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ISSN Versión en línea 1994-9073  
ISSN Versión CD ROM 1994-9081  
e Biologist (Lima), 2025, vol. 23 (2), 283-293  
o
VOL. 23.  
N
2, JUL-DIC 2025  
e Biologist (Lima)  
ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL  
ASSESSMENT OF THE WATER QUALITY OF THE LURÍN RIVER, LIMA,  
PERÚ, USING BIOTIC INDICES DURING THE HIGH-FLOW SEASON  
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA DEL RÍO LURÍN, LIMA, PERÚ,  
UTILIZANDO ÍNDICES BIÓTICOS DURANTE LA TEMPORADA DE CRECIDA  
Julio Zurita-Castillo1* & Gabriela Salinas-Espinoza1  
1
Facultad de Ciencias Naturales y Matemática, Universidad Nacional Federico Villarreal, Lima, Perú. juliozcastillo@gmail.  
com; gabrielasalinasespinoza@gmail.com  
* Corresponding author: juliozcastillo@gmail.com  
Julio Zurita-Castillo: https://orcid.org/0009-0009-3984-1193  
Gabriela Salinas-Espinoza: https://orcid.org/0009-0003-3576-3809  
ABSTRACT  
e water quality of the Lurín River, Lima, Peru, shows evidence of deterioration due to urban growth and the discharge  
of domestic and industrial effluents, which affect the ecological integrity of its lower basin. In this context, the present  
study aimed to evaluate water quality during the high-flow season using biotic indices based on benthic macroinvertebrates  
(BMI) as a complementary tool to conventional physicochemical and microbiological parameters. Six sampling stations  
were established along 5 km of the river channel, where macroinvertebrates were collected manually and with a Surber net  
(500 µm mesh), following a standardized protocol at each point. In the field, temperature, pH, electrical conductivity (EC),  
and dissolved oxygen (DO) were measured, and in the laboratory, thermotolerant coliforms (TTC) and Escherichia coli  
(Castellani & Chalmers, 1919) were analyzed. Organisms were identified to the family level, and the BMWP/Col, ASPT,  
ChIBF, and %EPT indices were calculated. In addition, Pearson correlation analyses, the Morisita–Horn similarity index,  
and the non-parametric Friedman test were applied to compare the indices. A total of 1479 individuals belonging to 11  
families were identified, with Leptohyphidae, Hydropsychidae, and Simuliidae being the most abundant. e BMWP/Col,  
ASPT, and ChIBF indices exhibited consistent patterns, whereas %EPT differed significantly according to the Friedman  
test. e evaluated stations complied with the Peruvian ECA–water standards for EC, pH, and DO, but not for TTC,  
and only E1 remained within the permitted limit for E. coli. e Morisita–Horn index revealed high similarity (>95%)  
among stations E1–E4 and E2–E5 relative to E3 and E6. Consistently, these two stations concentrated the lowest scores:  
E3 obtained the lowest classification according to the %EPT index, while E6 recorded minimum values in BMWP/Col,  
ASPT, and ChIBF. Overall, the results demonstrate that biotic indices constitute an effective and complementary tool for  
the ecological assessment of water quality in the lower Lurín River basin during high-flow periods.  
Keywords: Benthic macroinvertebrates – Water quality – BMWP/Col – ASPT – ChIBF – EPT  
Este artículo es publicado por la revista e Biologist (Lima) de la Facultad de Ciencias Naturales y Matemática, Universidad Nacional Federico Villarreal,  
Lima, Perú. Este es un artículo de acceso abierto, distribuido bajo los términos de la licencia Creative Commons Atribución 4.0 Internacional (CC BY  
4.0) [https:// creativecommons.org/licenses/by/4.0/deed.es] que permite el uso, distribución y reproducción en cualquier medio, siempre que la obra  
original sea debidamente citada de su fuente original.  
DOI: https://doi.org/10.62430/rtb20252322019  
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e Biologist Vol. 23, N 2, jul - dec 2025  
Zurita-Castillo & Salinas-Espinoza  
RESUMEN  
La calidad del agua del río Lurín, Lima, Perú presenta evidencias de deterioro por el crecimiento urbano y los vertimientos  
de efluentes domésticos e industriales, que afectan la integridad ecológica de su cuenca baja. En este contexto, el presente  
estudio tuvo como objetivo evaluar la calidad del agua durante la temporada de crecida mediante el uso de índices bióticos  
basados en macroinvertebrados bentónicos (MIB), como herramienta complementaria a los parámetros fisicoquímicos  
y microbiológicos convencionales. Se establecieron seis estaciones de muestreo a lo largo de 5 km del cauce, donde se  
recolectaron macroinvertebrados manualmente y con red Surber (malla 500 µm), aplicando un protocolo estandarizado  
en cada punto. En campo se determinaron la temperatura, pH, conductividad eléctrica (CE) y oxígeno disuelto (OD),  
y en laboratorio se analizaron los coliformes termotolerantes (CTT) y Escherichia coli (Castellani & Chalmers, 1919).  
Los organismos se identificaron hasta nivel de familia y se calcularon los índices BMWP/Col, ASPT, ChIBF y %EPT.  
Además, se realizaron análisis de correlación de Pearson, índice de similitud de Morisita-Horn y la prueba no paramétrica  
de Friedman para comparar los índices. Se identificaron 1479 individuos pertenecientes a 11 familias, siendo las más  
abundantes Leptohyphidae, Hydropsychidae y Simuliidae. Los índices BMWP/Col, ASPT y ChIBF mostraron patrones  
consistentes, mientras que el %EPT difirió significativamente según la prueba de Friedman. Las estaciones evaluadas  
cumplieron con los límites del ECA-agua para CE, pH y OD, pero no para CTT, y solo E1 se mantuvo dentro del límite  
permitido para E. coli. El índice de Morisita-Horn evidenció alta similitud (> 95%) entre las estaciones E1–E4 y E2–E5  
con respecto a E3 y E6. Coincidentemente, estas dos estaciones concentraron las puntuaciones más bajas: E3 obtuvo la  
calificación más reducida según el índice %EPT, mientras que E6 registró valores mínimos en BMWP/Col, ASPT y ChIBF.  
En conjunto, los resultados demuestran que los índices bióticos constituyen una herramienta eficaz y complementaria  
para la evaluación ecológica de la calidad del agua en la cuenca baja del río Lurín durante periodos de crecida.  
Palabras clave: Macroinvertebrados bentónicos - Calidad del agua - BMWP/Col – ASPT – ChIBF – EPT  
efectos combinados de los factores bióticos y abióticos de sus  
ecosistemas a lo largo del tiempo, ofreciendo una aproximación  
más representativa de la calidad del agua (Segnini, 2003;  
Roldán, 2016; Tampo et al., 2021; Vilca-Carhuapoma, 2022).  
Para ello, se requiere determinar la diversidad y abundancia  
de estos organismos y, a partir de dichos datos, aplicar índices  
bióticos (IB) que permitan clasificar la calidad del agua. Entre  
los IB mayormente empleados en la región de Sudamérica  
están el índice Biological Monitoring Working Party adaptado  
a Colombia (BMWP/Col), el índice Average Socore Per Taxon  
(ASPT), índice Biótico de Familias adaptado para Chile  
(ChIBF) y el índice Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera  
(%EPT) (Segnini, 2003; Figueroa et al., 2007; Pinilla et al.,  
2010; Canchapoma et al., 2016; Roldán, 2016; Cortelezzi &  
Paz, 2021; Vilca-Carhuapoma, 2022).  
INTRODUCCIÓN  
En el Perú, las actividades antrópicas, como las descargas de  
aguas residuales sin tratamiento de origen urbano e industrial,  
junto con la limitada gestión de la inversión pública en  
saneamiento (Dianderas, 2022), han generado una progresiva  
contaminación y pérdida de calidad en los recursos hídricos,  
representando un riesgo para la salud pública (Villena, 2018;  
Zárate-Cáceres et al., 2025). La evaluación de la calidad  
del agua en el país se basa principalmente en parámetros  
microbiológicos y fisicoquímicos (MINAM, 2017). A pesar  
de su utilidad, estos análisis proporcionan información  
temporalmente restringida y no siempre representan las  
dinámicas ecológicas del sistema, lo que puede limitar la  
interpretación ambiental a largo plazo; asimismo, su aplicación  
demanda recursos económicos y técnicos más elevados  
(Brousett-Minaya et al., 2018; Moulinec et al., 2025).  
Aunque algunos estudios realizados en la cuenca del río  
Lurín han evidenciado el potencial de los MIB como  
bioindicadores para la evaluación de la calidad del agua  
(Iannacone et al., 2013; Chumpitaz, 2017; Arana, 2019),  
la información científica disponible para esta cuenca sigue  
siendo limitada y concentrada en períodos específicos,  
sin un monitoreo sistemático entre estaciones. Por ello,  
diversos autores han señalado la necesidad de estudios  
continuos y estacionales que permitan profundizar en el  
conocimiento de la fauna acuática para desarrollar índices  
Una alternativa, ampliamente utilizada para evaluar la calidad  
del agua en diversas regiones del mundo, es el uso de los  
macroinvertebrados bentónicos (MIB) (Roldán, 2016;  
Cortelezzi & Paz, 2021; Vilca-Carhuapoma, 2022). Los MIB  
son organismos mayores a 0.5 mm que habitan el sustrato  
bentónico durante alguna etapa de su desarrollo (Roldan,  
2016; Rodríguez-Castillo et al., 2021); además, debido a  
sus características biológicas y ecológicas, logran integrar los  
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bióticos ajustados a la realidad ecológica local (Roldán,  
2016; Chumpitaz, 2017; Arana, 2019; Mathers et al.,  
2023). A esta problemática se suma que la normativa  
peruana vigente no contempla estos índices dentro de los  
Estándares de Calidad Ambiental para Agua (ECA-Agua),  
restringiendo su uso en programas oficiales de monitoreo  
y gestión ambiental (MINAM, 2017).  
Universidad Nacional Mayor de San Marcos (2014). Se  
establecieron seis estaciones de muestreo (E), distribuidas  
a lo largo de un tramo de 5 Km (E1, E2, E3, E4, E5 y E6)  
entre los 270 msnm y 355 msnm, y se georreferenciaron con  
ayuda de un GPS eTrex Vista® de la marca Garmin® (Tabla  
1). La elección de este sector respondió al interés de evaluar  
la respuesta biológica del ecosistema ante una dinámica  
hidrológica variable y su creciente presión antrópica debido  
al vertimiento de aguas residuales y la expansión urbana.  
El presente estudio tuvo como objetivo evaluar la calidad  
del agua de la cuenca baja del río Lurín, distrito de  
Cieneguilla, Lima, Perú, mediante la aplicación de los  
índices bióticos BMWP/Col, ASPT, ChIBF y %EPT,  
con el fin de complementar la información existente  
sobre los MIB durante la temporada de crecida (verano).  
Asimismo, se propuso valorar la utilidad de estos índices  
como herramientas complementarias para el monitoreo  
ambiental en este río.  
La recolecta se realizó en aguas corrientes y pozas, además  
de distintos sustratos (ramas, hojas, tallos sumergidos,  
entre otros). Cada submuestra fue tomada por duplicado,  
empleándose un esfuerzo de muestreo de una sola persona  
durante una hora.  
Se utilizó una red tipo surber compuesta por un marco de  
muestreo de 0,09 m2 y una malla de 500 µm de abertura  
para las recolectas. Para los otros tipos de sustratos, la  
recolección se realizó de manera manual retirando a los  
organismos presentes con ayuda de pinzas entomológicas.  
En cada estación se recolectaron muestras de agua y  
MIB siguiendo un protocolo uniforme para asegurar la  
comparabilidad de los resultados. Los organismos que no  
pudieron ser identificados en campo fueron trasladados  
en bolsas con cierre hermético o frascos de polipropileno  
con alcohol 70° y glicerina hasta el laboratorio (Vásquez  
& Medina, 2015).  
MATERIALES Y MÉTODOS  
La investigación se desarrolló en la cuenca baja del río  
Lurín, distrito de Cieneguilla, localizada al sur de Lima,  
Perú, durante el mes de febrero del año 2020, época  
correspondiente a la temporada de crecida del río.  
La evaluación de cada estación de monitoreo se realizó  
conforme al protocolo estandarizado elaborado por la  
Tabla 1. Datos y descripción de seis puestos de muestreo en la cuenca baja del río Lurín, Lima, Perú, febrero del 2020.  
Estación  
de mues-  
treo  
Coordenadas  
Sexagesimales  
Altitud  
(msnm)  
Descripción  
Ubicada aguas arriba del puente Panquilma. Presencia moderada de vegetación  
herbácea. Pastoreo a pequeña escala y casas aledañas. Presencia de peces y esca-  
sos residuos de origen humano.  
12,09411 S  
E1  
E2  
E3  
355  
333  
310  
76,77609 W  
12,10186 S  
76,7846 W  
Abundante presencia de vegetación herbácea. Sin presencia de viviendas aleda-  
ñas. Escasos residuos de origen humano.  
Moderada presencia de vegetación herbácea. Sin presencia de viviendas aleda-  
ñas. Se evidenció actividades recreativas y presencia moderada de residuos de  
origen humano y animal.  
12,10458 S  
76,79449 W  
Escasa presencia de vegetación herbácea. Sin presencia de viviendas aledañas.  
Se evidenció actividades recreativas y presencia moderada de residuos de origen  
humano y animal.  
12,10889 S  
E4  
E5  
E6  
288  
280  
270  
76,80061 W  
Abundante presencia de vegetación herbácea. Sin presencia de viviendas aleda-  
ñas. Se evidenció actividades recreativas y presencia moderada de residuos de  
origen humano y animal.  
12,11197 S  
76,80453 W  
Ubicada aguas arriba del puente Inca Molle. Escasa presencia de vegetación.  
Extensa actividad recreativa, presencia de bañistas y carpas. Abundantes resi-  
duos de origen humano. Presencia de pequeños peces.  
12,11919 S  
76,80928 W  
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La identificación de los MIB se efectuó hasta el nivel  
taxonómico de familia, utilizando claves especializadas de  
Roldán (1996), Domínguez & Fernández (2009) y Flores  
(2014). Se registró la abundancia total por familia y estación,  
y se calculó la riqueza taxonómica como el número total de  
familias presentes por sitio. Estos datos constituyeron la base  
para el cálculo de los índices bióticos empleados.  
Se aplicaron cuatro índices ampliamente utilizados en  
la evaluación de la calidad del agua: BMWP/Col, ASPT  
(Roldán & Ramírez, 2008), ChIBF (Figueroa et al., 2007)  
y el porcentaje de %EPT (Flores, 2014). Cada índice se  
calculó conforme a sus fórmulas originales y se le otorgó  
la clasificación correspondiente (Tabla 2).  
Tabla 2. Tabla resumen de clasificación de calidad del agua y su significado según los índices BMWP/Col, ASPT, %EPT  
y ChIBF.  
BMWP/  
Col  
Clase  
Calidad  
ASPT  
%EPT  
ChIBF  
Significado  
Aguas muy limpias  
> 150  
9,00-10,00  
8,00-8,99  
Muy bueno, no  
perturbado*  
I
Buena  
75-100  
0,00-3,75  
101-120  
Aguas no contaminadas  
Se evidencian  
efectos de la  
contaminación.  
Bueno, moderadamente  
perturbado*  
II  
Aceptable  
61‒100  
6,50‒7,99  
50‒74  
3,76-4,63  
Aguas moderadamente  
contaminadas  
III  
IV  
V
Dudosa  
Crítica  
36‒60  
16‒35  
<15  
4,50‒6,49  
3,00‒4,49  
1,00‒2,99  
25‒49  
10‒24  
<10  
4,64-6,12  
6,13-7,25  
7,26-10,00  
Regular, perturbado*  
Aguas contaminadas  
Malo, muy perturbado*  
Aguas  
fuertemente  
contaminadas  
Muy  
Crítica  
Muy malo, fuertemente  
perturbado*  
Nota: Tabla adaptada de Peña et al. (2019).  
Leyenda: *Corresponde al índice ChIBF.  
Se determinaron in situ los parámetros fisicoquímicos de  
temperatura, pH, conductividad eléctrica (CE) y oxígeno  
disuelto (OD), utilizando un multiparámetro portátil  
de la marca HACH® de origen estadounidense, modelo  
HQ40d, que se verificó antes de cada jornada, siguiendo  
los lineamientos de la Autoridad Nacional del Agua  
(2016). Adicionalmente, se analizaron los indicadores  
microbiológicos coliformes termotolerantes (CTT) y E. coli  
mediante la técnica de tubos múltiples (American Public  
Health Association, 2017). Para este estudio se tomó como  
referencia los valores más críticos dentro de la categoría  
3 del ECA-agua para determinar el cumplimiento de la  
norma: CE < 2500 µS/cm, pH 6,5–8,5 unidades de pH,  
OD ≥ 4 mg/L, CTT < 1000 NMP/100 mL y E. coli <  
1000 NMP/100 mL (MINAM, 2017).  
las clasificaciones de calidad del agua generadas por los  
distintos índices bióticos. Para este análisis se empleó la  
variable ordinal de clase, debido a que cada índice asigna  
categorías con magnitudes de valoración no equivalentes  
entre sí.  
Aspectos éticos. La investigación se desarrolló en  
cumplimiento estricto de los principios éticos nacionales  
e internacionales aplicables a estudios ambientales. Toda la  
información presentada corresponde íntegramente al trabajo  
de campo, procedimientos analíticos y resultados obtenidos  
por los autores. Las actividades de muestreo se realizaron  
sin intervenir áreas privadas ni generar alteraciones en el  
ecosistema evaluado, garantizando el respeto por el entorno  
natural y por las normativas locales vigentes.  
Para el análisis de abundancia, riqueza, similitud (índice  
de Morisita-Horn) y correlaciones se empleó el programa  
estadístico PAST, versión 4.02. La prueba no paramétrica  
de Friedman se aplicó utilizando el software estadístico  
InfoStat, versión 2017, con el fin de determinar si existían  
diferencias estadísticamente significativas (α < 0.05) entre  
RESULTADOS  
Se identificaron un total de 1479 individuos de MIB,  
distribuidos en 11 familias en las seis estaciones (Tabla  
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3). Las estaciones con mayor y menor abundancia fueron:  
E2 (498) y E1 (110). Las familias que presentaron mayor  
número de especímenes fueron: Leptohyphidae (686),  
Hydropsychidae (351) y Simuliidae (188). La riqueza para  
las estaciones E1 y E2 fue de 8 familias, para E5 y E6 fue  
de 7 familias y para la estación E3 y E4 fue de 6 familias.  
según el índice ASPT y %EPT, la estación E4 con 6,67  
y 88 puntos, respectivamente, y según ChIBF, la estación  
E1 con 4,20 puntos. La estación que menor puntuación  
obtuvo para los índices BMWP/Col, ASPT y ChIBF fue  
E6, con puntajes de 34, 4,86 y 5,07, respectivamente, y  
para el índice %EPT la estación con menor puntuación  
fue E3 con una puntuación de 63 (Tabla 4).  
Las estaciones que mejores puntuaciones obtuvieron fueron  
según el índice BMWP/Col, la estación E2 con 44 puntos;  
Tabla 3. Familias de macroinvertebrados bentónicos identificados en seis estaciones de muestreo de la cuenca baja del río  
Lurín, Lima, Perú, febrero del 2020.  
Estación  
Orden  
Coleoptera  
Familia  
Elmidae  
Total  
E1  
19  
0
E2  
60  
2
E3  
19  
0
E4  
6
E5  
12  
0
E6  
30  
0
146  
2
Coleoptera  
Diptera  
Hydrophilidae  
Ceratopogonidae  
Chironomidae  
Simuliidae  
0
1
0
0
0
0
0
1
Diptera  
0
60  
39  
214  
0
5
3
6
2
76  
Diptera  
1
84  
98  
0
7
28  
110  
2
29  
149  
0
188  
686  
3
Ephemeroptera  
Ephemeroptera  
Hemiptera  
Trichoptera  
Oligochaeta*  
Gastropoda*  
Total  
Leptohyphidae  
Oligoneuriidae  
Veliidae  
49  
0
66  
1
2
9
2
0
0
0
13  
Hydropsychidae  
Tubicidae  
36  
1
111  
0
92  
0
55  
0
50  
0
7
351  
2
1
Physidae  
1
3
0
0
5
2
11  
110  
498  
300  
138  
213  
220  
1479  
Leyenda: *Corresponde al nivel taxonómico de Clase.  
Con base en la matriz de distancia obtenida mediante el  
índice de Morisita-Horn, se identificaron dos agrupaciones  
claramente definidas: la primera conformada por las  
estaciones E1 y E4, y la segunda por las estaciones E2 y E5.  
Ambos grupos presentaron un nivel de similitud superior  
al 95%, lo que evidencia una alta correspondencia en la  
composición y estructura de las comunidades evaluadas.  
En contraste, las estaciones E3 y E6 mostraron los menores  
niveles de similitud, indicando una mayor diferenciación  
en su composición biológica. (Fig. 1).  
Tabla 4. Resultados de la riqueza y de los índices BMWP/Col, ASPT, ChIBF y %EPT de las seis estaciones de muestreo  
(E1 a E6) de la cuenca baja del río Lurín, Lima, Perú, febrero del 2020.  
Estación  
Índices  
E1  
E2  
E3  
E4  
E5  
E6  
Riqueza  
8
8
6
6
7
7
BMWP/Col  
ASPT  
43  
5,38  
4,2  
77  
44  
5,5  
4,99  
65  
38  
6,33  
4,92  
63  
40  
6,67  
4,29  
88  
43  
6,14  
4,87  
76  
34  
4,86  
5,07  
71  
ChIBF  
%EPT  
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Figura 1. Dendograma generado a partir de una matriz de distancias calculadas con el índice de Morisita-Horn entre seis  
estaciones de muestreo en la cuenca baja del río Lurín, Lima, Perú, febrero del 2020. E1: Estación 1; E2: Estación 2; E3:  
Estación 3; E4: Estación 4; E5: Estación 5; E6: Estación 6.  
En relación con las condiciones fisicoquímicas, todas las  
estaciones evaluadas cumplieron con los límites establecidos  
por el ECA-agua (MINAM, 2017) para CE, pH y OD. No  
obstante, ninguna estación cumplió con el valor permitido  
para CTT, y solo la estación E1 (920 NMP/100 mL) se  
mantuvo dentro del límite establecido para el parámetro  
de E. coli (Tabla 5).  
Tabla 5. Resultados fisicoquímicos y microbiológicos evaluados en las seis estaciones de muestreo de la cuenca baja del  
río Lurín, Lima, Perú, febrero del 2020.  
Estación  
Parámetro  
E1  
20,8  
7,92  
175,8  
8,07  
1700  
920  
E2  
E3  
E4  
E5  
E6  
Temperatura (°C)  
21,2  
8,01  
177,9  
8,06  
9200  
9200  
21,7  
7,98  
181,4  
8,19  
2200  
2200  
23,0  
7,97  
180,0  
7,95  
5400  
5400  
23,1  
7,94  
179,1  
7,93  
3500  
3500  
24,4  
7,93  
179,0  
7,84  
1100  
1100  
pH (unidades de pH)  
CE (µs/cm)  
OD (mg/L)  
Coliformes Termotolerantes (NMP/100mL)  
Escherichi coli (NMP/100mL)  
El análisis de correlación de Pearson evidenció relaciones  
claras entre las variables evaluadas. La temperatura presentó  
correlaciones negativas y significativas con el OD (r = –0,84;  
p < 0,05) y con la altitud (r = –0,95; p < 0,01). Asimismo,  
el pH se correlacionó positivamente con los CTT (r =  
0,82; p < 0,05) y con E. coli (r = 0,84; p < 0,05), lo que  
sugiere que las variaciones de acidez del agua podrían estar  
asociadas a la presencia de contaminación fecal.  
Se observó también una fuerte correlación positiva entre  
los CTT y E. coli (r = 0,99; p < 0,001), evidenciando  
consistencia entre ambos indicadores microbiológicos. Por  
otro lado, no se identificaron correlaciones significativas  
entre los parámetros fisicoquímicos y los índices bióticos  
BMWP/Col, ASPT, ChIBF y %EPT.  
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Water Quality of Lurín River Using Biotic Indices  
La prueba de Friedman mostró diferencias significativas en  
la forma en que los índices bióticos clasificaron la calidad  
del agua entre las estaciones de muestreo (χ² = 35,91;  
p < 0,0001). El análisis post hoc mostró que los índices  
BMWP/Col y ASPT no difirieron significativamente  
entre sí, lo que indica que ambos clasifican la calidad del  
agua de manera consistente dentro de la cuenca evaluada.  
Del mismo modo, tampoco se detectaron diferencias  
significativas entre ASPT y ChIBF, evidenciando que estos  
índices comparten un patrón de respuesta similar frente  
a las condiciones ambientales del río. En contraste, el  
índice %EPT presentó una clasificación significativamente  
diferente en comparación con los demás índices bióticos  
(p < 0,05), evidenciando un patrón de valoración que no  
coincide con el de las métricas multimétricas aplicadas.  
taxones tolerantes dentro del propio grupo o cuando la  
diversidad de órdenes complementarios es baja (Liu et al.,  
2024; Tubić et al., 2024). A nivel nacional, estudios en  
cuencas andinas peruanas han reportado discrepancias en  
el uso del %EPT. En la cuenca del río Vilcanota (Cusco),  
Quispe-Illa et al. (2024) encontraron que los valores del  
índice %EPT no reflejaban adecuadamente las diferencias  
de calidad del agua entre estaciones, particularmente en  
sectores donde la comunidad de macroinvertebrados estaba  
dominada por organismos menos sensibles y los órdenes  
EPT bajas abundancias. Por su parte, Vilca-Carhuapoma  
(2022) evidenció que los índices BMWP y ABI mostraban  
una mejor discriminación de la presión ambiental en estas  
estaciones, indicando que la capacidad del %EPT para  
detectar gradientes de contaminación depende fuertemente  
de la composición comunitaria y puede estar limitada por la  
presencia de especies tolerantes o por la escasa abundancia  
de órdenes sensibles en ecosistemas altoandinos.  
DISCUSIÓN  
El índice de Morisita–Horn respaldó la estructura de  
diferenciación ecológica observada entre las estaciones,  
mostrando agrupamientos consistentes (E1–E4 y E2–E5)  
con similitudes superiores al 95%, así como una marcada  
separación de E3 y E6. Esta organización espacial fue  
coherente con los valores obtenidos en los índices bióticos,  
donde E3 presentó los puntajes más bajos de %EPT y  
E6 los valores mínimos en BMWP/Col, ASPT y ChIBF.  
Estudios han confirmado que la integración de métricas  
de similitud comunitaria con IB mejora la capacidad para  
identificar la segmentación ecológica asociada a presiones  
ambientales en ríos de la región central del país (Merino-  
Velasco et al., 2023; Quispe-Illa et al., 2024).  
La abundancia total registrada en el presente estudio (1479)  
y la riqueza relativamente homogénea entre estaciones  
(6-8 familias) reflejan un ensamblaje moderadamente  
diverso, pero condicionado por la dinámica hidrológica de  
la temporada de crecida. Distintos estudios reportan que los  
periodos de mayor caudal generan inestabilidad del sustrato,  
arrastre de material fino y reducción de microhábitats,  
provocando una disminución en abundancia y riqueza  
respecto al estiaje (Flores & Huamantinco, 2017; Pascual  
et al., 2019: Mathers et al., 2023; Sun et al., 2024). Esto  
concuerda con lo observado en el río Lurín, donde los  
valores registrados son inferiores a los obtenidos en estudios  
previos realizados en periodos de transición o estiaje  
(Iannacone et al., 2013; Chumpitaz, 2017), reforzando  
que la estación del año tiene un efecto clave en la estructura  
de las comunidades bentónicas.  
A nivel internacional, Sun et al. (2024) mostraron que los  
índices multimétricos reproducen con mayor precisión los  
gradientes de perturbación en ríos subtropicales sometidos  
a fluctuaciones estacionales, mientras que métricas  
univariadas como %EPT exhiben respuestas inconsistentes.  
En conjunto, estos hallazgos confirman que los índices  
multimétricos, al integrar múltiples dimensiones de la  
comunidad bentónica, ofrecen una representación más  
estable y robusta del gradiente de perturbación en sistemas  
como el río Lurín, donde la dinámica estacional es un  
factor dominante.  
La discrepancia evidenciada por la prueba de Friedman  
en la manera en que los índices BMWP/Col, ASPT y  
ChIBF clasifican la calidad del agua del río Lurín respecto  
al %EPT puede explicarse porque este último depende  
exclusivamente de la proporción de tres órdenes sensibles  
como Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera (EPT).  
En cuencas neotropicales con marcada estacionalidad  
o con dominancia de determinadas familias, como lo  
observado en este estudio, donde grupos tolerantes dentro  
de los EPT fueron abundantes, el %EPT tiende a reflejar  
más las variaciones locales de abundancia y fenología  
que un gradiente real de contaminación. Esta respuesta  
ecológica ha sido ampliamente reportada en estudios  
internacionales, donde se señala que, aunque el %EPT  
es una métrica útil para detectar degradación general,  
su capacidad discriminatoria disminuye cuando existen  
La marcada dominancia de Leptohyphidae, Hydropsychidae  
y Simuliidae durante la temporada de crecida en el río  
Lurín revela un ensamble bentónico característico de  
sistemas sometidos a perturbaciones orgánicas moderadas  
y alta dinámica hidrológica, patrón coherente con lo  
reportado para ríos tropicales y andinos (Cortelezzi &  
Paz, 2023; Sun et al., 2024). Leptohyphidae, aunque  
parte del conjunto EPT, incluye especies moderadamente  
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Zurita-Castillo & Salinas-Espinoza  
tolerantes capaces de persistir en condiciones variables  
de oxigenación y carga orgánica (Figueroa-León, 2017;  
Liu et al., 2024). Hydropsychidae, filtradores asociados  
al incremento de materia orgánica en suspensión, suele  
incrementar su frecuencia en zonas con aportes recreativos  
y descargas difusas (Ricoy-Llavero et al., 2020; Nuñez  
& Fragoso-Castilla, 2022), mientras que Simuliidae,  
tradicionalmente considerados indicadores de aguas bien  
oxigenadas, han mostrado tolerancia a ambientes con  
elevada carga bacteriana, siempre que exista turbulencia  
suficiente (Docile et al., 2015; Tubić et al., 2024). Esto  
evidencia que los organismos más abundantes del río Lurín  
actúan como indicadores de un ecosistema alterado, pero  
funcional, donde las perturbaciones no han alcanzado  
niveles suficientes para desplazar por completo a los grupos  
sensibles, pero sí para permitir la proliferación de familias  
tolerantes.  
forma directa en una reducción drástica de la riqueza o  
abundancia de grupos sensibles.  
Los resultados del río Lurín coinciden con últimos estudios  
que indican que la interacción entre factores químicos y  
biológicos es más compleja durante la temporada de crecida,  
cuando el arrastre de sedimentos, la dilución y la turbulencia  
generan condiciones temporales que pueden enmascarar  
procesos de contaminación orgánica (Mathers et al., 2023;  
Liu et al., 2024). Por ello, los parámetros fisicoquímicos  
deben interpretarse como indicadores complementarios,  
pero no suficientes, particularmente en sistemas donde las  
presiones recreativas y domésticas son intermitentes pero  
persistentes, como en la cuenca baja del río Lurín.  
Por otra parte, algunos estudios también han señalado  
limitaciones en la aplicación de los índices bióticos. Según  
Moulinec et al. (2025), el empleo de índices diseñados en  
otras regiones puede generar evaluaciones sesgadas cuando  
se aplican en sistemas sometidos a marcadas variaciones  
estacionales o a presiones humanas irregulares, como suele  
ocurrir en muchos ríos de la costa y sierra peruana. De  
forma complementaria, Cortelezzi & Paz (2023) señalan  
que en América Latina aún persisten importantes vacíos  
metodológicos, debido a la escasez de programas de  
monitoreo prolongados que permitan generar valores de  
referencia propios para ecosistemas tropicales y andinos.  
Por otro lado, la correlación positiva entre el pH y los  
indicadores microbiológicos (CTT y E. coli) sugiere  
que la actividad antrópica cercana al cauce podría  
estar modificando las características químicas del agua.  
Investigaciones desarrolladas en ríos de la costa y sierra  
peruana han señalado que los vertimientos recreativos y  
domésticos tienden a incrementar el pH debido a la mezcla  
de aguas residuales con detergentes y materia orgánica,  
generando patrones similares a las observadas en este estudio  
(Zárate-Cáceres et al., 2025). Por su parte, Medina-Silva et  
al. (2021), encontraron la presencia de familias sensibles  
a la contaminación en estaciones con presencia de CTT  
lo que evidencia cómo ciertos taxones pueden persistir  
bajo condiciones de contaminación moderada, hallazgos  
que coinciden con lo encontrado en el río Lurín. Del  
mismo modo, estudios en Colombia y Chile muestran  
que elevaciones en el pH vinculadas a descargas puntuales  
suelen acompañarse de aumentos en la carga bacteriana,  
reflejando procesos de degradación orgánica tempranos  
(Cortelezzi & Paz, 2023).  
En conclusión, los macroinvertebrados bentónicos  
demostraron ser una herramienta útil para evaluar la  
calidad del agua en la cuenca baja del río Lurín durante la  
temporada de crecida. Aunque los parámetros fisicoquímicos  
regulados se mantuvieron dentro de los límites permitidos,  
las diferencias entre los índices bióticos revelaron señales  
tempranas de alteración ecológica. La presencia dominante  
de grupos moderadamente tolerantes y la discrepancia  
entre el %EPT y los índices multimétricos muestran que  
la respuesta biológica del río es compleja y no siempre  
coincide con la normativa vigente. Por ello, se recomienda  
adaptar los valores de referencia de los índices BMWP/  
Col, ASPT y ChIBF a las características propias de los ríos  
costeros peruanos, con el fin de obtener evaluaciones más  
precisas y representativas.  
Sin embargo, un hallazgo relevante del presente estudio es la  
ausencia de correlaciones significativas entre los parámetros  
fisicoquímicos (pH, CE, OD y temperatura) y los índices  
bióticos aplicados. Esto sugiere que las comunidades de  
macroinvertebrados están integrando perturbaciones  
crónicas que no necesariamente se detectan mediante  
mediciones puntuales. Moulinec et al. (2025) indican  
que, en escenarios donde los parámetros fisicoquímicos  
se mantienen dentro de rangos normativos, como lo  
registrado durante este estudio, la biota puede mostrar  
señales de estrés ecológico antes de que los indicadores  
químicos se desvíen de los límites regulatorios. Esto  
concuerda con la presencia de valores microbiológicos  
elevados en varias estaciones, sin que ello se traduzca de  
Author contributions: CRediT (Contributor Roles  
Taxonomy)  
JZC = Julio Zurita-Castillo  
GSE = Gabriela Salinas-Espinoza  
Conceptualization: JZC  
Data curation: JZC  
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Water Quality of Lurín River Using Biotic Indices  
Formal Analysis: JZC  
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Received October 14, 2025.  
Accepted November 25, 2025.  
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