 10. Variables en estudio para el análisis de Regresión Lineal Múltiple

Variable Dependiente; Y IBA

i

Variables Independientes

:

i X

1 PH

2 Oxígeno

3 Sólidos totales

4 Conductividad

5 Fosfatos

6 Caudal

7 T°C

8 Color aparente

9 Color Verdadero

10 Oxígeno disuelto

11 Nitrógeno Amoniacal

12 Nitrato

13 Nitrito

14 Sulfatos

15 Cloruros

16 Alcalinidad N

17 Sólidos disueltos

18 Turbidez

(37)

Tabla 11. Variables independientes de interés en la estimación del Índice Biótico Andino.

Variable Dependiente; YABI

i

X Variables Independientes: Xi

X1 Nitrato

X2 Color Verdadero

X3 caudal

X4 Conductividad

X5 Oxígeno

X6 Nitrito

X7 Nitrógeno Amoniacal

X8 Sólidos disueltos

X9 Alcalinidad N

X10 pH

X11 Fosfatos

Por lo tanto, el Modelo de Regresión Lineal múltiple para estimar el Índice Biótico Andino, a partir de los parámetros físico-químico del río Chicama es de la forma:

Y = β0 + β1X1 + β2X2 +………+ β11X11 +

(38)

Tabla 12. Resultados del análisis de regresión lineal Múltiple del Índice Biótico Andino y los parámetros físico – químicos del río Chicama.

Variable Dependiente: ABI

Coeficiente de Correlación Múltiple: R====0.932 Coeficiente de Determinación Múltiple: R2 ====0.869

Coeficiente de Determinación Múltiple Ajustado: 2 0.640 Adj

R ====

(0.05,7,15) 6.304

F

==== ; p====0.001 0.01<<<<

Intercepción o Constante: 67.364; p====0.000 0.056<<<<

Variables

Beta

i

β

β

β

β

Error Estándar S. E. t-Student

t

(14)

Valor de Significancia

p====

X1:Nitrato -.006 .001 -5.578 0.000*

X2:Color Verdadero -.052 .012 -4.199 0.001*

X3 Caudal -1.056 .491 -2.150 0.048*

X4:Conductividad .028 .007 3.959 0.001*

X5:Oxígeno -3.532 1.460 -2.419 0.029*

(39)

IV. DISCUSIÓN

La composición de la fauna bentónica en el río Chicama, es semejante a lo reportado por Fernández et al. (2002) en el río Lules de la Provincia de Tucumán Argentina, cuyos rangos de altitud de la zona muestreada son muy similares.

Vannote (1980) y Allan (1997), indican que el establecimiento de una comunidad específica de macroinvertebrados bentónicos en un ecosistema acuático, depende de los factores físicos, químicos y biológicos que ocurren; sin embargo el uso de especies o conjunto de “especies indicadoras” para la vigilancia ambiental implica asumir que la presencia de un organismo indicador es el reflejo de las condiciones del medio. Esa presencia asegura que las condiciones mínimas de supervivencia han sido alcanzadas, mientras que la ausencia no necesariamente quiere decir que dichas condiciones mínimas no se cumplan (Johnson et al., 1993). Existe concordancia con lo anteriormente expuesto, debido a que la ausencia de Plecoptera (taxa de alta sensibilidad a cambios ambientales anexo 1) en el 75 % de las estaciones de muestreo reflejaría desmejoradas condiciones de las aguas del río Chicama (tabla 2).

(40)

fuente de alimento de macroinvertebrados bentónicos; la presencia de grupos tróficos funcionales (tipo de alimentación) de macroinvertebrados, asociados a la disponibilidad de alimento que existe en cada una de las estaciones de muestreo es muy importante mencionarlos, debido a que la mayoría de las estaciones de las partes bajas, son de cauces anchos, con mayor penetración de luz y menor profundidad, permitiendo el desarrollo de material aloctono, encontrándose grupos tróficos como filtradores (Physidae) y raspadores como (Leptophlebiidae) (Valdovinos, 2001; Decamps y Naiman, 1991).

El río Chicama, se caracteriza por ser de régimen estacional, comportamiento de gran influencia sobre el volumen disponible y la calidad del agua. Debido a la predominancia de substratos geológicos de naturaleza básica o sedimentaria, sus aguas son de carácter básico, presentando una importante reserva alcalina a causa de la solubilidad de las rocas y materiales; los valores de pH fluctúan entre 7,7 y 8,5, y se encuentra relacionado con la alcalinidad. Esto es muy importante para la vida acuática, al ser aguas alcalinas en general, poseen una alta capacidad de tamponamiento que amortigua los posibles impactos producidos por vertidos o agentes contaminantes que incrementan el pH. Margalef (1993), indica que la alcalinidad es utilizada como un indicador de la productividad de lagos y ríos caudalosos, donde niveles de alcalinidad altos indicarían una productividad alta y viceversa (tablas 3, 4, 5 y 6).

(41)

El color verdadero tuvo valores altos en la parte baja del río, por la presencia de la minera no-metálica de carbón y arcillas refractarias, que contribuye con altas concentraciones de partículas que se diluyen en el río. La conductividad elevada en las partes bajas, coincide con Rodríguez et al. (2005), cuando indica que a mayor superficie lavada de cuenca y a la solubilidad de los terrenos, mayor serán los valores de conductividad (tablas 3, 4, 5 y 6).

Según Prat y Ward (1994), es difícil predecir la respuesta de la comunidad; sin embargo la calidad del agua, medida con el Índice Biótico Andino, indica que existe contaminación importante (tabla 7), lo que se corrobora con las observaciones visibles de las alteraciones en las áreas marginales de las estaciones de muestreo (anexos 6, 7, 8, 9 , 10 y 11) y que se manifiesta en la estructura de la comunidad bentónica y en su alto grado de deterioro en la calidad del agua según el índice biótico. Sin embargo, Fernández et al. (2002), indica que a pesar de una primera impresión desfavorable partir de las alteraciones visibles en las áreas marginales del río Lules en la Provincia de Tucumán Argentina, de por lo menos dos estaciones; la calidad del agua, medida por índices bióticos y análisis químicos, indican que no hay contaminación orgánica relevante, ni se manifiesta en la estructura de la comunidad; la no concordancia posiblemente se deba a que en el río Chicama existen un mayor número de estaciones que presentan un deterioro marginal de sus riberas y de la calidad de sus aguas.

(42)

para adoptar un índice, desarrollado originalmente por otra región , es necesario realizar estudios de validación, así como adaptar los puntajes de los taxones indicadores; además, se debe tener en cuenta, que muchas de las especies locales y taxones supraespecíficos cosmopolitas vienen de linajes evolutivos propios y diferentes de aquellos de la región holártica, por lo cual pueden presentar niveles de tolerancia diferentes a los que muestran en Europa o Norteamérica (Banarescu, 1995; Illies, 1969).

Es necesario resaltar, que el IBA, es mas sensible que el IBF por que detecta un impacto que va de regular a mala; sin embargo el IBF presenta valores muy variables, a consecuencia de que la tabla de valores de tolerancia (anexo 3) no incluye muchos taxa encontrados en el río Chicama.

En la figura 2 ( Eje 1 y 2 ), ambos ejes en conjunto reflejan que las variables de mayor importancia son Oligochaeta, Ostracoda, Odonata y caudal; estos taxones indicadores por ser altamente tolerantes a la contaminación (anexo 1), reflejarían que las aguas del río Chicama tiene niveles de calidad regular y/o mala utilizando el IBA (Ríos et al., 2006).

En la Figura 3, respecto al primer cuadrante, cuando la calidad del agua es mala, no existe presencia de Trichoptera, a pasar que las coordenadas de la modalidad calidad mala del Índice biótico están cercanas al segundo eje, dismuyendo la consistencia de dicha afirmación; sin embargo la experiencia permite dar esta conclusión (Ríos et al., 2006).

(43)

del Índice Biótico Andino. Los Trichoptera son comunes en fauna de profundidad, la mayoría se ubica en ambientes lóticos y lénticos y se encuentran en muy variados hábitats. Algunos se dan en asociación con vegetación acuática, ubicada bajo el agua. Muchas han logrado como mecanismo adaptativo construir vainas o casitas, cuya forma y función de las Trichoptera que las construyen son muy particulares, pero en general es permitirles vivir en los ríos, a especies más frágiles fisiológicamente. Las especies de este orden son catalogadas de tolerantes a muy intolerantes a la materia orgánica, pudiendo formar con ella un gradiente de respuesta frente a este tipo de transformación; en cambio todas las especies de Trichoptera en general no toleran los niveles bajos de pH (entre 1 y 6) en las aguas donde viven, siendo las primeras en desaparecer en los sistemas que empiezan a acidificarse; su presencia en el río Chicama, estaría condicionada a los valores de pH encontrados. Por otro lado, tienden a preferir aguas con corrientes, lo cual indica que sus requerimientos de oxígeno en el agua, no son bajos (tabla 3). (Hellawell, 1989).

(44)
(45)

V. CONCLUSIONES

- En base al Índice Biótico Andino, y a macroinvertebrados bentónicos como

bioindicadores, la calidad del agua del río Chicama fluctúa de regular a mala.

- Las actividades agrícola – ganaderas determinaron que el río Chicama está

impactado por contaminación difusa.

- En el río Chicama viven 10 órdenes y 28 familias de invertebrados; de los que

destacan los insectos con 7 órdenes.

- El análisis de correlación entre el índice biótico y los parámetros físico

químicos, determinan una relación nula.

(46)

VI. PROPUESTA

El Perú, posee su Ley General de Aguas, por decreto Ley Nº 17752, que fue promulgada el 24 de julio de 1969.

A través de sus diez Títulos y un Anexo (conteniendo definiciones), la Ley General de Aguas estableció un régimen de dominio público de las aguas, afirmando que todas las aguas, sin excepción y cualquiera fuera su estado físico y ubicación, pertenecen al Estado, correspondiendo a la Autoridad de Aguas una serie de funciones y responsabilidades. La Autoridad de Aguas estaba diseñada en torno a una Dirección General de Aguas y un Administrador Técnico del Distrito de Riego, en cada uno de ellos. En ese marco todos los particulares requieren una licencia, un permiso o una autorización para aprovechar el agua, sujetándose a las normas pertinentes.

Cada uno de los Títulos de la Ley fue reglamentado, haciendo un total de nueve Reglamentos, que fueron modificados casi desde su publicación, proceso que continua hasta el día de hoy.

Los pocos cambios que se han producido en la Ley General de Aguas (Decretos Leyes 18735 y 19503, así como en el Decreto Legislativo 106 y el Decreto Legislativo 653) se han incorporado en el texto, de la misma manera, se han incorporado los cambios correspondientes en cada uno de los Reglamentos.

(47)

Por lo anteriormente expuesto, se propone al gobierno central, implementar una directiva marco del agua de aplicación práctica, homogénea y coordinada, de forma que las regiones interpreten de la misma manera sus preceptos; con una Estrategia Común de Implantación, centrada en actividades como: Intercambio de información, desarrollo de guías técnicas, información y gestión de datos, aplicación, ensayo y validación.

Su implementación debe destacar la evaluación y protección del estado ecológico de los ecosistemas acuáticos, que permita mitigar los impactos que actualmente están sufriendo dichos ecosistemas; para lo cual, se debe delimitar las masas de agua fluviales, como paso previo para una caracterización de las mismas; realizar un tipología de los ríos; determinar las condiciones de referencia propias de cada tipo; adopción de sistemas de evaluación y clasificación de la calidad biológica de los ríos, como expresión de su estado ecológico y finalmente la intercalibración de los sistemas adoptados para establecimiento de las correspondientes escalas clasificatorias.

(48)

VII. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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(57)
(58)

Cálculo del índice biológico de calidad del agua: A.B.I.

Andean Biotic Index (ABI)

Orden Fam ilia ABI A Orden Fam ilia ABI A

Trichoptera Helicopsychidae 10

Turbellaria 5 Calam oceratidae 10

Hirudinea 3 Odontoceridae 10

Oligochaeta 1 Leptoceridae 8

Gasteropoda Ancylidae 6 Polycentropodidae 8

Physidae 3 Hydroptilidae 6

Hydrobiidae 3 Xiphocentronidae 8

Lim naeidae 3 Hydrobiosidae 8

Planorbidae 3 Glossosom atidae 7

Bivalvia Sphaeriidae 3 Hydropsychidae 5

Amphipoda Hyalellidae 6 Anom alopsychidae 10

Ostracoda 3 Philopotam idae 8

Hydracarina 4 Lim nephilidae 7

Ephem eroptera Baetidae 4 Lepidoptera Pyralidae 4

Leptophlebiidae 10 Coleoptera Ptilodactylidae 5

Leptohyphidae 7 Lam pyridae 5

Oligoneuridae 10 Psephenidae 5

Odonata Aeshnidae 6 Scirtidae 5

Gom phidae 8 Staphylinidae 3

Libellulidae 6 Elmidae 5

Coenagrionidae 6 Dryopidae 5

Calopterygidae 8 Gyrinidae 3

Polythoridae 10 Dytiscidae 3

Plecoptera Perlidae 10 Hydrophilidae 3

Gripopterygidae 10 Hydraenidae 5

Heteroptera Veliidae 5 Diptera Blepharoceridae 10

Gerridae 5 Simuliidae 5

Corixidae 5 Tabanidae 4

Notonectidae 5 Tipulidae 5

Belostom atidae 4 Lim oniidae 4

Naucoridae 5 Ceratopogonidae 4

Dixidae 4

ESTACION Psychodidae 3

FECHA Dolichopodidae 4

OPERADOR Stratiom yidae 4

Em pididae 4

Chironom idae 2

Culicidae 2

Muscidae 2

Ephydridae 2

Athericidae 10

Syrphidae 1

(59)

Fecha: Localidad: Estación: Responsable:

A B C D

Familia Nº de organismos Puntaje de Total

tolerancia

---

1. x =

2. x =

3. x =

4. x =

5. x =

6. x =

. x =

. x =

. x =

. x =

. x =

. x

Total= Total

--- FBI = total de la columna D / total de la columna B

(60)

---

Orden Familia Tolerancia

---

Chironomidae 6

Simuliidae 4

Diptera Athericidae 3

Blephariceridae 3

Ceratopogonidae 6

Tipulidae 5

Ephemeroptera Baetidae 5

Leptophlebiidae 4

Plecoptera Gripopterygidae 3

Perlidae 1

Hydropsychidae 4

Hydrobiosidae 3

Philopotamidae 2

Trichoptera Limnephilidae 3

Ecnomidae 3

Glossosomatidae 3

Leptoceridae 4

Coleóptera Psephenidae 3

Megaloptera Corydalidae 3

Odonata Gomphidae 4

Decapada Aeglidae 7

Amphipoda Hyalellidae 7

Basommatophora Physidae 8

Chilinidae 7

Aplotaxida Tubificidae 10

--- Anexo 3. Valores de Tolerancia para macroinvertebrados bentónicos utilizados en la

(61)

--- Clase IBF (Hilsenhoff 1988) Características Ambientales Clases ---

I 0,00 - 3,75 Excelente I(Celeste)

II 3,76 - 4,25 Muy bueno II (Azul)

III 4,26 - 5,00 Bueno III (Verde)

IV 5,01 - 5,75 Regular IV (Amarillo)

V 5,76 - 6,50 Relativamente malo V(Café)

VI 6,51 - 7,25 Malo VI (Naranjo)

VII 7,26 - 10,00 Muy malo VII (Rojo)

---

(62)

Anexo 5. Vista panorámica del Río Chicama, cultivos a arroz en la rivera del río.

(63)

Anexo 7. Estación de muestreo río Chicama, antes de su confluencia con el río San Felipe.

(64)

Anexo 9. Estación de muestreo río Membrillo (Simbrom).

(65)

Anexo 11. Estación de muestreo río Chicama (altura de la gerencia)

Figure

Figura 1. Ubicación del río Chicama en las Regiones de La Libertad y Cajamarca.
Tabla 1. Ubicación geográfica de las estaciones de muestreo, en el río Chicama. La  Libertad
Tabla 2. Matriz de presencia y ausencia de los distintos taxones en los dos muestreos  realizados en cada estación
Tabla 04. Parámetros físico-químicos en Laboratorio, muestreados en las 12 estaciones  de la cuenca del río Chicama, realizados durante la época de invierno; el 29,  30 de Junio y 01 de Julio de 2006
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Referencias

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