DIVERSIDAD Y ABUNDANCIA DE
MACROINVERTEBRADOS ACUÁTICOS EN SIETE RÍOS
DEL CANTÓN VALENCIA (LOS RÍOS-ECUADOR) COMO
BIOINDICADORES DE LA CALIDAD DE AGUA
DIVERSITY AND ABUNDANCE OF AQUATIC MACROINVERTEBRATES IN
SEVEN RIVERS OF VALENCIA CANTON (LOS RIOS, ECUADOR) AS
BIOINDICATORS OF WATER QUALITY
Jorge Ernesto Saltos Navia
Universidad Estatal Amazónica, Ecuador
Ana Noemi Moreno Vera
Universidad Técnica Estatal de Quevedo, Ecuador
Jonathan Fidel Rosillo Rosillo
Universidad Estatal Amazónica, Ecuador
pág. 7055
DOI: https://doi.org/10.37811/cl_rcm.v9i5.20094
Diversidad y Abundancia de Macroinvertebrados Acuáticos en Siete Ríos
del Cantón Valencia (Los Ríos-Ecuador) como Bioindicadores de la
Calidad de Agua
Jorge Ernesto Saltos Navia1
je.saltosn@uea.edu.ec
https://orcid.org/0009-0005-3275-5656
Universidad Estatal Amazónica
Ecuador
Ana Noemi Moreno Vera
amoreno@uteq.edu.ec
https://orcid.org/0000-0003-0427-4191
Universidad Técnica Estatal de Quevedo
Ecuador
Jonathan Fidel Rosillo Rosillo
jf.rosillor@uea.edu.ec
https://orcid.org/0000-0001-7798-8609
Universidad Estatal Amazónica
Ecuador
RESUMEN
En el presente estudio se determinó la diversidad y abundancia de macroinvertebrados en los ríos de
la zona norte de la provincia de Los Ríos y estimar la calidad del agua mediante el uso de índices
biológicos. Para ello se empleó el método de colecta de red “D” durante la época seca desde el año
2013 al 2015 en los siguientes sitios de muestreos EL Congo (EC); La Victoria (LV); Toachi Chico
(TC); Guantupí (GU); La Victoria Intervenido (LVI); El Congo Intervenido (ECI); La Damita
Plantaciones (LDP). Se identificaron un total de 16 órdenes, 70 familias, con 9843 individuos de
macroinvertebrados dentro de las siete puntos de muestreo durante época seca, la familia Aetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae y Tipulidae, registraron mayor presencia.
Se calcularon los índices de Diversidad de Shannon, la prueba de t, índice de similitud de Jaccard y se
realizó Escalamiento Multidimensional no Paramétrico (NMDS), utilizando software PAST 4.17. Los
valores más significativos de diversidad se registraron en el sitio de muestreo Guantupi (2,856) a
diferencia de La Victoria con 2,406. El análisis clúster de las unidades de muestreo reveló una
agrupación de 3 clúster todos por encima del 48.8 % de similaridad utilizando el parámetro de
Jaccard. El Índice Biótico de Familias – El Salvador (IBF-SV-2010) que expone valores de calidad de
agua desde regular a muy buena y coincide con los parámetros físicos químicos.
Palabras clave: diversidad, bioindicadores, similitud, bioindicación
1 Autor principal.
Correspondencia: je.saltosn@uea.edu.ec
DOI: https://doi.org/10.37811/cl_rcm.v9i5.20094
Diversidad y Abundancia de Macroinvertebrados Acuáticos en Siete Ríos
del Cantón Valencia (Los Ríos-Ecuador) como Bioindicadores de la
Calidad de Agua
Jorge Ernesto Saltos Navia1
je.saltosn@uea.edu.ec
https://orcid.org/0009-0005-3275-5656
Universidad Estatal Amazónica
Ecuador
Ana Noemi Moreno Vera
amoreno@uteq.edu.ec
https://orcid.org/0000-0003-0427-4191
Universidad Técnica Estatal de Quevedo
Ecuador
Jonathan Fidel Rosillo Rosillo
jf.rosillor@uea.edu.ec
https://orcid.org/0000-0001-7798-8609
Universidad Estatal Amazónica
Ecuador
RESUMEN
En el presente estudio se determinó la diversidad y abundancia de macroinvertebrados en los ríos de
la zona norte de la provincia de Los Ríos y estimar la calidad del agua mediante el uso de índices
biológicos. Para ello se empleó el método de colecta de red “D” durante la época seca desde el año
2013 al 2015 en los siguientes sitios de muestreos EL Congo (EC); La Victoria (LV); Toachi Chico
(TC); Guantupí (GU); La Victoria Intervenido (LVI); El Congo Intervenido (ECI); La Damita
Plantaciones (LDP). Se identificaron un total de 16 órdenes, 70 familias, con 9843 individuos de
macroinvertebrados dentro de las siete puntos de muestreo durante época seca, la familia Aetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae y Tipulidae, registraron mayor presencia.
Se calcularon los índices de Diversidad de Shannon, la prueba de t, índice de similitud de Jaccard y se
realizó Escalamiento Multidimensional no Paramétrico (NMDS), utilizando software PAST 4.17. Los
valores más significativos de diversidad se registraron en el sitio de muestreo Guantupi (2,856) a
diferencia de La Victoria con 2,406. El análisis clúster de las unidades de muestreo reveló una
agrupación de 3 clúster todos por encima del 48.8 % de similaridad utilizando el parámetro de
Jaccard. El Índice Biótico de Familias – El Salvador (IBF-SV-2010) que expone valores de calidad de
agua desde regular a muy buena y coincide con los parámetros físicos químicos.
Palabras clave: diversidad, bioindicadores, similitud, bioindicación
1 Autor principal.
Correspondencia: je.saltosn@uea.edu.ec
pág. 7056
Diversity and Abundance of Aquatic Macroinvertebrates in Seven Rivers
of Valencia Canton (Los Rios, Ecuador) as Bioindicators of Water Quality
ABSTRACT
In the present study, the diversity and abundance of macroinvertebrates in the rivers of the northern
region of the province of Los Ríos were determined, and the water quality was assessed using
biological indicators. For this purpose, the "D" network collection method was used during the dry
season from 2013 to 2015 at the following EL Congo sampling sites; The Victory (LV); Toachi Chico
(TC); Guantupí (GU); The Victory Intervened (LVI); The Congo Intervened (ECI); The Damita
Plantations (LDP). A total of 16 orders, 70 families, were identified with 9843 macroinvertebrate
individuals within the seven sampling points during the dry season, the families Aetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae and Tipulidae, were more frequent. The
Shannon Diversity indices, the t-test, Jaccard similarity index, and Non- Parametric Multidimensional
Scaling (NMDS) were calculated using PAST 4.17 software. The most significant diversity values
were recorded at the Guantupi sampling site (2,856) unlike La Victoria with 2,406. The cluster
analysis of the sampling units revealed a clustering of all 3 cluster above the 48.8% similarity using
the Jaccard parameter. The Biotic Index of Families - El Salvador (IBF-SV- 2010) that exposes values
of water quality from regular to very good and coincides with the physical chemical parameters.
Keywords: diversity, bioindicators, similarity, macroinvertebrates
Artículo recibido 02 setiembre 2025
Aceptado para publicación: 29 setiembre 2025
Diversity and Abundance of Aquatic Macroinvertebrates in Seven Rivers
of Valencia Canton (Los Rios, Ecuador) as Bioindicators of Water Quality
ABSTRACT
In the present study, the diversity and abundance of macroinvertebrates in the rivers of the northern
region of the province of Los Ríos were determined, and the water quality was assessed using
biological indicators. For this purpose, the "D" network collection method was used during the dry
season from 2013 to 2015 at the following EL Congo sampling sites; The Victory (LV); Toachi Chico
(TC); Guantupí (GU); The Victory Intervened (LVI); The Congo Intervened (ECI); The Damita
Plantations (LDP). A total of 16 orders, 70 families, were identified with 9843 macroinvertebrate
individuals within the seven sampling points during the dry season, the families Aetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae and Tipulidae, were more frequent. The
Shannon Diversity indices, the t-test, Jaccard similarity index, and Non- Parametric Multidimensional
Scaling (NMDS) were calculated using PAST 4.17 software. The most significant diversity values
were recorded at the Guantupi sampling site (2,856) unlike La Victoria with 2,406. The cluster
analysis of the sampling units revealed a clustering of all 3 cluster above the 48.8% similarity using
the Jaccard parameter. The Biotic Index of Families - El Salvador (IBF-SV- 2010) that exposes values
of water quality from regular to very good and coincides with the physical chemical parameters.
Keywords: diversity, bioindicators, similarity, macroinvertebrates
Artículo recibido 02 setiembre 2025
Aceptado para publicación: 29 setiembre 2025
pág. 7057
INTRODUCCIÓN
La utilización de macroinvertebrados bentónicos para la evaluación biológica de ríos ha emergido
como un componente fundamental en los programas de monitoreo a nivel global. Estos organismos
son representativos del impacto acumulativo de las actividades humanas, poseen un amplio rango de
tolerancia a niveles de contaminación y su muestreo resulta ser económicamente viable(Caiza &
Guerrero, 2025). A lo largo de las últimas décadas, las estrategias de bío-evaluación han pasado de
depender de listas de tolerancia tradicionales a adoptar marcos estandarizados que integran métricas
relacionadas con la composición, la riqueza y características biológicas, como el grupo EPT (Carrillo,
2025). Además, se han desarrollado protocolos de campo para ríos que pueden ser vadeados,
facilitando la recolección de datos. Este enfoque ha permitido la interconexión entre la investigación
científica y la gestión ambiental, apoyando la formulación de diagnósticos, la definición de objetivos
de restauración y la evaluación de resultados en diversos biomas fluviales (Guevara-Ron, 2023).
En áreas tropicales y subtropicales, la práctica de la bioindicación mediante macroinvertebrados ha
tenido que evolucionar en respuesta a una biota extremadamente diversa y a presiones incrementales
provocadas por la alteración del uso del suelo, la agricultura intensiva y la expansión urbana
(Miranda, 2023). Esto ha llevado a una revisión crítica de los índices utilizados, así como a su
calibración desde una perspectiva biogeográfica, lo que resalta la necesidad de establecer marcos
comparativos sólidos que permitan identificar impactos ambientales y distinguir entre las señales
naturales y las inducidas por actividades humanas (Sigchiguano, 2024). Además, la revisión de
estudios de síntesis ha puesto de manifiesto tanto las fortalezas como las limitaciones de este enfoque,
enfatizando la relevancia de integrar información funcional y de características biológicas en el
contexto de escenarios de cambio ambiental (D. Sánchez et al., 2015).
En el ámbito latinoamericano, la iniciativa BMWP/Col y su extensa difusión representaron un cambio
significativo para la región, al ofrecer una base metodológica que puede ser replicada, la cual más
tarde sirvió de inspiración para la creación de manuales y adaptaciones a nivel nacional (Churampi &
Ibañez, 2024; Herrera et al., 2022). La obra original y sus posteriores ediciones y derivaciones han
sido fundamentales para la estandarización de los muestreos y las escalas de interpretación de la
calidad biológica en ríos tropicales (Suárez et al., 2024).
INTRODUCCIÓN
La utilización de macroinvertebrados bentónicos para la evaluación biológica de ríos ha emergido
como un componente fundamental en los programas de monitoreo a nivel global. Estos organismos
son representativos del impacto acumulativo de las actividades humanas, poseen un amplio rango de
tolerancia a niveles de contaminación y su muestreo resulta ser económicamente viable(Caiza &
Guerrero, 2025). A lo largo de las últimas décadas, las estrategias de bío-evaluación han pasado de
depender de listas de tolerancia tradicionales a adoptar marcos estandarizados que integran métricas
relacionadas con la composición, la riqueza y características biológicas, como el grupo EPT (Carrillo,
2025). Además, se han desarrollado protocolos de campo para ríos que pueden ser vadeados,
facilitando la recolección de datos. Este enfoque ha permitido la interconexión entre la investigación
científica y la gestión ambiental, apoyando la formulación de diagnósticos, la definición de objetivos
de restauración y la evaluación de resultados en diversos biomas fluviales (Guevara-Ron, 2023).
En áreas tropicales y subtropicales, la práctica de la bioindicación mediante macroinvertebrados ha
tenido que evolucionar en respuesta a una biota extremadamente diversa y a presiones incrementales
provocadas por la alteración del uso del suelo, la agricultura intensiva y la expansión urbana
(Miranda, 2023). Esto ha llevado a una revisión crítica de los índices utilizados, así como a su
calibración desde una perspectiva biogeográfica, lo que resalta la necesidad de establecer marcos
comparativos sólidos que permitan identificar impactos ambientales y distinguir entre las señales
naturales y las inducidas por actividades humanas (Sigchiguano, 2024). Además, la revisión de
estudios de síntesis ha puesto de manifiesto tanto las fortalezas como las limitaciones de este enfoque,
enfatizando la relevancia de integrar información funcional y de características biológicas en el
contexto de escenarios de cambio ambiental (D. Sánchez et al., 2015).
En el ámbito latinoamericano, la iniciativa BMWP/Col y su extensa difusión representaron un cambio
significativo para la región, al ofrecer una base metodológica que puede ser replicada, la cual más
tarde sirvió de inspiración para la creación de manuales y adaptaciones a nivel nacional (Churampi &
Ibañez, 2024; Herrera et al., 2022). La obra original y sus posteriores ediciones y derivaciones han
sido fundamentales para la estandarización de los muestreos y las escalas de interpretación de la
calidad biológica en ríos tropicales (Suárez et al., 2024).
pág. 7058
A nivel regional en la zona andina, se han llevado a cabo iniciativas concretas para adaptar y validar
indicadores biológicos acordes con las condiciones ecológicas y geomorfológicas específicas de los
Andes tropicales (Capeletti, 2023). Un desarrollo significativo en este ámbito es el uso del índice
BMWP-CR, al que se han incorporado valores de tolerancia revisados para diversas familias de
macroinvertebrados presentes en ecosistemas hídricos (Ochieng et al., 2020). Este índice ha mostrado
un rendimiento efectivo en la discriminación de gradientes de perturbación ambiental y ha sido
empleado como un estándar en investigaciones subsiguientes (Carrillo, 2025). Estas acciones se
impulsan ante la creciente necesidad de implementar métodos que sean sensibles y efectivos en
cuencas que enfrentan una alta densidad de población y múltiples factores de presión (Muntalif et al.,
2023). En Ecuador, el ámbito científico ha promovido de manera significativa la utilización de los
macroinvertebrados como bioindicadores, abarcando tanto los ecosistemas altoandinos como los de
tierras bajas. A su vez, se han desarrollado guías prácticas para la identificación de especies y
protocolos para la evaluación ecológica (Moya & Muñoz-Barriga, 2022). Dichas herramientas han
permitido llevar a cabo investigaciones que establecen correlaciones entre la estructura de los
ensambles biológicos y factores como los gradientes de cobertura ribereña, la intensificación de
actividades agrícolas y las descargas provenientes de áreas urbanas (Cuchiparte, 2021). Esto refuerza
la relevancia de los índices bióticos en el proceso de toma de decisiones orientadas a la gestión
sostenible del recurso hídrico (Rijalba-Palacios, 2024).
En la provincia de Los Ríos, la actividad agropecuaria, que incluye cultivos como banano y cacao, así
como la ganadería y el crecimiento de áreas urbanas, ha impactado la cobertura ribereña y la calidad
del agua de diversos ríos (Jacho et al., 2025) . Estudios recientes realizados en la cuenca del río
Quevedo han observado cómo los macroinvertebrados responden a cambios en el uso del suelo, que
abarca áreas de bosque, pastizales, cultivos agrícolas y minería (Rosales et al., 2021). Además, se ha
evidenciado la degradación en secciones urbanas a través de la aplicación de índices bióticos, lo que
subraya la efectividad de este enfoque para el diagnóstico ambiental a nivel local (Arbeláez, 2024)
En el cantón Valencia, ubicado en la provincia de Los Ríos, los ríos de zonas bajas crean sistemas de
drenaje hídrico que se ven influenciados por factores estacionales y actividades humanas (Damanik et
al., 2016). Investigaciones realizadas en el Bosque Protector Murocomba revelan que la diversidad de
A nivel regional en la zona andina, se han llevado a cabo iniciativas concretas para adaptar y validar
indicadores biológicos acordes con las condiciones ecológicas y geomorfológicas específicas de los
Andes tropicales (Capeletti, 2023). Un desarrollo significativo en este ámbito es el uso del índice
BMWP-CR, al que se han incorporado valores de tolerancia revisados para diversas familias de
macroinvertebrados presentes en ecosistemas hídricos (Ochieng et al., 2020). Este índice ha mostrado
un rendimiento efectivo en la discriminación de gradientes de perturbación ambiental y ha sido
empleado como un estándar en investigaciones subsiguientes (Carrillo, 2025). Estas acciones se
impulsan ante la creciente necesidad de implementar métodos que sean sensibles y efectivos en
cuencas que enfrentan una alta densidad de población y múltiples factores de presión (Muntalif et al.,
2023). En Ecuador, el ámbito científico ha promovido de manera significativa la utilización de los
macroinvertebrados como bioindicadores, abarcando tanto los ecosistemas altoandinos como los de
tierras bajas. A su vez, se han desarrollado guías prácticas para la identificación de especies y
protocolos para la evaluación ecológica (Moya & Muñoz-Barriga, 2022). Dichas herramientas han
permitido llevar a cabo investigaciones que establecen correlaciones entre la estructura de los
ensambles biológicos y factores como los gradientes de cobertura ribereña, la intensificación de
actividades agrícolas y las descargas provenientes de áreas urbanas (Cuchiparte, 2021). Esto refuerza
la relevancia de los índices bióticos en el proceso de toma de decisiones orientadas a la gestión
sostenible del recurso hídrico (Rijalba-Palacios, 2024).
En la provincia de Los Ríos, la actividad agropecuaria, que incluye cultivos como banano y cacao, así
como la ganadería y el crecimiento de áreas urbanas, ha impactado la cobertura ribereña y la calidad
del agua de diversos ríos (Jacho et al., 2025) . Estudios recientes realizados en la cuenca del río
Quevedo han observado cómo los macroinvertebrados responden a cambios en el uso del suelo, que
abarca áreas de bosque, pastizales, cultivos agrícolas y minería (Rosales et al., 2021). Además, se ha
evidenciado la degradación en secciones urbanas a través de la aplicación de índices bióticos, lo que
subraya la efectividad de este enfoque para el diagnóstico ambiental a nivel local (Arbeláez, 2024)
En el cantón Valencia, ubicado en la provincia de Los Ríos, los ríos de zonas bajas crean sistemas de
drenaje hídrico que se ven influenciados por factores estacionales y actividades humanas (Damanik et
al., 2016). Investigaciones realizadas en el Bosque Protector Murocomba revelan que la diversidad de
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macroinvertebrados está relacionada con la cobertura ribereña, lo que indica que las métricas de
diversidad pueden servir como indicadores confiables de la integridad ecológica (Peralta & González,
2023). Además, los estudios de los ríos locales han establecido un punto de referencia para futuras
comparaciones en el tiempo. Esto subraya la relevancia de examinar los macroinvertebrados en siete
ríos del cantón Valencia, ya que funcionan como bioindicadores de la calidad del agua (Chuqui &
Manzaba, 2021).
Bajo este contexto el presente trabajo tiene como objetivo general: Determinar la calidad de agua en
siete cuerpos hídricos del cantón Valencia (Los Ríos) por medio del uso de macroinvertebrados como
indicadores biológicos. Para viabilizar esta investigación también se establecieron tres objetivos
específicos: (1) Identificar taxonómicamente a nivel de familias las comunidades de
macroinvertebrados acuáticos; (2) Estimar la abundancia y diversidad de macroinvertebrados
acuáticos presentes en los siete estaciones de muestreos del Cantón Valencia mediante índices de
diversidad biológica de Simpson y Shannon para conocer la estructura de la comunidad; (3) Emplear
índices biológicos como BMWP-CR, EPT y IBF para evaluar la calidad de agua en el área de estudio.
METODOLOGÍA
Área de estudio. Esta investigación se llevó a cabo en el Cantón Valencia, ubicado en la provincia de
Los Ríos, específicamente en la zona norte de dicha provincia. La extensión total del territorio
cantonal es de aproximadamente 987,00 km², de los cuales 978,00 km² corresponden al área rural. Las
comunidades rurales abarcan 808,00 km², mientras que la cabecera cantonal ocupa 9,00 km². Los
límites del cantón son los siguientes: al norte, limita con la provincia de Santo Domingo de los
Tsáchilas; al sur, con los cantones Quevedo y Quinsaloma; al este, con la provincia de Cotopaxi
(cantón La Maná); y al oeste, con el cantón Buena Fe (G. Sánchez et al., 2013) (Prefectura de Los
Ríos, 2025). La jurisdicción del cantón se extiende desde una altitud de 60 msnm hasta
aproximadamente 1520 msnm.
Zonificación. La investigación considera esencial la división en áreas con características ambientales
específicas de los ríos del cantón Valencia. Teniendo en cuenta múltiples aspectos al momento de
realizar dicha división, entre ellos, la diversidad de flora y fauna presentes en cada área, la
variabilidad del caudal del agua a lo largo del año, el uso de la tierra en sus alrededores y su
macroinvertebrados está relacionada con la cobertura ribereña, lo que indica que las métricas de
diversidad pueden servir como indicadores confiables de la integridad ecológica (Peralta & González,
2023). Además, los estudios de los ríos locales han establecido un punto de referencia para futuras
comparaciones en el tiempo. Esto subraya la relevancia de examinar los macroinvertebrados en siete
ríos del cantón Valencia, ya que funcionan como bioindicadores de la calidad del agua (Chuqui &
Manzaba, 2021).
Bajo este contexto el presente trabajo tiene como objetivo general: Determinar la calidad de agua en
siete cuerpos hídricos del cantón Valencia (Los Ríos) por medio del uso de macroinvertebrados como
indicadores biológicos. Para viabilizar esta investigación también se establecieron tres objetivos
específicos: (1) Identificar taxonómicamente a nivel de familias las comunidades de
macroinvertebrados acuáticos; (2) Estimar la abundancia y diversidad de macroinvertebrados
acuáticos presentes en los siete estaciones de muestreos del Cantón Valencia mediante índices de
diversidad biológica de Simpson y Shannon para conocer la estructura de la comunidad; (3) Emplear
índices biológicos como BMWP-CR, EPT y IBF para evaluar la calidad de agua en el área de estudio.
METODOLOGÍA
Área de estudio. Esta investigación se llevó a cabo en el Cantón Valencia, ubicado en la provincia de
Los Ríos, específicamente en la zona norte de dicha provincia. La extensión total del territorio
cantonal es de aproximadamente 987,00 km², de los cuales 978,00 km² corresponden al área rural. Las
comunidades rurales abarcan 808,00 km², mientras que la cabecera cantonal ocupa 9,00 km². Los
límites del cantón son los siguientes: al norte, limita con la provincia de Santo Domingo de los
Tsáchilas; al sur, con los cantones Quevedo y Quinsaloma; al este, con la provincia de Cotopaxi
(cantón La Maná); y al oeste, con el cantón Buena Fe (G. Sánchez et al., 2013) (Prefectura de Los
Ríos, 2025). La jurisdicción del cantón se extiende desde una altitud de 60 msnm hasta
aproximadamente 1520 msnm.
Zonificación. La investigación considera esencial la división en áreas con características ambientales
específicas de los ríos del cantón Valencia. Teniendo en cuenta múltiples aspectos al momento de
realizar dicha división, entre ellos, la diversidad de flora y fauna presentes en cada área, la
variabilidad del caudal del agua a lo largo del año, el uso de la tierra en sus alrededores y su
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proximidad a posibles fuentes de contaminación. Esta cuidadosa subdivisión permitirá obtener
información detallada y exhaustiva sobre la diversidad y cantidad de macroinvertebrados acuáticos
presentes en cada área, así como su relación directa con la calidad del agua en dichos espacios.
Asimismo, es relevante señalar que esta división también facilitará la creación de una base de datos
sólida que permitirá llevar a cabo un análisis exhaustivo y riguroso de todos los resultados
obtenidos(Moya & Muñoz-Barriga, 2022). Esta metodología posibilitará una interpretación precisa y
confiable de los datos recopilados permitiendo realizar comparaciones entre diversas áreas y evaluar
los posibles efectos que las características ambientales pueden ejercer sobre la diversidad y
abundancia de los macroinvertebrados acuáticos (Briones & Santana, 2025). Además, esta
investigación podrá servir como referencia para futuros estudios relacionados con la conservación y
gestión de los ríos en el cantón Valencia, aportando de manera significativa al conocimiento científico
y a la protección del medio ambiente en esta región (Cardona et al., 2024).
Figura 1. Mapa de ubicación de los siete sitios de muestreo de los cinco ríos dentro del Cantón
Valencia – Prov. de Los Ríos.
proximidad a posibles fuentes de contaminación. Esta cuidadosa subdivisión permitirá obtener
información detallada y exhaustiva sobre la diversidad y cantidad de macroinvertebrados acuáticos
presentes en cada área, así como su relación directa con la calidad del agua en dichos espacios.
Asimismo, es relevante señalar que esta división también facilitará la creación de una base de datos
sólida que permitirá llevar a cabo un análisis exhaustivo y riguroso de todos los resultados
obtenidos(Moya & Muñoz-Barriga, 2022). Esta metodología posibilitará una interpretación precisa y
confiable de los datos recopilados permitiendo realizar comparaciones entre diversas áreas y evaluar
los posibles efectos que las características ambientales pueden ejercer sobre la diversidad y
abundancia de los macroinvertebrados acuáticos (Briones & Santana, 2025). Además, esta
investigación podrá servir como referencia para futuros estudios relacionados con la conservación y
gestión de los ríos en el cantón Valencia, aportando de manera significativa al conocimiento científico
y a la protección del medio ambiente en esta región (Cardona et al., 2024).
Figura 1. Mapa de ubicación de los siete sitios de muestreo de los cinco ríos dentro del Cantón
Valencia – Prov. de Los Ríos.
pág. 7061
Selección y caracterización de los puntos de muestreo
En este estudio, se seleccionaron siete ríos del cantón Valencia, en la provincia de Los Ríos, Ecuador,
como puntos de muestreo para la investigación sobre diversidad y abundancia de macroinvertebrados
acuáticos como bioindicadores de la calidad del agua (Guillén-Ferraro et al., 2024). Los ríos fueron
seleccionados en base a su representatividad de diferentes características ambientales y condiciones
de uso del suelo en la zona. Se realizó una caracterización detallada de cada punto de muestreo,
teniendo en cuenta aspectos como el tipo de hábitat, la vegetación circundante y la presencia de
posibles fuentes de contaminación (Quesada & Solano, 2020). De esta manera, se aseguró la
representatividad de los puntos de muestreo y se obtuvo información relevante para la interpretación
de los resultados obtenidos en cuanto a la calidad del agua y la presencia de macroinvertebrados
acuáticos. Los siete puntos designados para la recolección están asociados a cinco ríos, teniendo en
cuenta que se establecieron dos puntos de recolección en los ríos Congo y La Victoria, los cuales
exhiben características diferenciadas en función de su estructura, composición ecológica, localización
geográfica y elevación (Fuchs et al., 2021; Quirós et al., 2022).
Tabla 1. Puntos de muestreos, coordenadas y altitud de la zona de estudio.
Muestreo e identificación sistemática de taxones
Para la recolección de muestras de macroinvertebrados, se utilizó una "Red D" de 500 μm de malla
ubicada en sentido contrario de la corriente, este instrumento comúnmente implementado en
investigación de la biota acuática(Durán et al., 2022). Esta red está concebida específicamente para su
aplicación en ríos con caudales moderados, permitiendo tomar muestras en áreas accesibles a pie y
compuestos de varios sustratos, como lodo, hojas, troncos y piedras, entre otros.
Sitios de
muestreo Lugar Siglas
Coordenadas Altitud
(m.s.n.m)
(UTM 84 WGS 17S)
X Y
1 Congo EC 708708 9930978 1043
2 Congo (Intervenido) ECI 705644 9930791 523
3 La Victoria (Intervenido) LVI 706076 9929392 643
4 La Victoria LV 705109 9930679 495
5 Toachi Chico TC 704025 9930555 474
6
La Damita (plantaciones
forestales) LDP 702582 9928788 429
7 Guantupí GU 673310 9909799 116
Selección y caracterización de los puntos de muestreo
En este estudio, se seleccionaron siete ríos del cantón Valencia, en la provincia de Los Ríos, Ecuador,
como puntos de muestreo para la investigación sobre diversidad y abundancia de macroinvertebrados
acuáticos como bioindicadores de la calidad del agua (Guillén-Ferraro et al., 2024). Los ríos fueron
seleccionados en base a su representatividad de diferentes características ambientales y condiciones
de uso del suelo en la zona. Se realizó una caracterización detallada de cada punto de muestreo,
teniendo en cuenta aspectos como el tipo de hábitat, la vegetación circundante y la presencia de
posibles fuentes de contaminación (Quesada & Solano, 2020). De esta manera, se aseguró la
representatividad de los puntos de muestreo y se obtuvo información relevante para la interpretación
de los resultados obtenidos en cuanto a la calidad del agua y la presencia de macroinvertebrados
acuáticos. Los siete puntos designados para la recolección están asociados a cinco ríos, teniendo en
cuenta que se establecieron dos puntos de recolección en los ríos Congo y La Victoria, los cuales
exhiben características diferenciadas en función de su estructura, composición ecológica, localización
geográfica y elevación (Fuchs et al., 2021; Quirós et al., 2022).
Tabla 1. Puntos de muestreos, coordenadas y altitud de la zona de estudio.
Muestreo e identificación sistemática de taxones
Para la recolección de muestras de macroinvertebrados, se utilizó una "Red D" de 500 μm de malla
ubicada en sentido contrario de la corriente, este instrumento comúnmente implementado en
investigación de la biota acuática(Durán et al., 2022). Esta red está concebida específicamente para su
aplicación en ríos con caudales moderados, permitiendo tomar muestras en áreas accesibles a pie y
compuestos de varios sustratos, como lodo, hojas, troncos y piedras, entre otros.
Sitios de
muestreo Lugar Siglas
Coordenadas Altitud
(m.s.n.m)
(UTM 84 WGS 17S)
X Y
1 Congo EC 708708 9930978 1043
2 Congo (Intervenido) ECI 705644 9930791 523
3 La Victoria (Intervenido) LVI 706076 9929392 643
4 La Victoria LV 705109 9930679 495
5 Toachi Chico TC 704025 9930555 474
6
La Damita (plantaciones
forestales) LDP 702582 9928788 429
7 Guantupí GU 673310 9909799 116
pág. 7062
Mediante los muestreos realizados, se recolectaron muestras de macroinvertebrados de diversos
ecosistemas acuáticos en el cantón de Valencia, con el fin de generar información que sea
representativa y variada. Es relevante mencionar que las colectas se llevaron a cabo durante la
temporada de verano, lo que ofrece una perspectiva estacional y un entendimiento más completo de
los sitios seleccionados (C. Rodríguez et al., 2022).
El material recolectado fue almacenado en frascos con alcohol al 70 % y etiquetados, luego fueron
trasladados al laboratorio donde las fueron separados, contados, identificados y conservados en etanol
al 70% en el laboratorio (Villamarín et al., 2020). Su identificación se realizó a nivel de Familia en
base a la literatura adecuada para cada grupo; Collins et al., (2021); Dominguez et al., (2009); Posada-
Garía & Roldán-Pérez, (2003); Yánez-Muñoz et al., (2023)
Análisis de datos
Este estudio implicó un análisis estadístico de los datos recolectados durante los muestreos de
macroinvertebrados acuáticos en siete ríos de Valencia (Flores, 2019). La estructura y composición de
la comunidad de macroinvertebrados se la evaluó por medio del índice de diversidad Shannon -
Wiener (1969) y Simpson, además se realizaron comparaciones de los resultados entre los ríos
(Purihuamán & Sánchez, 2022). El índice de Shannon reveló variaciones significativas que podrían
presentarse entre los diferentes sitios muestreados. Ajustándose ligeramente para mitigar cualquier
sesgo y se utilizó en análisis que contemplen muestras reducidas de especies (Minchola et al., 2025).
Así mismo, se empleó el estimador de la varianza, el estadístico de prueba t y una fórmula específica
para calcular los grados de libertad (Lugo-Armenta & Pino-Fan, 2021). Así mismo, se estableció una
correlación entre la calidad del agua y la diversidad de macroinvertebrados acuáticos, lo que facilitó la
evaluación de la calidad del agua en cada punto de muestreo(Tobías & Guzmán, 2022). Los hallazgos
del análisis brindaron información relevante sobre la condición de los ríos y su capacidad para
sostener la vida acuática, lo cual es un elemento crucial para la gestión y conservación de estos
ecosistemas acuáticos (Cruz et al., 2022). Con el propósito de examinar las fluctuaciones en las
diversidades de Shannon entre dos muestras, se implementó el método expuesto por Hutcheson en
1970, Poole en 1974, y Magurran en. Este proporciona una alternativa al procedimiento de
aleatorización que está disponible en el módulo de diversidad del software que significa
Mediante los muestreos realizados, se recolectaron muestras de macroinvertebrados de diversos
ecosistemas acuáticos en el cantón de Valencia, con el fin de generar información que sea
representativa y variada. Es relevante mencionar que las colectas se llevaron a cabo durante la
temporada de verano, lo que ofrece una perspectiva estacional y un entendimiento más completo de
los sitios seleccionados (C. Rodríguez et al., 2022).
El material recolectado fue almacenado en frascos con alcohol al 70 % y etiquetados, luego fueron
trasladados al laboratorio donde las fueron separados, contados, identificados y conservados en etanol
al 70% en el laboratorio (Villamarín et al., 2020). Su identificación se realizó a nivel de Familia en
base a la literatura adecuada para cada grupo; Collins et al., (2021); Dominguez et al., (2009); Posada-
Garía & Roldán-Pérez, (2003); Yánez-Muñoz et al., (2023)
Análisis de datos
Este estudio implicó un análisis estadístico de los datos recolectados durante los muestreos de
macroinvertebrados acuáticos en siete ríos de Valencia (Flores, 2019). La estructura y composición de
la comunidad de macroinvertebrados se la evaluó por medio del índice de diversidad Shannon -
Wiener (1969) y Simpson, además se realizaron comparaciones de los resultados entre los ríos
(Purihuamán & Sánchez, 2022). El índice de Shannon reveló variaciones significativas que podrían
presentarse entre los diferentes sitios muestreados. Ajustándose ligeramente para mitigar cualquier
sesgo y se utilizó en análisis que contemplen muestras reducidas de especies (Minchola et al., 2025).
Así mismo, se empleó el estimador de la varianza, el estadístico de prueba t y una fórmula específica
para calcular los grados de libertad (Lugo-Armenta & Pino-Fan, 2021). Así mismo, se estableció una
correlación entre la calidad del agua y la diversidad de macroinvertebrados acuáticos, lo que facilitó la
evaluación de la calidad del agua en cada punto de muestreo(Tobías & Guzmán, 2022). Los hallazgos
del análisis brindaron información relevante sobre la condición de los ríos y su capacidad para
sostener la vida acuática, lo cual es un elemento crucial para la gestión y conservación de estos
ecosistemas acuáticos (Cruz et al., 2022). Con el propósito de examinar las fluctuaciones en las
diversidades de Shannon entre dos muestras, se implementó el método expuesto por Hutcheson en
1970, Poole en 1974, y Magurran en. Este proporciona una alternativa al procedimiento de
aleatorización que está disponible en el módulo de diversidad del software que significa
pág. 7063
"Paleontological Statistics" (Estadísticas Paleontológicas) PAST(Silva et al., 2022). Para llevar a cabo
la interpretación de los resultados y la valoración de posibles diferencias que sean estadísticamente
significativas entre las unidades de muestreo, se establecerá un nivel de significancia que se aplicará a
una matriz de contraste, tal como sugirió Karydis, (2022).
Para evaluar la calidad de ecosistemas hídricos mediante el análisis de especies que habitan en esos
ambiente, se empleó el Índice Biological Monitoring Working Party de Costa Rica (BMWP-CR)
(Calvo & Salazar, 2023). Donde, las familias con puntuaciones bajas, presentan mayor tolerancia,
mientras que aquellas que requieren condiciones de agua más adecuadas obtienen puntuaciones altas.
El índice EPT (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) considera el número y abundancia de
especies considerando el grado de tolerancia y no tolerancia (Ali et al., 2025). Así mismo, se
implementó el Índice Biótico de Familia (IBF), que incluye dos componentes fundamentales
propuestos por Hilsenhoff (1988) : a) el valor asignado en cada grupo de macroinvertebrados
acuáticos; b) la abundancia relativa de los macroinvertebrados capturados (F. Rodríguez et al., 2025).
La puntuación refleja su tolerancia a condiciones de perturbación, específicamente su grado de
sensibilidad a la contaminación hídrica (Ramírez & Cruz, 2024). En este contexto, valores cercanos a
"0" indican baja tolerancia y mientras más se acercan a "10" indican tolerancia alta a la contaminación
del agua. Adicionalmente, la abundancia relativa definió características específicas de cada estación
de muestreo y funcionó como indicador del nivel de perturbación (López et al., 2012; Magbanua et
al., 2023). Sumando estas puntuaciones de todas las familias en un sitio de muestreo particular, se
forma un índice que refleja el nivel de contaminación en dicha área. Por lo tanto, una puntuación más
alta indica un menor grado de contaminación en el lugar evaluado (Ángeles et al., 2024).
Por otra parte, se utilizó el Escalamiento Multi-Dimensional No Métrico (NMDS), para comparar la
composición de las familias de macroinvertebrados (Hussain et al., 2020).
Este es eficaz y adecuado para la comparación mediante la matriz de similitud de Jaccard, una
herramienta esencial para evaluar las relaciones de similitud entre las unidades de muestreo,
expresando una configuración espacial precisa y detallada (Bai et al., 2024). Además, permite una
interpretación más amplia de las relaciones de similitud, exponiendo claramente aquellas diferencias y
similitudes entre las familias de macro invertebrados analizadas (Martínez et al., 2023).
"Paleontological Statistics" (Estadísticas Paleontológicas) PAST(Silva et al., 2022). Para llevar a cabo
la interpretación de los resultados y la valoración de posibles diferencias que sean estadísticamente
significativas entre las unidades de muestreo, se establecerá un nivel de significancia que se aplicará a
una matriz de contraste, tal como sugirió Karydis, (2022).
Para evaluar la calidad de ecosistemas hídricos mediante el análisis de especies que habitan en esos
ambiente, se empleó el Índice Biological Monitoring Working Party de Costa Rica (BMWP-CR)
(Calvo & Salazar, 2023). Donde, las familias con puntuaciones bajas, presentan mayor tolerancia,
mientras que aquellas que requieren condiciones de agua más adecuadas obtienen puntuaciones altas.
El índice EPT (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) considera el número y abundancia de
especies considerando el grado de tolerancia y no tolerancia (Ali et al., 2025). Así mismo, se
implementó el Índice Biótico de Familia (IBF), que incluye dos componentes fundamentales
propuestos por Hilsenhoff (1988) : a) el valor asignado en cada grupo de macroinvertebrados
acuáticos; b) la abundancia relativa de los macroinvertebrados capturados (F. Rodríguez et al., 2025).
La puntuación refleja su tolerancia a condiciones de perturbación, específicamente su grado de
sensibilidad a la contaminación hídrica (Ramírez & Cruz, 2024). En este contexto, valores cercanos a
"0" indican baja tolerancia y mientras más se acercan a "10" indican tolerancia alta a la contaminación
del agua. Adicionalmente, la abundancia relativa definió características específicas de cada estación
de muestreo y funcionó como indicador del nivel de perturbación (López et al., 2012; Magbanua et
al., 2023). Sumando estas puntuaciones de todas las familias en un sitio de muestreo particular, se
forma un índice que refleja el nivel de contaminación en dicha área. Por lo tanto, una puntuación más
alta indica un menor grado de contaminación en el lugar evaluado (Ángeles et al., 2024).
Por otra parte, se utilizó el Escalamiento Multi-Dimensional No Métrico (NMDS), para comparar la
composición de las familias de macroinvertebrados (Hussain et al., 2020).
Este es eficaz y adecuado para la comparación mediante la matriz de similitud de Jaccard, una
herramienta esencial para evaluar las relaciones de similitud entre las unidades de muestreo,
expresando una configuración espacial precisa y detallada (Bai et al., 2024). Además, permite una
interpretación más amplia de las relaciones de similitud, exponiendo claramente aquellas diferencias y
similitudes entre las familias de macro invertebrados analizadas (Martínez et al., 2023).
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En biología y ecología se considera al NMDS como una herramienta importante, ya que aglomera
información compleja en dimensiones distintas y permite comparar y entender la composición de las
comunidades de macro invertebrados (Matomela et al., 2021).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Estimación de la diversidad de macro invertebrados acuáticos existentes de los siete sitios de
muestreos en cinco ríos del Cantón Valencia
A través del método de colecta de red “D”, los muestreos lograron identificar un total de 16 órdenes y
70 familias, lo que se tradujo en la observación de 9843 individuos de macroinvertebrados. Este
estudio se llevó a cabo en siete puntos de muestreo distribuidos a lo largo de cinco ríos, durante la
época seca. Entre las familias que se encontraron en mayor cantidad se destacaron Baetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae y Tipulidae las familias que registraron
mayor presencia.
Tabla 2. Composición taxonómica de ausencia y presencia de macroinvertebrados con el método de
captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos, durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Familias Sitios de muestreos Total
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Aeshnidae X 1
Ampullariidae X 1
Baetidae X X X X X X X 7
Belostomatidae X 1
Blaberidae X 1
Blepharoceridae X X 2
Caenidae X 1
Calamoceratidae X X X 3
Calopterygidae X X X 3
Ceratopogonidae X X X 3
Chironomidae X X X X X X X 7
Coenagrionidae X X X X X X 6
Corydalidae X X X X X X X 7
Crambidae X 1
Crombidae X 1
Dixidae X X X X X 5
Dolichopididae X X 2
Dryopidae X X 2
Elmidae X X X X X X X 7
Empididae X 1
Fisoide X 1
Gelastocoridae X 1
En biología y ecología se considera al NMDS como una herramienta importante, ya que aglomera
información compleja en dimensiones distintas y permite comparar y entender la composición de las
comunidades de macro invertebrados (Matomela et al., 2021).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Estimación de la diversidad de macro invertebrados acuáticos existentes de los siete sitios de
muestreos en cinco ríos del Cantón Valencia
A través del método de colecta de red “D”, los muestreos lograron identificar un total de 16 órdenes y
70 familias, lo que se tradujo en la observación de 9843 individuos de macroinvertebrados. Este
estudio se llevó a cabo en siete puntos de muestreo distribuidos a lo largo de cinco ríos, durante la
época seca. Entre las familias que se encontraron en mayor cantidad se destacaron Baetidae,
Chironomidae, Corydalidae, Elmidae, Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Leptoceridae, Leptohyphidae,
Leptophlebiidae, Libellulidae, Naucoridae, Ptilodactylidae y Tipulidae las familias que registraron
mayor presencia.
Tabla 2. Composición taxonómica de ausencia y presencia de macroinvertebrados con el método de
captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos, durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Familias Sitios de muestreos Total
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Aeshnidae X 1
Ampullariidae X 1
Baetidae X X X X X X X 7
Belostomatidae X 1
Blaberidae X 1
Blepharoceridae X X 2
Caenidae X 1
Calamoceratidae X X X 3
Calopterygidae X X X 3
Ceratopogonidae X X X 3
Chironomidae X X X X X X X 7
Coenagrionidae X X X X X X 6
Corydalidae X X X X X X X 7
Crambidae X 1
Crombidae X 1
Dixidae X X X X X 5
Dolichopididae X X 2
Dryopidae X X 2
Elmidae X X X X X X X 7
Empididae X 1
Fisoide X 1
Gelastocoridae X 1
pág. 7065
Gerridae X X X X X X 6
Glossosomatidae X X 2
Gomphidae X X X X 4
Hebridae X 1
Helicopsychidae X X X X X 5
Heptageniidae X 1
Hidrometridae X X 2
Hydrobiidae X 1
Hydrobiosidae X X X X X X X 7
hydrochidae X X 2
Hydrophilidae X X X X X 5
Hydropsychidae X X X X X X X 7
Hydroptilidae X X 2
Leptoceridae X X X X X X X 7
Leptohyphidae X X X X X X X 7
Leptophlebiidae X X X X X X X 7
Libellulidae X X X X X X X 7
Limnychidae X X 2
Lutrochidae X X X X 4
Megapodagrionidae X 1
Muscidae X X 2
Naucoridae X X X X X X X 7
Nifa de cucaracha X X X 3
Odontoceridae X X 2
Oligoneuriidae X X X 3
Palaemonidae X 1
Perlidae X X X X X X 6
Philopotamidae X X X 3
Physidae X 1
Platystictidae X 1
Polycentropodidae X X X 3
Polythoridae X 1
Porcellio scabar X 1
Psephenidae X X X X X X 6
Pseudothelphusidae X X X 3
Ptilodactylidae X X X X X X X 7
Pyralidae X X X X 4
Sarcophagidae X 1
Scirtidae X X 2
Simuliidae X X X X X X 6
Staphylinidae X X X X X 5
Stratiomyidae X 1
Thaumaleidae X 1
Thiaridae X 1
Tipulidae X X X X X X X 7
Unionidae X 1
Veliidae X X X 3
Xiphocentronidae X 1
Total 31 25 24 36 36 36 39
Gerridae X X X X X X 6
Glossosomatidae X X 2
Gomphidae X X X X 4
Hebridae X 1
Helicopsychidae X X X X X 5
Heptageniidae X 1
Hidrometridae X X 2
Hydrobiidae X 1
Hydrobiosidae X X X X X X X 7
hydrochidae X X 2
Hydrophilidae X X X X X 5
Hydropsychidae X X X X X X X 7
Hydroptilidae X X 2
Leptoceridae X X X X X X X 7
Leptohyphidae X X X X X X X 7
Leptophlebiidae X X X X X X X 7
Libellulidae X X X X X X X 7
Limnychidae X X 2
Lutrochidae X X X X 4
Megapodagrionidae X 1
Muscidae X X 2
Naucoridae X X X X X X X 7
Nifa de cucaracha X X X 3
Odontoceridae X X 2
Oligoneuriidae X X X 3
Palaemonidae X 1
Perlidae X X X X X X 6
Philopotamidae X X X 3
Physidae X 1
Platystictidae X 1
Polycentropodidae X X X 3
Polythoridae X 1
Porcellio scabar X 1
Psephenidae X X X X X X 6
Pseudothelphusidae X X X 3
Ptilodactylidae X X X X X X X 7
Pyralidae X X X X 4
Sarcophagidae X 1
Scirtidae X X 2
Simuliidae X X X X X X 6
Staphylinidae X X X X X 5
Stratiomyidae X 1
Thaumaleidae X 1
Thiaridae X 1
Tipulidae X X X X X X X 7
Unionidae X 1
Veliidae X X X 3
Xiphocentronidae X 1
Total 31 25 24 36 36 36 39
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En la tabla 2 los órdenes con familias más representativos fueron: Trichoptera (15), Lepidoptera (10),
Hemíptera y Coleoptera (7), a diferencia de Blattaria, Decápoda y Plecóptera con 2 familias cada uno
seguido por Gastropoda, Isópoda, Mesogastropoda y Unionidae con 1 familia cada uno. Las familias
con mayor números de individuos dentro de los siete puntos de muestreo, en la época seca con el uso
de red “D” fueron: Hydropsychidae con 1628, Elmidae con 1410, Baetidae con 895 y Leptophlebiidae
con 706 individuos respectivamente a diferencia de Caenidae, Limnychidae, Physidae y Scirtidae con
2 individuos respectivamente, a diferencia de las familias Belostomatidae, Empididae, Fisoide,
Gelastocoridae, Sarcophagidae, Stratiomyidae, Thaumaleidae y Xiphocentronidae con 1 individuos
respectivamente.
Tabla 3. Cantidad de organismos por Orden y Familia de macroinvertebrados con el método de
captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Orden Familias Sitios de muestreo Total
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Odonata Aeshnidae 0 0 0 3 0 0 0 3
Gastropoda Ampullariidae 0 0 0 11 0 0 0 11
Coleoptera Baetidae 331 269 203 21 6 26 39 895
Hemíptera Belostomatidae 0 0 0 1 0 0 0 1
Blattaria Blaberidae 0 0 0 3 0 0 0 3
Díptera Blepharoceridae 0 0 4 0 0 1 0 5
Ephemeroptera Caenidae 0 0 0 2 0 0 0 2
Trichoptera Calamoceratidae 0 0 0 6 13 1 0 20
Odonata Calopterygidae 4 0 0 64 6 0 0 74
Díptera Ceratopogonidae 4 4 0 0 1 0 0 9
Megaloptera Chironomidae 78 56 42 12 3 60 111 362
Hemíptera Coenagrionidae 15 5 0 15 8 6 3 52
Megaloptera Corydalidae 47 82 32 29 3 15 25 233
Lepidoptera Crambidae 0 0 0 0 0 0 7 7
Lepidoptera Crombidae 9 0 0 0 0 0 0 9
Lepidoptera Dixidae 1 1 1 0 0 1 3 7
Lepidoptera Dolichopididae 0 0 0 0 2 0 1 3
Trichoptera Dryopidae 0 0 0 0 4 0 10 14
Coleoptera Elmidae 279 421 192 18 165 61 274 1410
Lepidoptera Empididae 0 0 0 0 0 0 1 1
Mollusca Fisoide 0 0 0 0 0 1 0 1
Hemíptera Gelastocoridae 1 0 0 0 0 0 0 1
Plecóptera Gerridae 15 8 22 0 23 8 1 77
Trichoptera Glossosomatidae 0 0 0 0 1 3 0 4
Odonata Gomphidae 10 9 2 88 0 0 0 109
Hemíptera Hebridae 0 0 0 0 0 1 0 1
Trichoptera Helicopsychidae 16 6 2 0 6 6 0 36
Ephemeroptera Heptageniidae 3 0 0 0 0 0 0 3
Hemíptera Hidrometridae 0 0 0 0 0 1 5 6
Mollusca Hydrobiidae 0 0 4 0 0 0 0 4
En la tabla 2 los órdenes con familias más representativos fueron: Trichoptera (15), Lepidoptera (10),
Hemíptera y Coleoptera (7), a diferencia de Blattaria, Decápoda y Plecóptera con 2 familias cada uno
seguido por Gastropoda, Isópoda, Mesogastropoda y Unionidae con 1 familia cada uno. Las familias
con mayor números de individuos dentro de los siete puntos de muestreo, en la época seca con el uso
de red “D” fueron: Hydropsychidae con 1628, Elmidae con 1410, Baetidae con 895 y Leptophlebiidae
con 706 individuos respectivamente a diferencia de Caenidae, Limnychidae, Physidae y Scirtidae con
2 individuos respectivamente, a diferencia de las familias Belostomatidae, Empididae, Fisoide,
Gelastocoridae, Sarcophagidae, Stratiomyidae, Thaumaleidae y Xiphocentronidae con 1 individuos
respectivamente.
Tabla 3. Cantidad de organismos por Orden y Familia de macroinvertebrados con el método de
captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Orden Familias Sitios de muestreo Total
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Odonata Aeshnidae 0 0 0 3 0 0 0 3
Gastropoda Ampullariidae 0 0 0 11 0 0 0 11
Coleoptera Baetidae 331 269 203 21 6 26 39 895
Hemíptera Belostomatidae 0 0 0 1 0 0 0 1
Blattaria Blaberidae 0 0 0 3 0 0 0 3
Díptera Blepharoceridae 0 0 4 0 0 1 0 5
Ephemeroptera Caenidae 0 0 0 2 0 0 0 2
Trichoptera Calamoceratidae 0 0 0 6 13 1 0 20
Odonata Calopterygidae 4 0 0 64 6 0 0 74
Díptera Ceratopogonidae 4 4 0 0 1 0 0 9
Megaloptera Chironomidae 78 56 42 12 3 60 111 362
Hemíptera Coenagrionidae 15 5 0 15 8 6 3 52
Megaloptera Corydalidae 47 82 32 29 3 15 25 233
Lepidoptera Crambidae 0 0 0 0 0 0 7 7
Lepidoptera Crombidae 9 0 0 0 0 0 0 9
Lepidoptera Dixidae 1 1 1 0 0 1 3 7
Lepidoptera Dolichopididae 0 0 0 0 2 0 1 3
Trichoptera Dryopidae 0 0 0 0 4 0 10 14
Coleoptera Elmidae 279 421 192 18 165 61 274 1410
Lepidoptera Empididae 0 0 0 0 0 0 1 1
Mollusca Fisoide 0 0 0 0 0 1 0 1
Hemíptera Gelastocoridae 1 0 0 0 0 0 0 1
Plecóptera Gerridae 15 8 22 0 23 8 1 77
Trichoptera Glossosomatidae 0 0 0 0 1 3 0 4
Odonata Gomphidae 10 9 2 88 0 0 0 109
Hemíptera Hebridae 0 0 0 0 0 1 0 1
Trichoptera Helicopsychidae 16 6 2 0 6 6 0 36
Ephemeroptera Heptageniidae 3 0 0 0 0 0 0 3
Hemíptera Hidrometridae 0 0 0 0 0 1 5 6
Mollusca Hydrobiidae 0 0 4 0 0 0 0 4
pág. 7067
Trichoptera Hydrobiosidae 376 33 16 2 2 6 23 458
Trichoptera Hydrochidae 0 0 0 0 3 0 13 16
Coleoptera Hydrophilidae 2 0 0 3 28 5 24 62
Trichoptera Hydropsychidae 267 461 212 56 167 212 253 1628
Trichoptera Hydroptilidae 0 0 0 1 0 0 3 4
Trichoptera Leptoceridae 110 59 64 22 129 1 24 409
Ephemeroptera Leptohyphidae 147 215 66 93 11 68 58 658
Ephemeroptera Leptophlebiidae 240 182 81 31 44 88 40 706
Odonata Libellulidae 36 32 16 167 2 6 9 268
Coleoptera Limnychidae 0 0 0 0 0 1 1 2
Coleoptera Lutrochidae 0 0 0 1 2 2 3 8
Odonata Megapodagrionidae 0 0 0 16 0 0 0 16
Lepidoptera Muscidae 0 0 0 0 1 0 1 2
Hemíptera Naucoridae 88 43 69 54 8 20 8 290
Blattaria Nifa de cucaracha 0 0 0 0 15 4 1 20
Trichoptera Odontoceridae 0 0 0 0 0 2 1 3
Ephemeroptera Oligoneuriidae 15 4 0 0 0 9 0 28
Decápoda Palaemonidae 0 0 0 9 0 0 0 9
Plecóptera Perlidae 105 117 150 0 99 43 153 667
Trichoptera Philopotamidae 0 0 0 174 2 0 29 205
Mollusca Physidae 0 0 2 0 0 0 0 2
Odonata Platystictidae 0 0 0 31 0 0 0 31
Trichoptera Polycentropodidae 1 0 0 0 0 1 1 3
Megaloptera Polythoridae 0 0 0 0 11 0 0 11
Isópoda Porcellio scabar 0 0 0 0 4 0 0 4
Trichoptera Psephenidae 137 39 40 0 17 27 10 270
Decápoda Pseudothelphusidae 0 0 0 21 2 1 0 24
Coleoptera Ptilodactylidae 18 13 8 7 71 11 15 143
Lepidoptera Pyralidae 4 8 1 6 0 0 0 19
Lepidoptera Sarcophagidae 0 0 0 0 0 0 1 1
Coleoptera Scirtidae 0 0 0 1 0 0 1 2
Díptera Simuliidae 55 67 34 8 0 56 102 322
Trichoptera Staphylinidae 2 1 0 0 14 1 2 20
Lepidoptera Stratiomyidae 0 0 0 0 0 0 1 1
Lepidoptera Thaumaleidae 0 0 0 0 1 0 0 1
Mesogastropoda Thiaridae 0 0 0 45 0 0 0 45
Díptera Tipulidae 20 18 8 2 9 10 1 68
Unionoida Unionidae 0 0 0 45 0 0 0 45
Hemíptera Veliidae 0 0 0 0 2 3 3 8
Trichoptera Xiphocentronidae 0 0 0 1 0 0 0 1
Total 2436 2153 1271 1069 885 768 1261 9843
Diversidad y Similitud de macroinvertebrados acuáticos
En la tabla 4 en las siete unidades de muestreo para la época seca se identificaron las familias de
macroinvertebrados acuáticos, siendo La Damita plantaciones (LDP) con 39 familias la más
representativa seguido por Guantupi (GU), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido
Trichoptera Hydrobiosidae 376 33 16 2 2 6 23 458
Trichoptera Hydrochidae 0 0 0 0 3 0 13 16
Coleoptera Hydrophilidae 2 0 0 3 28 5 24 62
Trichoptera Hydropsychidae 267 461 212 56 167 212 253 1628
Trichoptera Hydroptilidae 0 0 0 1 0 0 3 4
Trichoptera Leptoceridae 110 59 64 22 129 1 24 409
Ephemeroptera Leptohyphidae 147 215 66 93 11 68 58 658
Ephemeroptera Leptophlebiidae 240 182 81 31 44 88 40 706
Odonata Libellulidae 36 32 16 167 2 6 9 268
Coleoptera Limnychidae 0 0 0 0 0 1 1 2
Coleoptera Lutrochidae 0 0 0 1 2 2 3 8
Odonata Megapodagrionidae 0 0 0 16 0 0 0 16
Lepidoptera Muscidae 0 0 0 0 1 0 1 2
Hemíptera Naucoridae 88 43 69 54 8 20 8 290
Blattaria Nifa de cucaracha 0 0 0 0 15 4 1 20
Trichoptera Odontoceridae 0 0 0 0 0 2 1 3
Ephemeroptera Oligoneuriidae 15 4 0 0 0 9 0 28
Decápoda Palaemonidae 0 0 0 9 0 0 0 9
Plecóptera Perlidae 105 117 150 0 99 43 153 667
Trichoptera Philopotamidae 0 0 0 174 2 0 29 205
Mollusca Physidae 0 0 2 0 0 0 0 2
Odonata Platystictidae 0 0 0 31 0 0 0 31
Trichoptera Polycentropodidae 1 0 0 0 0 1 1 3
Megaloptera Polythoridae 0 0 0 0 11 0 0 11
Isópoda Porcellio scabar 0 0 0 0 4 0 0 4
Trichoptera Psephenidae 137 39 40 0 17 27 10 270
Decápoda Pseudothelphusidae 0 0 0 21 2 1 0 24
Coleoptera Ptilodactylidae 18 13 8 7 71 11 15 143
Lepidoptera Pyralidae 4 8 1 6 0 0 0 19
Lepidoptera Sarcophagidae 0 0 0 0 0 0 1 1
Coleoptera Scirtidae 0 0 0 1 0 0 1 2
Díptera Simuliidae 55 67 34 8 0 56 102 322
Trichoptera Staphylinidae 2 1 0 0 14 1 2 20
Lepidoptera Stratiomyidae 0 0 0 0 0 0 1 1
Lepidoptera Thaumaleidae 0 0 0 0 1 0 0 1
Mesogastropoda Thiaridae 0 0 0 45 0 0 0 45
Díptera Tipulidae 20 18 8 2 9 10 1 68
Unionoida Unionidae 0 0 0 45 0 0 0 45
Hemíptera Veliidae 0 0 0 0 2 3 3 8
Trichoptera Xiphocentronidae 0 0 0 1 0 0 0 1
Total 2436 2153 1271 1069 885 768 1261 9843
Diversidad y Similitud de macroinvertebrados acuáticos
En la tabla 4 en las siete unidades de muestreo para la época seca se identificaron las familias de
macroinvertebrados acuáticos, siendo La Damita plantaciones (LDP) con 39 familias la más
representativa seguido por Guantupi (GU), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido
pág. 7068
(ECI) con 36 familias respectivamente a diferencia del Congo (EC), La Victoria (LV) y Toachi Chico
(TC) con 31, 25, 24 familias respectivamente. La mayor cantidad de individuos que se registraron en
los sitios el Congo y La Victoria con 2436 y 2153, mientras los sitios La Victoria Intervenido y el
Congo Intervenido presentaron valores inferiores con 885 y 768 individuos.
Los índices de diversidad de Shannon dentro de las siete zonas de estudio registraron una mayor
diversidad, en Guantupi y el Congo Intervenido con 2,856 y 2,646 respectivamente, a diferencia de
Toachi Chico y La Victoria los cuales registraron valores de 2,500 y 2,406; mientras los índices
Simpson que registraron valores elevados de 0,9175 y 0,9084 se presentaron en los sitios Guantupi y
el Congo respectivamente, a diferencia de La Damita Plantaciones y La Victoria con 0,8769 y 0,875.
Tabla 4. Número de individuos e índices de diversidad y Especies, de insectos de Familia de
macroinvertebrados con la técnica de captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos
durante la época seca en el Cantón Valencia.
Índices Sitios de muestreo
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Familias 31 25 24 36 36 36 39
Individuals 2436 2153 1271 1069 885 768 1261
Dominance_D 0,09158 0,125 0,1065 0,08249 0,1167 0,1225 0,1231
Shannon_H 2,646 2,406 2,500 2,856 2,558 2,573 2,519
Simpson_1-D 0,9084 0,8750 0,8935 0,9175 0,8833 0,8775 0,8769
La tabla 5 demuestra el índice de similaridad de Jaccard entre las unidades de muestreo, la interacción
entre los sitios de muestreo el Congo y La Victoria presentan mayor porcentaje de similaridad (0,806
x 100%) seguido por la interacción La Victoria y Toachi Chico con 0,750 x 100%, a diferencia de las
interacciones Toachi Chico y Guantupi; Guantupi y La Damita Plantaciones, ambas con 0,364 x
100%, finalmente Guantupi y el Congo Intervenido con 0,358 x 100% de similaridad de familias de
insectos.
Tabla 5. Índices de Similaridad de Jaccard de insectos de Familia de macroinvertebrados con la
técnica o método de captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca
en el Cantón Valencia.
Sitios de
Muestreo EC LV TC GU LVI ECI LDP
EC 1 0,806 0,618 0,396 0,489 0,558 0,458
LV 1 0,750 0,386 0,488 0,564 0,455
TC 1 0,364 0,395 0,500 0,400
GU 1 0,385 0,358 0,364
LVI 1 0,565 0,563
ECI 1 0,596
LDP 1
(ECI) con 36 familias respectivamente a diferencia del Congo (EC), La Victoria (LV) y Toachi Chico
(TC) con 31, 25, 24 familias respectivamente. La mayor cantidad de individuos que se registraron en
los sitios el Congo y La Victoria con 2436 y 2153, mientras los sitios La Victoria Intervenido y el
Congo Intervenido presentaron valores inferiores con 885 y 768 individuos.
Los índices de diversidad de Shannon dentro de las siete zonas de estudio registraron una mayor
diversidad, en Guantupi y el Congo Intervenido con 2,856 y 2,646 respectivamente, a diferencia de
Toachi Chico y La Victoria los cuales registraron valores de 2,500 y 2,406; mientras los índices
Simpson que registraron valores elevados de 0,9175 y 0,9084 se presentaron en los sitios Guantupi y
el Congo respectivamente, a diferencia de La Damita Plantaciones y La Victoria con 0,8769 y 0,875.
Tabla 4. Número de individuos e índices de diversidad y Especies, de insectos de Familia de
macroinvertebrados con la técnica de captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos
durante la época seca en el Cantón Valencia.
Índices Sitios de muestreo
EC LV TC GU LVI ECI LDP
Familias 31 25 24 36 36 36 39
Individuals 2436 2153 1271 1069 885 768 1261
Dominance_D 0,09158 0,125 0,1065 0,08249 0,1167 0,1225 0,1231
Shannon_H 2,646 2,406 2,500 2,856 2,558 2,573 2,519
Simpson_1-D 0,9084 0,8750 0,8935 0,9175 0,8833 0,8775 0,8769
La tabla 5 demuestra el índice de similaridad de Jaccard entre las unidades de muestreo, la interacción
entre los sitios de muestreo el Congo y La Victoria presentan mayor porcentaje de similaridad (0,806
x 100%) seguido por la interacción La Victoria y Toachi Chico con 0,750 x 100%, a diferencia de las
interacciones Toachi Chico y Guantupi; Guantupi y La Damita Plantaciones, ambas con 0,364 x
100%, finalmente Guantupi y el Congo Intervenido con 0,358 x 100% de similaridad de familias de
insectos.
Tabla 5. Índices de Similaridad de Jaccard de insectos de Familia de macroinvertebrados con la
técnica o método de captura red “D” en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca
en el Cantón Valencia.
Sitios de
Muestreo EC LV TC GU LVI ECI LDP
EC 1 0,806 0,618 0,396 0,489 0,558 0,458
LV 1 0,750 0,386 0,488 0,564 0,455
TC 1 0,364 0,395 0,500 0,400
GU 1 0,385 0,358 0,364
LVI 1 0,565 0,563
ECI 1 0,596
LDP 1
pág. 7069
El análisis de conglomerados y composición del clúster dentro de los siete sitios de muestreo (figura
2), exponen 3 grupos diferenciados por encima del 0,48 (48,8 %) de similaridad, donde la formación
más distante se observa dentro del sitio Guantupi (GU) seguida por Toachi Chico (TC), La Victoria
Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI), finalmente La Victoria (LV), el Congo (EC) y La
Damita Plantaciones (LDP) conformado el último grupo.
Figura 2. Clúster dentro de los siete sitios de muestreo en cinco ríos dentro del Cantón Valencia –
Prov. de Los Ríos.
Calidad de agua con el uso de los índices Biological Monitoring Working Party de Costa Rica
(BMWP-CR), el Índice de porcentaje de EPT%; y IBF-El Salvador- 2010.
En el contexto de los siete puntos de muestreo realizados en cinco ríos durante la época seca
utilizando el método red “D”, se observa que el índice BMWP-CR presenta un rango de valores que
oscila entre un mínimo de 114,0 y un máximo de 162,0, estos valores corresponden a los sitios de
Toachi Chico y el Congo Intervenido, respectivamente. Por otro lado, el índice EPT % muestra una
variabilidad que abarca desde 29,18, en su valor mínimo, hasta 54,52, que se identifica como el valor
máximo, siendo estos valores representativos de los sitios La Damita Plantaciones y El Congo.
El análisis de conglomerados y composición del clúster dentro de los siete sitios de muestreo (figura
2), exponen 3 grupos diferenciados por encima del 0,48 (48,8 %) de similaridad, donde la formación
más distante se observa dentro del sitio Guantupi (GU) seguida por Toachi Chico (TC), La Victoria
Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI), finalmente La Victoria (LV), el Congo (EC) y La
Damita Plantaciones (LDP) conformado el último grupo.
Figura 2. Clúster dentro de los siete sitios de muestreo en cinco ríos dentro del Cantón Valencia –
Prov. de Los Ríos.
Calidad de agua con el uso de los índices Biological Monitoring Working Party de Costa Rica
(BMWP-CR), el Índice de porcentaje de EPT%; y IBF-El Salvador- 2010.
En el contexto de los siete puntos de muestreo realizados en cinco ríos durante la época seca
utilizando el método red “D”, se observa que el índice BMWP-CR presenta un rango de valores que
oscila entre un mínimo de 114,0 y un máximo de 162,0, estos valores corresponden a los sitios de
Toachi Chico y el Congo Intervenido, respectivamente. Por otro lado, el índice EPT % muestra una
variabilidad que abarca desde 29,18, en su valor mínimo, hasta 54,52, que se identifica como el valor
máximo, siendo estos valores representativos de los sitios La Damita Plantaciones y El Congo.
pág. 7070
Finalmente, el índice IBF El Salvador – 2010 manifiesta una distribución que va de 4,07 en el sitio
Guantupi hasta 5,11 en el Congo Intervenido, tal como se detalla en la Tabla 6.
Tabla 6. Determinación de los diferentes índices bióticos BMWP-CR, EPT %, IBF-SV-2010 con la
técnica o método de captura red “D”, en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca
en el Cantón Valencia.
Metodo de
Colecta
Indice
Biótico
Sitios de muestreos
EC LV TC GU LVI ECI LDP
RED
BMWP-CR 145,00 123,00 114,00 153,00 150,00 162,00 158,00
EPT 54,52 40,83 45,63 32,93 34,69 32,29 29,18
IBF-SV-2010 4,84 5,03 4,86 4,70 4,07 5,11 4,79
Comparar la diversidad de macroinvertebrados acuáticos y la calidad de agua dentro de los
siete sitios de muestreo en cinco ríos del Cantón Valencia.
El índice BMWP-CR mide la calidad del agua en un rango que va desde aguas de calidad buena y no
contaminadas, alteradas de manera sensible, hasta aguas de calidad excelente. En el análisis de los
siete sitios de muestreo durante la época seca, se observó que únicamente el sitio Toachi Chico
presentó aguas de calidad buena y no contaminadas. Por otro lado, el índice EPT % refleja valores de
calidad de agua que varían desde regular a buena; en este caso, se identificó calidad regular en seis de
los sitios de muestreo, mientras que solo el Congo mostró calidad de agua buena. Finalmente, el
índice IBF-SV-2010 proporciona una visión de la calidad del agua que abarca desde regular hasta
muy buena. En este análisis, los sitios Congo, Toachi Chico, Guantupi y La Damita Plantaciones
fueron clasificados con calidad de agua buena. En contraste, los sitios La Victoria y Congo
Intervenido presentaron calidad regular, con La Victoria Intervenido destacándose por su calidad de
agua muy buena, donde la contaminación orgánica es leve. Estos resultados (Tabla 7) permitieron la
clasificación de dos especies según su capacidad para acumular metales pesados, lo que a su vez
facilita la identificación de especies con mayor potencial fitorremediador en áreas afectadas por la
actividad minera (Cali & Tipantasig, 2022).
Finalmente, el índice IBF El Salvador – 2010 manifiesta una distribución que va de 4,07 en el sitio
Guantupi hasta 5,11 en el Congo Intervenido, tal como se detalla en la Tabla 6.
Tabla 6. Determinación de los diferentes índices bióticos BMWP-CR, EPT %, IBF-SV-2010 con la
técnica o método de captura red “D”, en siete puntos de muestreo en cinco ríos durante la época seca
en el Cantón Valencia.
Metodo de
Colecta
Indice
Biótico
Sitios de muestreos
EC LV TC GU LVI ECI LDP
RED
BMWP-CR 145,00 123,00 114,00 153,00 150,00 162,00 158,00
EPT 54,52 40,83 45,63 32,93 34,69 32,29 29,18
IBF-SV-2010 4,84 5,03 4,86 4,70 4,07 5,11 4,79
Comparar la diversidad de macroinvertebrados acuáticos y la calidad de agua dentro de los
siete sitios de muestreo en cinco ríos del Cantón Valencia.
El índice BMWP-CR mide la calidad del agua en un rango que va desde aguas de calidad buena y no
contaminadas, alteradas de manera sensible, hasta aguas de calidad excelente. En el análisis de los
siete sitios de muestreo durante la época seca, se observó que únicamente el sitio Toachi Chico
presentó aguas de calidad buena y no contaminadas. Por otro lado, el índice EPT % refleja valores de
calidad de agua que varían desde regular a buena; en este caso, se identificó calidad regular en seis de
los sitios de muestreo, mientras que solo el Congo mostró calidad de agua buena. Finalmente, el
índice IBF-SV-2010 proporciona una visión de la calidad del agua que abarca desde regular hasta
muy buena. En este análisis, los sitios Congo, Toachi Chico, Guantupi y La Damita Plantaciones
fueron clasificados con calidad de agua buena. En contraste, los sitios La Victoria y Congo
Intervenido presentaron calidad regular, con La Victoria Intervenido destacándose por su calidad de
agua muy buena, donde la contaminación orgánica es leve. Estos resultados (Tabla 7) permitieron la
clasificación de dos especies según su capacidad para acumular metales pesados, lo que a su vez
facilita la identificación de especies con mayor potencial fitorremediador en áreas afectadas por la
actividad minera (Cali & Tipantasig, 2022).
pág. 7071
Tabla 7. Interpretación de índices BMWP-CR, EPT % y IBF-SV-2010 en los siete puntos de
muestreo en cinco ríos, con el método de captura red “D” durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Índices
bióticos
Sitios de
muestreos
Resultados de
índices bióticos Color Calidad de
agua Interpretación
BMWP-CR EC 145,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LV 123,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR TC 114,00 101-119 Aguas de calidad buena, no
contaminada alteradas de manera
sensible
BMWP-CR GU 153,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LVI 150,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR ECI 162,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LDP 158,00 > 120 Aguas de calidad excelente
EPT % EC 54,52 50-74 % Buena
EPT % LV 40,83 25-49 % Regular
EPT % TC 45,63 25-49 % Regular
EPT % GU 32,93 25-49 % Regular
EPT % LVI 34,69 25-49 % Regular
EPT % ECI 32,29 25-49 % Regular
EPT % LDP 29,18 25-49 % Regular
IBF-SV-2010 EC 4,84 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 LV 5,03 Regular Contaminación orgánica bastante
sustancial es probable
IBF-SV-2010 TC 4,86 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 GU 4,70 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 LVI 4,07 Muy
Buena
Contaminación orgánica leve posible
IBF-SV-2010 ECI 5,11 Regular Contaminación orgánica bastante
sustancial es probable
IBF-SV-2010 LDP 4,79 Buena Alguna contaminación orgánica probable
En la tabla 8 se presentan los valores de probabilidad (p) y el contraste entre las unidades de muestreo,
donde se registraron diferencias significativas en la diversidad de familias de macroinvertebrados
acuáticos empleando el índice de diversidad de Shannon. Se encontraron diferencias significativas
entre los pares de unidades de muestreo presentando los valores de probabilidad inferiores al 0,05.
Tabla 7. Interpretación de índices BMWP-CR, EPT % y IBF-SV-2010 en los siete puntos de
muestreo en cinco ríos, con el método de captura red “D” durante la época seca en el Cantón
Valencia.
Índices
bióticos
Sitios de
muestreos
Resultados de
índices bióticos Color Calidad de
agua Interpretación
BMWP-CR EC 145,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LV 123,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR TC 114,00 101-119 Aguas de calidad buena, no
contaminada alteradas de manera
sensible
BMWP-CR GU 153,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LVI 150,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR ECI 162,00 > 120 Aguas de calidad excelente
BMWP-CR LDP 158,00 > 120 Aguas de calidad excelente
EPT % EC 54,52 50-74 % Buena
EPT % LV 40,83 25-49 % Regular
EPT % TC 45,63 25-49 % Regular
EPT % GU 32,93 25-49 % Regular
EPT % LVI 34,69 25-49 % Regular
EPT % ECI 32,29 25-49 % Regular
EPT % LDP 29,18 25-49 % Regular
IBF-SV-2010 EC 4,84 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 LV 5,03 Regular Contaminación orgánica bastante
sustancial es probable
IBF-SV-2010 TC 4,86 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 GU 4,70 Buena Alguna contaminación orgánica probable
IBF-SV-2010 LVI 4,07 Muy
Buena
Contaminación orgánica leve posible
IBF-SV-2010 ECI 5,11 Regular Contaminación orgánica bastante
sustancial es probable
IBF-SV-2010 LDP 4,79 Buena Alguna contaminación orgánica probable
En la tabla 8 se presentan los valores de probabilidad (p) y el contraste entre las unidades de muestreo,
donde se registraron diferencias significativas en la diversidad de familias de macroinvertebrados
acuáticos empleando el índice de diversidad de Shannon. Se encontraron diferencias significativas
entre los pares de unidades de muestreo presentando los valores de probabilidad inferiores al 0,05.
pág. 7072
Tabla 8. Matriz de contraste para las diferencias estadísticas según la diversidad de Shannon entre
pares de unidades de muestreo localizadas en los siete sitios de muestreos en cinco ríos del Cantón
Valencia.
Sitios de
Muestreo GU EC ECI LVI LDP TC LV
Shannon 2,856 ns 2,646 ns 2,573 ns 2,558 ns 2,519 ns 2.500 ns 2,406 ns
GU 2,856 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000
EC 2,646 0,053 ns 0,020 0,000 0,000 0,000
ECI 2,573 0,002 0,386 ns 0,229 ns 0,002
LVI 2,558 0,506 ns 0,316 ns 0,002
LDP 2,519 0,763 ns 0,009
TC 2,5 0,006
LV 2,406
La tabla 9 muestra los valores diversidad de familias en función del índice de Shannon para las siete
unidades de muestreo en estudio. Los valores más significativos se registraron en el sitio de muestreo
Guantupi (2,856) a diferencia de La Victoria registrando el valor de diversidad más bajo con 2,406,
además los análisis de pares de sitios de muestreo en función de la prueba de t registraron la
existencia de diferencias significativas formando cuatro grupos diferenciados.
Tabla 9. Diversidad de familias de las unidades de muestreo localizadas en los siete puntos de
muestreo en cinco ríos del Cantón Valencia.
Diversity GU EC ECI LVI LDP TC LV
Shannon_H 2,856 a 2,646 b 2,573 b 2,558 c 2,519 c 2,500 c 2,406 d
Figura 3. Análisis de los NMDS para los siete puntos de muestreo en cinco ríos en época seca en el
Cantón Valencia.
Tabla 8. Matriz de contraste para las diferencias estadísticas según la diversidad de Shannon entre
pares de unidades de muestreo localizadas en los siete sitios de muestreos en cinco ríos del Cantón
Valencia.
Sitios de
Muestreo GU EC ECI LVI LDP TC LV
Shannon 2,856 ns 2,646 ns 2,573 ns 2,558 ns 2,519 ns 2.500 ns 2,406 ns
GU 2,856 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000 0,000
EC 2,646 0,053 ns 0,020 0,000 0,000 0,000
ECI 2,573 0,002 0,386 ns 0,229 ns 0,002
LVI 2,558 0,506 ns 0,316 ns 0,002
LDP 2,519 0,763 ns 0,009
TC 2,5 0,006
LV 2,406
La tabla 9 muestra los valores diversidad de familias en función del índice de Shannon para las siete
unidades de muestreo en estudio. Los valores más significativos se registraron en el sitio de muestreo
Guantupi (2,856) a diferencia de La Victoria registrando el valor de diversidad más bajo con 2,406,
además los análisis de pares de sitios de muestreo en función de la prueba de t registraron la
existencia de diferencias significativas formando cuatro grupos diferenciados.
Tabla 9. Diversidad de familias de las unidades de muestreo localizadas en los siete puntos de
muestreo en cinco ríos del Cantón Valencia.
Diversity GU EC ECI LVI LDP TC LV
Shannon_H 2,856 a 2,646 b 2,573 b 2,558 c 2,519 c 2,500 c 2,406 d
Figura 3. Análisis de los NMDS para los siete puntos de muestreo en cinco ríos en época seca en el
Cantón Valencia.
pág. 7073
A través de la distribución de la prueba de t por pares de unidades de muestreo y análisis de contrastes
se realizó la verificación de la hipótesis: H0: p > 0,05 No existen diferencias significativas en la
diversidad de macroinvertebrados acuáticos y su relación con los índices de calidad de agua en los
ríos muestreados. ; H1: p < 0,05 Existen diferencias significativas en la diversidad de
macroinvertebrados acuáticos y su relación con los índices de calidad de agua en los ríos muestreados.
Siendo el valor de probabilidad p < 0,05 dentro de todas las unidades de muestreo se rechaza H0 y se
acepta H1 al 95% de probabilidad, se afirma que existen diferencias significativas en la diversidad de
familia de macroinvertebrados acuáticos presentes en los siete sitios de muestreo en la zona Norte del
Cantón Valencia, Provincia de Los Ríos.
El análisis clúster dentro de las unidades de muestreo reveló una agrupación en 1 clúster de tamaño 3
en las unidades de muestreo La Victoria (LV), El Congo (EC), y la Damita Plantaciones (LDP), las
unidades Toachi Chico (TC), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) formaron 1
clúster de tamaño 3, a diferencia del sitio Guantupi (GU) la cual formo un clúster de tamaño 1, todos
por encima del 48.8% de similaridad utilizando el parámetro de Jaccard.
Al efectuar el método NMDS utilizando el índice de Jaccard se observa que los sitios de muestreo se
separan entre sí, siendo el sitio de muestreo Guantupi (GU), seguido por los sitios El Congo (EC), La
Victoria (LV), Toachi Chico (TC), además el sitio La Victoria Intervenido (LVI); La Damita
Plantaciones (LDP) y El Congo Intervenido (ECI), lo cual se corrobora con lo descrito en la Figura 3.
En los siete sitios de estudio, mediante el método de recolección de insectos macroinvertebrados de
red "D", se han identificado un total de 16 órdenes, 70 familias y un total de 9843 individuos. Los
órdenes más representativos son Trichoptera (15), Lepidoptera (10), Hemíptera y Coleoptera (7).
Además, las familias Baetidae, Chironomidae, Corydalidae y Elmidae tienen una mayor presencia, lo
cual coincide parcialmente con los valores registrados. Por otro lado, en el río Mojarrero de la
Provincia de Pichincha como el río Ichu, Huancavelica del Perú, se observó que el orden más
abundante fue Coleoptera, seguido por Díptera con un 16,87%, Hemíptera con un 10,26% y
Ephemeroptera con un 10,59%. La familia más distintiva fue Elmidae (Coleoptera), con un total de
476 individuos (Alanya & Carrera, 2023).
A través de la distribución de la prueba de t por pares de unidades de muestreo y análisis de contrastes
se realizó la verificación de la hipótesis: H0: p > 0,05 No existen diferencias significativas en la
diversidad de macroinvertebrados acuáticos y su relación con los índices de calidad de agua en los
ríos muestreados. ; H1: p < 0,05 Existen diferencias significativas en la diversidad de
macroinvertebrados acuáticos y su relación con los índices de calidad de agua en los ríos muestreados.
Siendo el valor de probabilidad p < 0,05 dentro de todas las unidades de muestreo se rechaza H0 y se
acepta H1 al 95% de probabilidad, se afirma que existen diferencias significativas en la diversidad de
familia de macroinvertebrados acuáticos presentes en los siete sitios de muestreo en la zona Norte del
Cantón Valencia, Provincia de Los Ríos.
El análisis clúster dentro de las unidades de muestreo reveló una agrupación en 1 clúster de tamaño 3
en las unidades de muestreo La Victoria (LV), El Congo (EC), y la Damita Plantaciones (LDP), las
unidades Toachi Chico (TC), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) formaron 1
clúster de tamaño 3, a diferencia del sitio Guantupi (GU) la cual formo un clúster de tamaño 1, todos
por encima del 48.8% de similaridad utilizando el parámetro de Jaccard.
Al efectuar el método NMDS utilizando el índice de Jaccard se observa que los sitios de muestreo se
separan entre sí, siendo el sitio de muestreo Guantupi (GU), seguido por los sitios El Congo (EC), La
Victoria (LV), Toachi Chico (TC), además el sitio La Victoria Intervenido (LVI); La Damita
Plantaciones (LDP) y El Congo Intervenido (ECI), lo cual se corrobora con lo descrito en la Figura 3.
En los siete sitios de estudio, mediante el método de recolección de insectos macroinvertebrados de
red "D", se han identificado un total de 16 órdenes, 70 familias y un total de 9843 individuos. Los
órdenes más representativos son Trichoptera (15), Lepidoptera (10), Hemíptera y Coleoptera (7).
Además, las familias Baetidae, Chironomidae, Corydalidae y Elmidae tienen una mayor presencia, lo
cual coincide parcialmente con los valores registrados. Por otro lado, en el río Mojarrero de la
Provincia de Pichincha como el río Ichu, Huancavelica del Perú, se observó que el orden más
abundante fue Coleoptera, seguido por Díptera con un 16,87%, Hemíptera con un 10,26% y
Ephemeroptera con un 10,59%. La familia más distintiva fue Elmidae (Coleoptera), con un total de
476 individuos (Alanya & Carrera, 2023).
pág. 7074
En consecuencia las familias que presentaron la mayor cantidad de individuos dentro del área de
estudio en la época seca con el uso de red D fueron: Hydropsychidae con 1628, Elmidae con 1410,
Baetidae con 895 y Leptophlebiidae con 706 individuos, similares en familia a los reportados por
Arana et al., (2016), del río Mojarrero de la Provincia de Pichincha, donde la familia mayor
constituida en abundancia fue Elmidae (Coleoptera), lo que significó el 39,37% del total de
organismos recolectados, seguida de Baetidae del orden Ephemeroptera (91, 7,53%). parcialmente
similares a una investigación realizada por González et al., (2015) en los ríos David y Mula, provincia
de Chiriquí, Panamá donde la abundancia total en el río David fue de 7105 individuos y la del Mula
de 7846 individuos; Veliidae, Hydropsychidae y Elmidae fueron las familias más abundantes en el río
David, 1898, 646 y 603 individuos, respectivamente, mientras el río Mula fueron Baetidae,
Leptophlebiidae y Veliidae (1284, 1089 y 988 individuos, respectivamente) (Espino et al., 2022).
Dentro de los siete sitios de muestreo aplicando el índice de diversidad de Shannon mostraron
diferencias, registrando una mayor diversidad, en Guantupi y el Congo con 2,856 y 2,646, mientras el
índice Simpson registro valores elevados de 0,9175 y 0,9084 en los sitios Guantupi y el Congo
respectivamente, en una investigación realizada por Asprilla, et al., (2006), en la parte media del río
Cabí (Quibdó-Chocó). La diversidad biológica de Shannon (H´), en general, presentó valores
similares para todos los tramos de muestreo con un valor máximo de 2.61 en El Regalo tramo Medio.
Determino un índice de diversidad de Shannon-Weaver que mostró valores entre 2,87 y 2,17 en el río
David en el río Mula este índice presentó el mayor valor de 2,90 y el mínimo de 2,73 en la provincia
de Chiriquí, Panamá (Erasmus et al., 2021).
En lo que respecta a las principales causas del incremento o disminución de la diversidad de especies,
posiblemente la incidencia climática tiene un papel importante. La estacionalidad atribuida (invierno-
verano) favorece la diversidad. La evidencia de diversos estudios no es completamente clara, ya que
los ambientes tropicales son más estables y albergan una gran diversidad, aunque no todas las
inestabilidades generan diversidad de especies y los trópicos no son tan estables como se pensaba
anteriormente. Además, esto se complementa, quienes mencionan que los ecosistemas tropicales no
experimentan grandes variaciones de temperaturas a lo largo del año (Linero-Cueto et al., 2022).
En consecuencia las familias que presentaron la mayor cantidad de individuos dentro del área de
estudio en la época seca con el uso de red D fueron: Hydropsychidae con 1628, Elmidae con 1410,
Baetidae con 895 y Leptophlebiidae con 706 individuos, similares en familia a los reportados por
Arana et al., (2016), del río Mojarrero de la Provincia de Pichincha, donde la familia mayor
constituida en abundancia fue Elmidae (Coleoptera), lo que significó el 39,37% del total de
organismos recolectados, seguida de Baetidae del orden Ephemeroptera (91, 7,53%). parcialmente
similares a una investigación realizada por González et al., (2015) en los ríos David y Mula, provincia
de Chiriquí, Panamá donde la abundancia total en el río David fue de 7105 individuos y la del Mula
de 7846 individuos; Veliidae, Hydropsychidae y Elmidae fueron las familias más abundantes en el río
David, 1898, 646 y 603 individuos, respectivamente, mientras el río Mula fueron Baetidae,
Leptophlebiidae y Veliidae (1284, 1089 y 988 individuos, respectivamente) (Espino et al., 2022).
Dentro de los siete sitios de muestreo aplicando el índice de diversidad de Shannon mostraron
diferencias, registrando una mayor diversidad, en Guantupi y el Congo con 2,856 y 2,646, mientras el
índice Simpson registro valores elevados de 0,9175 y 0,9084 en los sitios Guantupi y el Congo
respectivamente, en una investigación realizada por Asprilla, et al., (2006), en la parte media del río
Cabí (Quibdó-Chocó). La diversidad biológica de Shannon (H´), en general, presentó valores
similares para todos los tramos de muestreo con un valor máximo de 2.61 en El Regalo tramo Medio.
Determino un índice de diversidad de Shannon-Weaver que mostró valores entre 2,87 y 2,17 en el río
David en el río Mula este índice presentó el mayor valor de 2,90 y el mínimo de 2,73 en la provincia
de Chiriquí, Panamá (Erasmus et al., 2021).
En lo que respecta a las principales causas del incremento o disminución de la diversidad de especies,
posiblemente la incidencia climática tiene un papel importante. La estacionalidad atribuida (invierno-
verano) favorece la diversidad. La evidencia de diversos estudios no es completamente clara, ya que
los ambientes tropicales son más estables y albergan una gran diversidad, aunque no todas las
inestabilidades generan diversidad de especies y los trópicos no son tan estables como se pensaba
anteriormente. Además, esto se complementa, quienes mencionan que los ecosistemas tropicales no
experimentan grandes variaciones de temperaturas a lo largo del año (Linero-Cueto et al., 2022).
pág. 7075
La diversidad de especies en los siete sitios de muestreo se considera una medida comparativa
relacionada con la altitud, en lugar de una correlación exacta entre diversidad-abundancia y altitud.
Esto se debe a que el gradiente altitudinal abarca desde el primer sitio de muestreo a 116 msnm hasta
el último a 1043 msnm. En este contexto, el sitio de mayor altitud, el Congo (EC), presenta 31
especies, mientras que el sitio de menor altitud, Guantupi (GU), presenta 36 especies. Este análisis se
enmarca en una zona de bosque tropical del Cantón Valencia, sugiriendo que la tendencia observada
indica una disminución de la diversidad de macroinvertebrados acuáticos a medida que se aumenta la
altitud, y viceversa. Se postula que la temperatura emerge como el principal factor que influye en la
diversidad de especies en estos ecosistemas según estipula (Vila-Gutierrez, 2024).
De acuerdo con González et al.,(2015), en un estudio realizado en dos ríos en la provincia de Chiriquí,
Panamá, se observaron variaciones en las variables analizadas a través de los distintos sitios de
muestreo. En el río David, las diferencias en las comunidades muestreadas fluctuaron entre un 72,2%
y un 19,0%. En contraste, el río Mula mostró una mayor homogeneidad entre los sitios muestreados,
con similitudes que se situaron entre el 81,2% y el 88,5%. En ambos ríos, la similitud durante la
temporada seca se registró en un 39,3%, y un 44,1% en un análisis que no tomó en cuenta la
estacionalidad. Estos hallazgos son pertinentes al contexto de la presente investigación, dado que los
sitios analizados mostraron porcentajes de similitud que variaron entre el 80,60% y el 35,80%. Es
relevante destacar que los sitios denominados "El Congo" y "La Victoria" exhibieron el mayor grado
de similitud, atribuible a las características hidrológicas de sus cursos de agua, que incluyen corrientes
rápidas y depósitos rocosos, así como la implementación de pastizales y vegetación arbustiva en sus
márgenes. Adicionalmente, esta zona se caracteriza por la realización de actividades forestales,
mientras que las actividades ganaderas son escasas.
En el año 2022, Rodríguez y su equipo realizaron un análisis exhaustivo que incluyó la elaboración de
un dendrograma y la aplicación del Escalamiento Multidimensional (NMDS). Mediante esta rigurosa
investigación, lograron identificar una variedad de sitios de muestreo, los cuales categorizaron en
cuatro grupos distintos, fundamentándose en el grado de similitud entre ellos. Los resultados del
índice de similitud de Jaccard muestran la mayor similitud entre los tramos Regalo Alto y Regalo
Medio y la menor similitud se dio en el tramo la Carolina Alto respecto a los demás sitios de
La diversidad de especies en los siete sitios de muestreo se considera una medida comparativa
relacionada con la altitud, en lugar de una correlación exacta entre diversidad-abundancia y altitud.
Esto se debe a que el gradiente altitudinal abarca desde el primer sitio de muestreo a 116 msnm hasta
el último a 1043 msnm. En este contexto, el sitio de mayor altitud, el Congo (EC), presenta 31
especies, mientras que el sitio de menor altitud, Guantupi (GU), presenta 36 especies. Este análisis se
enmarca en una zona de bosque tropical del Cantón Valencia, sugiriendo que la tendencia observada
indica una disminución de la diversidad de macroinvertebrados acuáticos a medida que se aumenta la
altitud, y viceversa. Se postula que la temperatura emerge como el principal factor que influye en la
diversidad de especies en estos ecosistemas según estipula (Vila-Gutierrez, 2024).
De acuerdo con González et al.,(2015), en un estudio realizado en dos ríos en la provincia de Chiriquí,
Panamá, se observaron variaciones en las variables analizadas a través de los distintos sitios de
muestreo. En el río David, las diferencias en las comunidades muestreadas fluctuaron entre un 72,2%
y un 19,0%. En contraste, el río Mula mostró una mayor homogeneidad entre los sitios muestreados,
con similitudes que se situaron entre el 81,2% y el 88,5%. En ambos ríos, la similitud durante la
temporada seca se registró en un 39,3%, y un 44,1% en un análisis que no tomó en cuenta la
estacionalidad. Estos hallazgos son pertinentes al contexto de la presente investigación, dado que los
sitios analizados mostraron porcentajes de similitud que variaron entre el 80,60% y el 35,80%. Es
relevante destacar que los sitios denominados "El Congo" y "La Victoria" exhibieron el mayor grado
de similitud, atribuible a las características hidrológicas de sus cursos de agua, que incluyen corrientes
rápidas y depósitos rocosos, así como la implementación de pastizales y vegetación arbustiva en sus
márgenes. Adicionalmente, esta zona se caracteriza por la realización de actividades forestales,
mientras que las actividades ganaderas son escasas.
En el año 2022, Rodríguez y su equipo realizaron un análisis exhaustivo que incluyó la elaboración de
un dendrograma y la aplicación del Escalamiento Multidimensional (NMDS). Mediante esta rigurosa
investigación, lograron identificar una variedad de sitios de muestreo, los cuales categorizaron en
cuatro grupos distintos, fundamentándose en el grado de similitud entre ellos. Los resultados del
índice de similitud de Jaccard muestran la mayor similitud entre los tramos Regalo Alto y Regalo
Medio y la menor similitud se dio en el tramo la Carolina Alto respecto a los demás sitios de
pág. 7076
muestreo, dejándolo aislado en las agrupaciones. Los datos se relacionan con el presente estudio
donde el dendrograma determinaron tres sitios distribuidos de acuerdo a su similitud con el índice de
Jaccard donde la mayor similitud se muestra entre las unidades Toachi chico (TC), La Victoria
Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) debido que presenta vegetación arbustiva a las orillas
y pastizales, además de actividades ganaderas, agrícolas como la siembra de cultivos y agroforestales,
con respecto a los tres sitios La Victoria (LV), presenta mucha vegetación en las riberas, El Congo
(EC) y La Damita Plantaciones (LDP), mientras el sitio de muestro Guantupi queda aislado de los
demás grupos debido que la flora principal está determinada por plantaciones de cacao, balsa, y ciclo
corto ( Rodríguez et al., 2022).
Dentro de los siete sitios de muestreo para la época seca con el método o técnica de captura red “D”,
el índice BMWP-CR describe valores mínimos de 114,0 y máximos de 162,0 determinado para los
sitios Toachi Chico y el Congo Intervenido respectivamente considerándose como agua de calidad
buena a excelente, datos que se relacionan parcialmente expuestos. Durante la valoración de la calidad
del agua del sitio La Bendición, municipio de Quibdó (Chocó-Colombia), obtuvo la puntuación del
BMWP' 114,0, por lo cual este sistema puede considerarse como oligotrófico, ya que presenta aguas
de buena calidad, no contaminadas o poco alteradas (Crispy, 2021).
El índice BMWP-CR expone valores de calidad de agua desde calidad buena, no contaminada
alteradas de manera sensible a Aguas de calidad excelente, dentro de los siete sitios de muestreo para
la época seca, similares a los datos obtenidos. En un estudio de calidad del agua del río Mojarrero de
la Provincia de Pichincha, que a través del uso de macroinvertebrados demostró que la cuenca alta que
la calidad del agua es aceptable, aunque levemente contaminada. En la cuenca media, los valores del
índice BMWP-CR señalan que aguas contaminadas, son de precaria calidad. A diferencia de la cuenca
baja donde el agua es de calidad muy buena, con aguas muy limpias. En el presente estudio describe
seis sitios con calidad de agua excelente a diferencia del sitio Toachi Chico debido a las
características únicas por la presencia de corrientes rápidas ya que se unen diferentes afluentes con
sedimentación rocosa única que promueve una mayor ausencia – presencia de familias de
macroinvertebrados (Labanda & Masache, 2022).
muestreo, dejándolo aislado en las agrupaciones. Los datos se relacionan con el presente estudio
donde el dendrograma determinaron tres sitios distribuidos de acuerdo a su similitud con el índice de
Jaccard donde la mayor similitud se muestra entre las unidades Toachi chico (TC), La Victoria
Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) debido que presenta vegetación arbustiva a las orillas
y pastizales, además de actividades ganaderas, agrícolas como la siembra de cultivos y agroforestales,
con respecto a los tres sitios La Victoria (LV), presenta mucha vegetación en las riberas, El Congo
(EC) y La Damita Plantaciones (LDP), mientras el sitio de muestro Guantupi queda aislado de los
demás grupos debido que la flora principal está determinada por plantaciones de cacao, balsa, y ciclo
corto ( Rodríguez et al., 2022).
Dentro de los siete sitios de muestreo para la época seca con el método o técnica de captura red “D”,
el índice BMWP-CR describe valores mínimos de 114,0 y máximos de 162,0 determinado para los
sitios Toachi Chico y el Congo Intervenido respectivamente considerándose como agua de calidad
buena a excelente, datos que se relacionan parcialmente expuestos. Durante la valoración de la calidad
del agua del sitio La Bendición, municipio de Quibdó (Chocó-Colombia), obtuvo la puntuación del
BMWP' 114,0, por lo cual este sistema puede considerarse como oligotrófico, ya que presenta aguas
de buena calidad, no contaminadas o poco alteradas (Crispy, 2021).
El índice BMWP-CR expone valores de calidad de agua desde calidad buena, no contaminada
alteradas de manera sensible a Aguas de calidad excelente, dentro de los siete sitios de muestreo para
la época seca, similares a los datos obtenidos. En un estudio de calidad del agua del río Mojarrero de
la Provincia de Pichincha, que a través del uso de macroinvertebrados demostró que la cuenca alta que
la calidad del agua es aceptable, aunque levemente contaminada. En la cuenca media, los valores del
índice BMWP-CR señalan que aguas contaminadas, son de precaria calidad. A diferencia de la cuenca
baja donde el agua es de calidad muy buena, con aguas muy limpias. En el presente estudio describe
seis sitios con calidad de agua excelente a diferencia del sitio Toachi Chico debido a las
características únicas por la presencia de corrientes rápidas ya que se unen diferentes afluentes con
sedimentación rocosa única que promueve una mayor ausencia – presencia de familias de
macroinvertebrados (Labanda & Masache, 2022).
pág. 7077
El índice EPT% expone valores de calidad de agua desde regular a buena, presentando valores de
regular dentro de siete sitios de muestreo, únicamente el Congo presento calidad de agua buena. La
Diversidad de macroinvertebrados acuáticos y calidad de agua estudiados en las diferentes quebradas
abastecedoras del municipio de Manizales en las estaciones 1 y 3 de la quebrada Romerales, tuvieron
calificación regular, la estación 2 de la quebrada Romerales y las estaciones 1 y 3 de la Quebrada
Olivares presentaron una buena calidad de agua y, finalmente, la estación 2 de la quebrada Olivares
presentó aguas de muy buena calidad (Labanda & Masache, 2022).
En los sitios de muestreo de la época seca de la zona norte del cantón Valencia, el índice IBF El
Salvador – 2010 se distribuye desde 4,07 en Guantupi hasta 5,11 en el Congo Intervenido que expone
valores de calidad de agua desde regular a muy buena, a diferencia de los valores expuestos, en la
determinación de la calidad del agua del estero Sapanal cantón Pangua, donde el índice IBF El
Salvador se distribuye desde 3,47 hasta 7,00 valores de calidad de agua desde excelente a
pobre(Jaramillo et al., 2025).
CONCLUSIONES
Se identificaron un total de 16 órdenes y 70 familias de macroinvertebrados acuáticos, encontrándose
con una alta diversidad de órdenes y familias los siguientes sitios La Damita Plantaciones (LDP),
Guantupi (GU), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) , debido a la presencia de
hábitat lotico con vegetación arbustiva a las orillas, actividades agrícolas y agroforestales en sitios
cercanos.
Los valores de los índices de diversidad de Shannon y Simpson dentro los siete sitios de muestreo
exponen valores elevados 2,856 y 0,9175 respectivamente en función de las familias identificadas
clasificándose dentro del área de estudio con una diversidad de macroinvertebrados acuáticos alta.
El mayor porcentaje de similaridad de especies se presentó en los sitios El Congo y la Victoria con el
80,60%, el análisis de conglomerados expuso la agrupación de tres clústers por encima del 48,8%,
fundamentalmente a que comparten micro habitad similares ya que sus cursos de agua presentan
secciones con corrientes rápidas y sedimentaciones rocosas y mucha vegetación rivereña.
El índice BMWP-CR puntualiza seis sitios con calidad de agua excelente a diferencia del sitio Toachi
Chico debido a las características únicas por la presencia de corrientes rápidas ya que se unen
El índice EPT% expone valores de calidad de agua desde regular a buena, presentando valores de
regular dentro de siete sitios de muestreo, únicamente el Congo presento calidad de agua buena. La
Diversidad de macroinvertebrados acuáticos y calidad de agua estudiados en las diferentes quebradas
abastecedoras del municipio de Manizales en las estaciones 1 y 3 de la quebrada Romerales, tuvieron
calificación regular, la estación 2 de la quebrada Romerales y las estaciones 1 y 3 de la Quebrada
Olivares presentaron una buena calidad de agua y, finalmente, la estación 2 de la quebrada Olivares
presentó aguas de muy buena calidad (Labanda & Masache, 2022).
En los sitios de muestreo de la época seca de la zona norte del cantón Valencia, el índice IBF El
Salvador – 2010 se distribuye desde 4,07 en Guantupi hasta 5,11 en el Congo Intervenido que expone
valores de calidad de agua desde regular a muy buena, a diferencia de los valores expuestos, en la
determinación de la calidad del agua del estero Sapanal cantón Pangua, donde el índice IBF El
Salvador se distribuye desde 3,47 hasta 7,00 valores de calidad de agua desde excelente a
pobre(Jaramillo et al., 2025).
CONCLUSIONES
Se identificaron un total de 16 órdenes y 70 familias de macroinvertebrados acuáticos, encontrándose
con una alta diversidad de órdenes y familias los siguientes sitios La Damita Plantaciones (LDP),
Guantupi (GU), La Victoria Intervenido (LVI) y el Congo Intervenido (ECI) , debido a la presencia de
hábitat lotico con vegetación arbustiva a las orillas, actividades agrícolas y agroforestales en sitios
cercanos.
Los valores de los índices de diversidad de Shannon y Simpson dentro los siete sitios de muestreo
exponen valores elevados 2,856 y 0,9175 respectivamente en función de las familias identificadas
clasificándose dentro del área de estudio con una diversidad de macroinvertebrados acuáticos alta.
El mayor porcentaje de similaridad de especies se presentó en los sitios El Congo y la Victoria con el
80,60%, el análisis de conglomerados expuso la agrupación de tres clústers por encima del 48,8%,
fundamentalmente a que comparten micro habitad similares ya que sus cursos de agua presentan
secciones con corrientes rápidas y sedimentaciones rocosas y mucha vegetación rivereña.
El índice BMWP-CR puntualiza seis sitios con calidad de agua excelente a diferencia del sitio Toachi
Chico debido a las características únicas por la presencia de corrientes rápidas ya que se unen
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diferentes afluentes loticos con sedimentación rocosa única lo que promueve una mayor ausencia –
presencia de familias de macroinvertebrados.
El índice EPT , expone valores de calidad de agua de regular dentro de seis sitios de muestreo,
únicamente el Congo presento calidad de agua buena debido a que este índice calcula la calidad de
agua con base en la riqueza de Ephemeroptera, Plecóptera y Trichoptera, siendo útil en la detección
de perturbaciones más sutiles.
IBF-SV-2010 expone valores de calidad de agua desde regular a muy buena, Interpretado desde aguas
con bastante contaminación orgánica probable hasta contaminación orgánica leve posible.
La diversidad de macroinvertebrados acuáticos en los siete sitios de muestreo en los ríos en la zona
norte del cantón Valencia de la provincia de Los Ríos mostraron diferencias significativas según la
prueba de t por lo cual se rechaza la hipótesis nula y se concede la alternativa: “existen diferencias
significativas en la diversidad de macroinvertebrados acuáticos y su relación con la calidad de agua en
los ríos muestreados”.
Se determinó la calidad de agua en el área de estudio desde regular hasta excelente con los índices
biológicos BMWP-CR, EPT% y IBF-SV-2010 como bioindicadores además de una diversidad de
macroinvertebrados acuáticos alta con una similitud del 48,8% de macroinvertebrados comunes en los
sitios de muestreo.
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
Alanya, C., & Carrera, V. (2023). Identificación de macroinvertebrados bentónicos y su relación con
la calidad del agua de la zona urbana de la subcuenca del rio Ichu, Huancavelica–2023
[Universidad Nacional de Huancavelica]. https://hdl.handle.net/20.500.14597/6250
Ali, S., Gao, J., Hussain, A., Rasool, A., Abdullah, S., & Ali, A. (2025). Ecological Integrity
Assessment of Alpine Lotic Ecosystems: A Case Study of a High-Altitude National Park in
Northern Pakistan. Water, 17(13), 1948. https://doi.org/10.3390/w17131948
Ángeles, M., Altamirano, J., Juarez-Contreras, L., Chichipe, E., Florida, J., & Rascón, J. (2024).
Ecological quality of the Jucusbamaba River, a high Andean urban river in northeastern Peru.
Environmental Advances, 17, 100584.
https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.envadv.2024.100584
diferentes afluentes loticos con sedimentación rocosa única lo que promueve una mayor ausencia –
presencia de familias de macroinvertebrados.
El índice EPT , expone valores de calidad de agua de regular dentro de seis sitios de muestreo,
únicamente el Congo presento calidad de agua buena debido a que este índice calcula la calidad de
agua con base en la riqueza de Ephemeroptera, Plecóptera y Trichoptera, siendo útil en la detección
de perturbaciones más sutiles.
IBF-SV-2010 expone valores de calidad de agua desde regular a muy buena, Interpretado desde aguas
con bastante contaminación orgánica probable hasta contaminación orgánica leve posible.
La diversidad de macroinvertebrados acuáticos en los siete sitios de muestreo en los ríos en la zona
norte del cantón Valencia de la provincia de Los Ríos mostraron diferencias significativas según la
prueba de t por lo cual se rechaza la hipótesis nula y se concede la alternativa: “existen diferencias
significativas en la diversidad de macroinvertebrados acuáticos y su relación con la calidad de agua en
los ríos muestreados”.
Se determinó la calidad de agua en el área de estudio desde regular hasta excelente con los índices
biológicos BMWP-CR, EPT% y IBF-SV-2010 como bioindicadores además de una diversidad de
macroinvertebrados acuáticos alta con una similitud del 48,8% de macroinvertebrados comunes en los
sitios de muestreo.
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS
Alanya, C., & Carrera, V. (2023). Identificación de macroinvertebrados bentónicos y su relación con
la calidad del agua de la zona urbana de la subcuenca del rio Ichu, Huancavelica–2023
[Universidad Nacional de Huancavelica]. https://hdl.handle.net/20.500.14597/6250
Ali, S., Gao, J., Hussain, A., Rasool, A., Abdullah, S., & Ali, A. (2025). Ecological Integrity
Assessment of Alpine Lotic Ecosystems: A Case Study of a High-Altitude National Park in
Northern Pakistan. Water, 17(13), 1948. https://doi.org/10.3390/w17131948
Ángeles, M., Altamirano, J., Juarez-Contreras, L., Chichipe, E., Florida, J., & Rascón, J. (2024).
Ecological quality of the Jucusbamaba River, a high Andean urban river in northeastern Peru.
Environmental Advances, 17, 100584.
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pág. 7079
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