Todas las comunidades bentónicas dependen de un suministro de energía para sus actividades. En la mayoría de los sistemas terrestres la energía es producida in situ por la fotosíntesis de las plantas. En las comunidades acuáticas, la entrada de energía autóctona se debe a la fotosíntesis de las plantas acuáticas y del plancton microscópico. Sin embargo, una parte sustancial de la materia orgánica (recurso energético) de tales comunidades entra al sistema como materia orgánica muerta proveniente de la ribera (Arenas, 1978).

En los ríos, la mayor fuente de energía pareciera provenir desde afuera del sistema (e.g. árboles caídos, hojas, materia orgánica muerta) la cual es aprovechada por la macrofauna y microfauna existente en el lugar, no solo como alimento, sino que también como sitios de refugios y de colonización por parte de la macrofauna existente. Esto adquiere gran relevancia a la hora de apreciar el sistema como un conjunto de oportunidades para aprovechar la energía que está disponible.

Así, vemos que la deriva de macroinvertebrados bentónicos en la columna de agua está estrechamente vinculada a la disponibilidad de nuevos hábitats y de variables tales como el alimento (detritus y/o materia organica), perifiton (incluye bacterias, hongos, larvas y ninfas de insectos y especialmemente algas del tipo de las diatomeas y clorófitas), pero como ya se ha mencionado el principal factor es el sustrato por ser el medio físico inmediato para la colonización (Rabeni & Minshall, 1977; Minshall & Minshall, 1977; Reice, 1980; Wohl et al., 1995; Matthaei et al., 1996; Figueroa, 1999; Figueroa et al. 2006)

Esta deriva de organismos en la columna de agua resulta ser una fuente importante de energía para otros de mayor tamaño como los peces, los cuales se ven directamente beneficiados al aprovechar este mecanismo de colonización y obtener parte importante de su estrategia dietaria, sobretodo en las etapas juveniles, dado que los adultos incluyen como parte importante de su alimento a otros peces más pequeños, además de las larvas de los insectos que derivan. Variados estudios de relaciones tróficas de peces en nuestro país confirman esto último: Campos et al. (1974); Arenas (1978); Bahamondes et al. (1979); Artigas et al. (1985); Traba & Rios (1985-86); Ruiz et al. (1992); Ruíz (1993); Campos et al. (1993); Ruiz et al. (1993); Habit et al. (1998); Vila et al. (1999); Berrios et al. (2002) y Palma et al. (2002).

Por otra parte, en términos de nicho ecológico (Hutchinson, 1957), los factores abióticos limitan el tamaño y forma del nicho fundamental de los organismos. Ningún organismo tolera todas las condiciones ambientales existiendo límites en cuanto a las tolerancias abióticas, y cuando los nichos de ciertos organismos son ocupados por otros, se expresan entonces las interacciones biológicas. Los organismos responden a la presencia de sus semejantes, logrando un equilibrio dentro de un hábitat particular. Tales densidades reflejan la habilidad de los organismos en detectar la presencia de "otros" y colonizar hábitats disponibles (Peckarsky, 1979; Peckarsky & Dodson, 1980).

La heterogeneidad del hábitat fluvial se considera actualmente como uno de los principales factores de influencia de la riqueza de especies de invertebrados acuáticos (Voelz & McArthur, 2000) dado que la colonización y el establecimiento de las comunidades de estos en aguas corrientes, ocurre principalmente donde existe algún tipo de sustrato que ofrezca refugio y espacio para ello (e.g. troncos caídos, Thorp et al., 1985). El tamaño de la partícula del sustrato es un factor que determina la estructura comunitaria de los organismos (Rabeni & Minshall, 1977; Minshall & Minshall, 1977; Reice, 1980; Minshall, 1984) al grado que muchos de estos presentan adaptaciones morfológicas y fisiológicas dependientes de las preferencias del sustrato para vivir en estos ambientes.

Estudios de este tipo comenzaron hace décadas, principalmente en el hemisferio Norte con los primeros trabajos de Cummins (1973, 1974) y de Vannote et al. (1980), quienes adaptaron la distribución y conducta de las comunidades acuáticas a un concepto geomorfológico-ecofuncional a través del modelo de "Río continuo", el cual predice la distribución de las comunidades de macroinvertebrados destacando su importancia en la transformación del material alóctono capturado en el flujo de energía presente en el sistema a manera general. Newbold et al. (1982) propone el concepto de espiral de los recursos (nutrientes), donde básicamente se intenta predecir que tan rápido los nutrientes son reciclados (tasa de reciclaje) cuando un disturbio se produce en el sistema: si la productividad en un lugar determinado es alta, entonces el largo del espiral decrece.

Son pocos los estudios que han intentado responder a la interrogante de lo que estaría ocurriendo en los sistemas acuáticos en cuanto a flujos de energía se refiere, y menos aún, qué papel tienen las comunidades de macroinvertebrados presentes en ellas para cada sistema en particular (Poepperl, 2003). En Chile no existen estudios publicados al respecto, encontrándonos entonces con una ausencia absoluta. Sin embargo, existen aproximaciones con estudios que han tratado de discernir los procesos que estarían gobernando la distribución y abundancia de los organismos dulceacuícolas, y si existen patrones que identifiquen estos procesos, entre los que podemos mencionar a Campos et al., 1974; Campos et al., 1984; Artigas et al., 1985; Ruiz et al., 1992; Campos et al., 1993; Valdovinos et al., 1993; Arenas, 1995; Figueroa et al., 2000; Bertrán et al., 2001; Berrios et al., 2002 y Palma et al., 2002, los cuales constituyen una base importante para comenzar a entender de manera integral el funcionamiento de nuestros sistemas y la integridad ecológica de estos.

En las redes tróficas fluviales es bien conocido el rol que desempeñan las comunidades de macroinvertebrados, produciendo el mayor flujo de energía en estos ecosistemas (Cummins, 1992; Jonhson et al., 2001) influenciando los niveles tróficos mayores (Wallace et al., 1997). Además, sus procesos productivos pueden ser entrelazados con importantes procesos de materia y ciclos de nutrientes dentro de los ecosistemas (Fitcher et al., 1982). En este sentido, Merritt & Cummins (1996) compilaron las distintas maneras de alimentarse como "grupos tróficos funcionales" (GTF), los que son utilizados de acuerdo a su proporción en el sistema como un índice que correlaciona los diferentes hábitats funcionales y clasifica los ecosistemas acuáticos.

La producción es uno de las mayores vías de flujos de energía a través de los ecosistemas (Waters, 1977) y provee la mejor medida de relacionar a los organismos con los flujos de energías en los ecosistemas (Wallace et al., 1997) y sus ciclos de vida (Perán et al., 1999). En este sentido la producción secundaria puede ser utilizada para medir este flujo energético (Buffagni & Comin, 2000), el cual es la tasa de formación de biomasa heterotrófica (Benke, 1996) y que puede ser medida como la relación entre la productividad y la biomasa (Baer et al., 2001), la que puede decrecer en el tiempo mostrando una reducción del flujo de energía en la estructura comunitaria (Niell, 1979).

La producción secundaria es la formación de biomasa heterotrófica "a través del tiempo" (Benke 1993), y su magnitud y dinámica esta directamente relacionada en función de otros aspectos de la bioenergía (o flujo de energía biológica). Para poder entender el concepto de producción secundaria, es importante entender la relación existente entre la producción y la biomasa. La biomasa es una medida que indica cuanta masa de una población o comunidad esta presente en un lugar y en un tiempo específico (o el promedio de varios otros períodos de tiempo), y su unidad es masa por unidad de área (e.g. g m^-2). Producción, por otro lado, es un flujo (e.g. m^-2 año^-1). Producción dividido por biomasa (P/B) es entonces una tasa medible y que puede ser calculada de manera anual, mensual, semanal, diaria, etc (Benke, 1996).

Bajo estas premisas se han desarrollado técnicas y métodos de muestreo en ríos para evaluar la calidad biológica en función de los macroinvertebrados (listas de especies, grupos tróficos funcionales, producción secundaria entre otros) (Barbour et al., 1999; Bonada et al., 2002) y de su entorno (aspectos físicos del cauce y de la ribera) mediante el uso de índices especialmente diseñados para ello: el índice de Hábitat Fluvial (IHF) y el índice de Bosque de Rivera (QBR) (Pardo et al., 2002; Suarez et al., 2002). Hasta ahora estos índices de la calidad del entorno han sido correlacionados con los invertebrados acuáticos presentes en los lugares de estudio a manera de establecer la calidad de todo el sistema de forma integrada (el cuerpo acuático y ribereño abiótico incluyendo el componente biótico) con buenos resultados (Bonada et al., 2002, Palma et al. 2009), por lo que entrega una idea clara de la relación existente entre la calidad del entorno y la producción secundaria existente en el sector.