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Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján:
Efectos sobre el fitoplancton
María Candelaria Plataroti
Directora: Dra. Ines O´Farrell
Seminario de Licenciatura en Ciencias Biológicas
Departamento de Ecología, Genética y Evolución
Facultad de Ciencias Exactas y Naturales
Universidad de Buenos Aires
2010
ÍNDICE
RESUMEN ……………………………………………………………………... 1
INTRODUCCIÓN ……………………………………………………………… 2
OBJETIVOS ……………………………………………………………………. 7
HIPÓTESIS …………………………………………………………………….. 7
MATERIALES Y MÉTODOS …………………………………………………. 8
Área de estudio …………………………………………………………. 8
Diseño de muestreo y metodología …………………………………….. 10
Análisis estadístico ……………………………………………………... 14
RESULTADOS ………………………………………………………………… 16
Variables hidrológicas ………………………………………………….. 16
Variables físico-químicas ………………………………………………. 17
Fitoplancton …………………………………………………………….. 32
Análisis multivariado …………………………………………………… 37
DISCUSIÓN ……………………………………………………………………. 43
Variables hidrológicas y físico-químicas ………………………………. 43
Fitoplancton …………………………………………………………….. 49
CONCLUSIONES ……………………………………………………………… 53
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS …………………………………………. 55
AGRADECIMIENTOS ………………………………………………………… 61
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
1
RESUMEN
Los estudios sobre la calidad del agua del río Luján muestran un aumento del
deterioro del curso de agua hacia su desembocadura. Si bien el Partido de Pilar presenta
un acentuado crecimiento poblacional e industrial desde hace ya varios años, la
información sobre esta sección del río es escasa. Con el objetivo de completar el
escenario para la cuenca, en este trabajo se caracterizó y determinó la calidad del agua
del tramo medio del río Luján que atraviesa el partido de Pilar.
Se realizaron muestreos mensuales durante el período comprendido entre los
meses de mayo a diciembre de 2007, en cinco sitios localizados en el cauce principal del
río Luján y dos sitios adicionales en los arroyos Las Flores y Carabassa. Se analizaron
in situ y en el laboratorio parámetros físico-químicos y se estudió la estructura y
dinámica del fitoplancton.
Los 3 cursos estudiados presentaron marcadas diferencias respecto a la calidad
del agua: el arroyo Las Flores resultó el curso de agua con menor grado de deterioro,
mientras que el arroyo Carabassa se encuentra fuertemente impactado por
contaminación orgánica, presentando elevadas concentraciones de nitrógeno amoniacal
y máximos valores de densidad de Cyanophyta y Nitzschia palea (Kz.) W. Smith y N.
umbonata (Ehr.) Lang-Bert, especies con gran tolerancia a la contaminación con
materia orgánica. El cauce principal presentó en todo el tramo estudiado valores de
contaminación moderada, con un aumento del deterioro en dirección aguas abajo.
Se detectaron dos patrones de variación definidos. Un patrón espacial asociado a
la acción antropogénica y un patrón temporal relacionado con las variaciones
estacionales. La interacción de ambos patrones determina la calidad del agua y el grado
de eutroficación de los cursos estudiados. El cauce principal presentó un patrón de
variación espacial asociado a un aumento de la contaminación orgánica y el estado
trófico en dirección aguas abajo, reflejado en el incremento de valores de Demanda
Bioquímica de Oxígeno, Demanda Química de Oxígeno, fosfatos y amonio; y un patrón
de variación estacional donde la calidad del agua se deteriora al aumentar la temperatura
y disminuir las precipitaciones y el caudal del río, provocando así el incremento de la
conductividad, sólidos totales, nitritos y disminución del oxígeno disuelto.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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INTRODUCCIÓN
Los cursos de agua presentan una gran variabilidad espacial y temporal de las
condiciones físicas y químicas que de forma conjunta le confieren carácter y sostén a
sus comunidades y servicios. La mejor manera de conservar tanto los procesos como la
biodiversidad de estos ecosistemas de agua dulce se basa en la comprensión y
preservación de las características fundamentales que definen a cada sistema (Braga,
2000). Paradójicamente, los sistemas lóticos son los receptores finales de todas las
sustancias contaminantes de origen natural o antropogénico (Salibián, 2006), en
particular, el hombre utiliza a los ríos para eliminar residuos líquidos (Smith et al.,
1999). De esta forma la urbanización, la industrialización y las actividades relacionadas
con la agricultura y ganadería afectan severamente la calidad de los cursos de agua. Los
efectos de la contaminación modifican no sólo las propiedades físico-químicas, sino
también los patrones espaciales y temporales de las comunidades vegetales y animales
de los sistemas receptores (Domínguez y Fernández, 1998).
Las fuentes de contaminación que afectan los cursos de agua pueden clasificarse
en puntuales y difusas. Las primeras descargan sustancias contaminantes desde sitios
acotados y definidos (por ej: plantas de tratamiento cloacal e industrial), y son
fácilmente monitoreadas y controladas. Por el contrario, un aporte difuso o no puntual
proviene de un área extensa de tierra (por ej: el uso de fertilizantes derivados de
nitrógeno y fósforo), siendo dificultoso su monitoreo y regulación. La contribución
relativa de ambas fuentes a un curso de agua depende de la densidad poblacional y del
uso de la tierra en la zona de estudio (Carpenter et al., 1998; Smith et al., 1999).
El nitrógeno y fósforo provenientes de fuentes contaminantes puntuales y
difusas, son transportados hasta los sistemas acuáticos a través de lluvias, aguas
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subterráneas, drenaje y vertidos de efluentes industriales y cloacales (U.S. EPA, 2000).
Su aporte excesivo causa la eutroficación de los sistemas receptores, provocando
profundos efectos negativos sobre la calidad de los mismos. Entre estos cabe destacar
la pérdida de la biodiversidad acuática, el crecimiento excesivo de algas que provocan la
disminución de la transparencia de la columna de agua, cambios en la composición
específica algal, aumento del pH, depleción del oxígeno disuelto e incremento de la
mortandad de peces (Carpenter et al., 1998; Hilton et al., 2006; Smith et al., 1999;
Smith, 2003).
Como ocurre en los sistemas lénticos, los cursos de agua también sufren
procesos de eutroficación (Soares et al., 2007; Smith et al., 1999). El estado trófico de
un cuerpo de agua ha sido definido por diversos autores principalmente a partir de la
biomasa fitoplanctónica, la producción primaria y el contenido del nutrientes (Van Dam
et al., 1994). Sin embargo, en ríos y arroyos de llanura el exceso de nutrientes ejerce
menor influencia sobre el crecimiento del fitoplancton, debido a que estos sistemas
presentan gran cantidad de sólidos en suspensión que disminuyen la penetración de la
luz en la columna de agua, limitando el crecimiento del fitoplancton y reduciendo la
concentración de clorofila a (Dodds y Welch, 2000; Reynolds et al., 1994; Smith et al.,
op. cit.). De modo que el estado trófico de estos cursos de agua está influenciado no
sólo por la concentración de nutrientes (N y P), sino además por la luz, fuentes externas
de carbono y las características hidrológicas del mismo (Dodds, 2007). Según Dodds et
al. (1998), los sistemas lóticos con elevada concentración de nutrientes (Nitrógeno Total
(NT) > 1500 µg/l y Fósforo Total (PT) > 75 µg/l) pueden considerarse eutróficos, una
concentración moderada (700 < NT < 1500 µg/l, 25 < PT < 75 µg/l) mesotróficos y
baja (NT < 700 µg/l y PT < 25 µg/l) oligotróficos.
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La eutroficación cultural o antropogénica es uno de los factores principales de
deterioro de los cursos de agua de muchos países. Por ejemplo, el 60% de los ríos que
presentan algún grado de deterioro en Estados Unidos se ven afectados por este proceso
(U.S. EPA, 1996).
En el territorio argentino, la disponibilidad de agua superficial supera los 260.00
m3/s como valor promedio anual, donde el 84 % del aporte hídrico corresponde a la
cuenca del Plata (Pochat, 1998). El uso de la tierra en las zonas agrícola-ganadera
comprendidas en esta cuenca es elevado y el consecuente aporte de nutrientes a los
cursos de agua no ha sido cuantificado. Además, grandes tributarios de la cuenca del
Plata reciben efluentes industriales y cloacales o tienen contacto con depósitos de basura
que provocan el deterioro de los mismos en su recorrido urbano, aguas abajo de estos
focos de contaminación y en una franja de ancho variable que acompaña la costa del
curso de agua (Morello et al., 1997). El 90 % de los desechos producidos por la
actividad industrial en nuestro país es vertido, sin tratamiento alguno, directamente a
cuerpos de agua (Salibián, 2006).
El monitoreo de la calidad de agua de ríos frecuentemente se basa en el estudio
de una serie de parámetros físicos y químicos. Esta modalidad tiene como ventaja una
rápida obtención de resultados y como desventaja un diagnóstico de las condiciones del
sistema que puede resultar incompleto e inexacto, ya que la presencia de los
contaminantes en el medio puede no coincidir con el momento de la toma de muestras
(Abel, 1996). Así, los resultados obtenidos no representan la historia de lo ocurrido en
ese curso de agua, sino el estado del mismo en un momento particular.
El estudio de una comunidad biológica integra los parámetros bióticos y
abióticos que influencian su hábitat y provee un registro continuo de la calidad del
ambiente (Lowe y Pan, 1996; Margalef, 1983). McCormick y Cairns (1994) afirman
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que las algas proveen información única sobre la condición del ecosistema, respecto al
resto de los organismos utilizados como indicadores. Además, son sensibles a un
amplio rango de contaminantes y responden rápidamente a cambios de las condiciones
ambientales, pudiendo así ser utilizados como indicadores ante condiciones incipientes
de deterioro del cuerpo de agua.
En nuestro país, el monitoreo de la calidad de los sistemas lóticos de forma
regular e integral es limitada (Salibián, 2006); un gran número de los trabajos que
abordan la contaminación acuática se refieren a cursos ubicados en la Provincia de
Buenos Aires. Muchos de estos estudios analizan la estructura y dinámica del
fitoplancton en relación a parámetros físico-químicos y el grado de deterioro de la
calidad del curso de agua (Loez y Salibián, 1990; Olguín y Loez, 1996; Olguín et al.,
2004; Castañé et al., 1998; Conforti et al., 1995; Mercado y Gómez, 2000 y Mercado,
2003).
En particular en el río Luján (Pcia. de Buenos Aires), existen numerosos
estudios sobre la calidad del agua que analizan la contaminación en base a variables
físico-químicas (Andrade, 1986; Feijóo et al., 1999; Giorgi et al., 1999; Lombardo et
al., 2009). Los trabajos que encaran el estudio de la calidad del agua de forma integral,
es decir incorporando al análisis la ecología de una comunidad biológica, son escasos.
Dentro de estos estudios el fitoplancton ha sido reiteradamente utilizado como indicador
de contaminación de este río de llanura. En los tramos superior y medio del río Luján,
se destaca el estudio realizado por del Giorgio et al. (1991) que relaciona el grado de
contaminación en el cauce principal con los cambios progresivos en la estructura del
fitoplancton, utilizando índices biológicos y análisis multivariados. Por otro lado, en el
tramo inferior del río, O´Farrell et al. (2002) evaluaron la calidad del agua analizando la
relación entre la estructura y dinámica del fitoplancton y las variables físico-químicas
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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del cauce principal y algunos de sus tributarios. Este último trabajo incorporó
bioensayos de toxicidad con Selenastrum capricornutum Printz, combinando así
distintas aproximaciones para lograr una correcta diagnosis del estado del río.
Los estudios mencionados analizan la calidad del agua del río Luján tanto aguas
arriba como aguas abajo del Partido de Pilar; si bien esta zona del conurbano presenta
un acentuado crecimiento poblacional e industrial desde hace ya varios años, la
información sobre esta sección del río es escasa. Momo et al. (2003) plantean dos
zonas de alto deterioro en la cuenca del río Luján: la primera, desde Mercedes hasta
Luján, debido principalmente a contaminación orgánica y el segundo tramo se ubica
aguas abajo de Pilar, en este caso el origen de esta degradación se debe al vertido de
residuos urbanos e industriales. Estos autores afirman que el tramo del río que se ubica
entre Luján y Pilar está básicamente eutroficado, con productividades altas y
esporádicos episodios de anoxia asociados a las fluctuaciones anuales de temperatura y
carga orgánica.
En esta tesis se abordará el estudio de las condiciones del río en la zona del
Partido de Pilar, de forma tal de completar el escenario de la calidad del agua de este
curso fluvial del conurbano norte.
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OBJETIVOS:
- Caracterizar la sección del tramo medio del río Luján que atraviesa el Partido
de Pilar en base al análisis de parámetros físicos y químicos y al estudio del
fitoplancton.
- Determinar la calidad del agua del cauce principal del río Luján y de los
tributarios (arroyos Carabassa y Las Flores) que confluyen en el tramo estudiado.
- Evaluar el impacto que produce la ciudad de Pilar y sus industrias en este curso
de agua.
HIPÓTESIS:
- La calidad del agua del río Luján se deteriora luego de atravesar una zona de
elevada densidad poblacional y gran actividad industrial, el Partido de Pilar.
- La estructura y dinámica del fitoplancton están afectadas por el deterioro de la
calidad del agua del río Luján.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
El río Luján es un río de llanura localizado al NE de la Provincia de Buenos
Aires. Se origina a partir de la confluencia de los arroyos Los Leones y Durazno (59º
37´ O; 34º 43´ S) en el partido de Suipacha (Fig. 1). La cuenca abarca una superficie de
aproximadamente 3.000 km2 y su longitud total es de 130 km (Andrade, 1986). El curso
recorre los partidos de Suipacha, Mercedes, Luján, Pilar, Exaltación de la Cruz,
Campana, Escobar, Tigre y San Fernando, finalmente confluye al delta del río Paraná y
desemboca en el estuario del Río de la Plata.
La cuenca del río Luján se encuentra ubicada sobre una planicie de acumulación
conocida como Pampasia, cuyo origen se asocia con una fosa tectónica rellena con
detritos procedentes del desgaste de relieves periféricos y aportes cuaternarios. Los
depósitos superficiales podrían agruparse en dos grandes unidades: Pampeano y
Postpampeano. El primero, más antiguo, corresponde a un período pluvial y se
encuentra en las zonas altas del río; y el Postpampeano guarda relación con un período
epipluvial y se asocia con las zonas bajas de la cuenca. Este último tipo de depósito
tiene un alto contenido de carbonato de calcio y constituye el fondo de ríos y arroyos;
además, tiene limos ricos en sulfatos y cloruros (Andrade, 1986).
Según Andrade (op cit.), el río puede dividirse en un curso superior, uno medio y
uno inferior. El curso superior, de 40 km de longitud, abarca desde las nacientes hasta
Jáuregui y recibe los afluentes de menor caudal, tiene drenaje escaso y una pendiente
media de 0,4 m/km. Es el área menos poblada y se utiliza para explotación agrícola y
ganadera. El curso medio de 30 km llega hasta la localidad de Pilar, donde el drenaje es
mayor y tiene una pendiente media de 0,83 m/km. El tramo inferior es el que presenta
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menor pendiente (0,05-0,16 m/km), tiene una longitud de 60 km y desemboca en el
partido de Tigre en el Delta.
El clima de la región es templado-húmedo con una temperatura media anual de
16,4 ºC. La precipitación media anual es de 938,5 mm, las máximas precipitaciones se
concentran en otoño y primavera (Andrade, 1986; del Giorgio et al., 1991; Goldberg et
al., 1995). El régimen de alimentación del río es pluvial y su caudal medio es de 5,4
m3/s. En lo que definimos como el curso inferior, el río alcanza un caudal de 39,4 m3/s,
en tanto que los arroyos afluentes tienen un caudal aproximado de 0,3 m3/s (Giorgi et
al., 1999).
En el curso medio, las ciudades de Luján y Pilar constituyen los núcleos urbanos
de mayor importancia, con presencia de actividad industrial y un acentuado crecimiento
poblacional (Andrade, 1986). Según el Censo Poblacional de 2001, el Partido de Pilar
presenta una población media de 654,8 habitantes/km2, mostrando un extraordinario
incremento de la población del 60,7 % entre 1992 y 2001 (http://www.indec.mecon.ar).
Dentro del partido de Pilar, el cauce principal y sus afluentes reciben numerosas
descargas de efluentes domésticos e industriales. El Parque Industrial de Pilar (cuya
superficie es de 920 ha) cuenta con más de 180 industrias, aproximadamente 40 de ellas
descargan sus efluentes en el arroyo Larena (fuera del alcance de este estudio) mientras
que el resto lo hace en el cauce principal del río Luján. Entre las industrias que vierten
en el cauce principal se encuentran papeleras, textiles, químicas y alimenticias.
El arroyo Las Flores recibe escasa influencia humana, ya que no existen
industrias ni centros urbanos importantes sobre su cuenca de drenaje y la mayoría de los
terrenos que lo rodean se dedican a la cría de caballos; sus aguas son utilizadas como
potables por algunos habitantes de la zona (Casset et al., 2001; Feijoó et al., 1999). El
arroyo Carabassa presenta un marcado deterioro debido a la contaminación urbano-
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industrial (Momo et al., 2003); recibe los vertidos de emprendimientos urbanísticos e
industrias principalmente del rubro alimenticio.
Diseño de muestreo y metodología
Las muestras fueron tomadas mensualmente durante el período comprendido
entre los meses de mayo a diciembre de 2007, en cinco sitios localizados en el cauce
principal del río Luján (L1, L2, L3, L4 y L5) y dos sitios adicionales en los arroyos:
Las Flores (ALF) y Carabassa (AC) (Fig. 1). El sitio L1 fue seleccionado como nivel
de referencia, entendiendo este término como la condición inicial del sistema que puede
incluir algunos componentes antrópicos, y son el punto de partida para las actividades
de monitoreo (Arreghini, 2008). El sitio L2 se ubicó aguas abajo de la confluencia de
los arroyos Las Flores y Carabassa con el cauce principal, mientras que el sitio L3 luego
del vuelco proveniente del Parque Industrial de Pilar (PIP). L4 se ubicó unos pocos
kilómetros aguas abajo de la confluencia con el Canal Agustoni, el cual transporta la
descarga del pluvial y de la planta depuradora cloacal de la Ciudad de Pilar, efluentes
domésticos sin tratar y escorrentía de un basural cercano. Entre los sitios L4 y L5 se
ubica la Reserva Natural Pilar, en donde se observó un endicamiento provocado por
árboles caídos y basura.
En cada fecha y sitio de muestreo se midió in situ, en el estrato sub-superficial,
los siguientes parámetros: pH, conductividad, oxígeno disuelto y temperatura utilizando
una sonda multiparamétrica WTW modelo Multiline P4, también fue determinada la
transparencia con el disco de Secchi y la velocidad de la corriente. En los sitios L2, L5
y ALF se estimó el caudal a través del ancho, profundidad del cauce y velocidad de la
corriente. En cada sitio se recolectaron muestras de agua para el análisis físico-químico,
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las cuales fueron trasladadas al laboratorio refrigeradas y en oscuridad para su posterior
análisis.
Pcia. de Entre Rios
Pcia. de Sta. Fe
Pcia. de Cordoba
Pcia.deLaPampa
Pcia.deRioNegro
Pcia. de Buenos Aires
0 5 10 km
L1
L2
L3L4
L5
ACALF
Arroyo
Carabassa
Arroyo Las Flores
Río Luján
Pilar
PIP
Figura 1: Cuenca del río Luján en la Pcia. de Buenos Aires y detalle de los partidos que atraviesa. Ubicación de los sitios de muestreo en el tramo del río analizado (L1 a L5) y en los tributarios: arroyo Las Flores (ALF) y Carabassa (AC). Se indica la localización del Parque Industrial Pilar (PIP) y con línea punteada la descarga del mismo en el cauce principal del río.
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Para la determinación de nutrientes disueltos (P-PO4-3, N-NH4
+, N-NO3- y N-
NO2-) se filtró un volumen conocido de muestra a través de filtros de fibra de vidrio
Whatman GF/F; los mismos fueron refrigerados a -18ºC para la posterior determinación
de clorofila a. Este pigmento se extrajo con etanol caliente (60-70 °C) y su
concentración se midió espectrofotométricamente según Marker et al. (1980).
En cada muestra se determinó los siguientes parámetros, según APHA (1995): la
demanda biológica de oxígeno (DBO5) mediante el consumo del oxígeno disuelto luego
de un período de incubación de 5 días a 20 ºC en oscuridad, la demanda química de
oxígeno (DQO) por espectrofotometría con dicromato de potasio como agente oxidante,
fósforo reactivo soluble (P-PO4-3) con molibdato ascórbico, nitratos (N-NO3
-) por
reducción con sulfato de hidrazina, nitritos (N-NO2-) por diazotación, amonio (N-NH4
+)
por el método de indofenol azul, sólidos totales a 103-105 ºC por gravimetría y cloruros
(Cl-) por volumetría con nitrato de plata; este último parámetro fue analizado a partir de
agosto. El nitrógeno (NT) y el fósforo total (PT) fueron determinados por
espectrofotometría luego de la oxidación con persulfato.
A partir del mes de julio se recolectaron muestras (250 ml), para el estudio
cuantitativo del fitoplancton. Las mismas fueron fijadas in situ con solución de lugol 1-
3 %. Se dejaron sedimentar al menos durante 24 horas en cámaras de 5 y 10 ml de
acuerdo a la concentración de algas y sólidos presentes. Los recuentos se realizaron
bajo microscopio invertido (Utermöhl, 1958), contando un número de campos tal que el
error estimado no superara el 20 % para el grupo más abundante. El error se calculó
según Venrick (1978) a partir de la siguiente fórmula:
)1,( −∗= ntxN
s
e α
e= error porcentual s = desvío estándar N = nº de campos observados x = media t(α, n-1) = t de Student
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Durante el análisis cuantitativo se identificó al fitoplancton clasificándolo en los
siguientes grupos algales: Cyanophyta, Chlorophyta, Euglenophyta, Dinophyta,
Cryptophyta, y Ochrophyta (diferenciando Bacillariophyceae y Chrysophyceae). En
particular para las diatomeas se discriminó en Centrales y Pennales (diferenciando
Raphidales y Arraphidales), y se cuantificaron las especies tolerantes a la contaminación
orgánica Nitzschia palea (Kz.) W.Smith y N. umbonata (Ehr.) Lang-Bert. La densidad
se expresó en número de individuos por mililitro (ind/ml).
Con el objeto de establecer la calidad del agua en cada una de los sitios se
calculó, a partir de agosto, el Índice de Calidad de Agua (ICA) propuesto por Berón
(1984) para cada sitio y fecha de muestreo y se determinó el valor del ICA promedio
para cada sitio. En el cálculo se evaluó la presencia de contaminación orgánica
basándose en la temperatura y la concentración de Cl-, N-NH4+, DBO5 y OD. Para
calcularlo se asignó a cada variable un valor (qi) de acuerdo a la concentración que
presenta y el peso relativo (wi) de acuerdo a su aporte contaminante. El índice final se
obtuvo de acuerdo a la siguiente fórmula:
ICA =
∑
∑
=
=
n
ii
n
ii
w
q
1
1 , donde 0 ≤ ICA ≤ 10
Debido a que la concentración de los cloruros fue determinada a partir de la
campaña de agosto, se calculó el ICA a partir de este mes. Los resultados del índice
ICA fueron representados de acuerdo a la siguiente escala de color:
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
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donde 10 equivale a pureza original, 8 contaminación leve, 6 contaminación moderada,
3 contaminación elevada y 0 contaminación muy elevada con calidad semejante a un
cloacal crudo y séptico.
Análisis Estadístico
Se realizaron correlaciones de a pares entre las variables bióticas y abióticas
utilizando el índice de Pearson.
Se llevó a cabo un ordenamiento de las muestras mediante un Análisis de
Componentes Principales (ACP) basado en las siguientes variables físico-químicas:
temperatura, OD, DBO5, DQO, conductividad, N-NH4+, N-NO3
-, N-NO2-, P-PO4
-3 y
sólidos totales, teniendo en cuenta todos los sitios y fechas de muestreo.
Se realizó un dendrograma para clasificar las muestras tomadas en el cauce
principal del río Luján a partir de julio, utilizando la distancia euclidiana como medida
de similitud y ligamiento completo como criterio de agrupación. Este análisis se basó
en la matriz de densidades de los principales grupos discriminados del fitoplancton.
Los análisis estadísticos mencionados previamente se llevaron a cabo utilizando
el programa STATISTICA versión 13.0.
Con el fin de evaluar las relaciones entre las densidades de los grupos
fitoplanctónicos y los principales gradientes de las variables físico-químicas en su
conjunto se realizó un análisis canónico de correspondencia (CCA) utilizando el
programa CANOCO (ter Braak, 1988). El análisis de correspondencia destendenciado
(DCA) sugirió la realización de un método lineal, un análisis de redundancia canónica
(RDA) debido a que la distancia del gradiente del set total de datos fue menor que 3. Se
eliminaron las variables ambientales que presentaron un nivel de confianza mayor a
0,05 de acuerdo a la prueba de permutación de Montecarlo (999 permutaciones) o cuya
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varianza de los factores de inflación fuera mayor a 20, de manera de evitar la
colinearidad entre variables. La significancia del RDA fue probada mediante
permutaciones de Monte Carlo (p<0,01) (ter Braak and Smilauer, 1998). Las variables
físico-químicas utilizadas como variables explicativas fueron: OD, DQO, ST, N-NH4+,
N-NO3-, N-NO2
- y P-PO4-3. Se utilizó la selección automática para identificar el subset
de variables ambientales más significativas.
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RESULTADOS
Variables hidrológicas
El caudal en el cauce principal del río presentó variaciones estacionales y
espaciales. El patrón estacional registrado estuvo fuertemente asociado a las
precipitaciones (Fig. 2), ya que los meses más lluviosos se correspondieron con aquellos
que presentaron mayor caudal (Fig. 3). Las precipitaciones de agosto determinaron un
incremento del caudal, que se mantuvo relativamente alto producto de las
precipitaciones de septiembre y octubre. Hacia fines del período de estudio el caudal
disminuyó en coincidencia con la escasez de lluvias y las mayores temperaturas.
Figura 2. Precipitaciones registradas a lo largo del período de estudio, en rojo se indica la línea de tendencia. Los círculos azules indican las fechas de muestreo.
La velocidad superficial media registrada en el cauce principal fue 0,19 m/seg.
L3 presentó la menor velocidad (media: 0,10 m/seg). La velocidad promedio en ALF
fue 0,61 m/seg., mientras que AC presentó un valor similar a lo registrado en el cauce
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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principal (0,23 m/seg). Tal como ocurrió con el caudal, los valores disminuyeron hacia
finales del período de estudio.
El sitio L2 presentó un caudal promedio de 10,4 m3/seg, mientras que en L5,
aguas abajo del vertido del Parque Industrial de Pilar (PIP) y el canal Agustoni, el valor
promedio de esta variable fue de 14,5 m3/seg, evidenciándose el aporte de estos
afluentes en el cauce principal. ALF presentó valores dos órdenes de magnitud menores
a lo registrado en el cauce principal del río Luján. El caudal de AC se encuentra en el
mismo orden que el de ALF.
Caudal (m3/seg)
0
5
10
15
20
JULIO AGOSTO SEPTIEMBRE OCTUBRE NOVIEMBRE DICIEMBRE
L2
L5
ALF
Figura 3. Caudales estimados en los sitios L2, L5 y ALF durante el período de julio a diciembre 2007
Variables físico-químicas
En la tabla 1 y 2 se resumen las variables físico-químicas medidas durante el
período de estudio en el cauce principal del río Luján (L1-L5) y sus afluentes, los
arroyos Las Flores (ALF) y Carabassa (AC).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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Tabla 1. Media, desvío estándar (DS) y rango de las variables físico-químicas analizadas en el cauce principal del río Luján (L1-L5) y los arroyos Las Flores (ALF) y Carabassa (AC). El sombreado corresponde a los registros de ALF y AC. ND: No determinado
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Temperatura (ºC)
media 17,1 18,5 18,4 17,1 16,5 17,1 18,9
DS 4,4 7,8 5,1 6,2 5,6 5,5 6,9
rango 12,3 - 23,4 9,0 - 28,7 12,6 - 26,4 9,2 - 24,9 9,7 - 23,6 10,1 - 23,4 11,9 - 28,6
pH
media 8,1 8,4 8,0 7,9 7,9 7,7 7,7
ds 0,4 0,4 0,2 0,1 0,1 0,2 0,3
rango 7,5 - 8,8 7,8- 8,9 7,7 - 8,2 7,7 - 8,1 7,6 8,0 7,4 - 7,9 7,2 - 8,1
Conductividad (µS/cm)
media 1849 671 1506 1785 1801 1765 1681
DS 279 88 118 302 269 272 276
rango 1457 - 2250 531 - 749 1311 - 1662 1347 - 2280 1406 - 2170 1344 - 2130 1310 - 1998
Oxígeno Dis. (mg/l)
media 3,6 10,2 1,2 3,7 2,4 1,7 2,4
ds 2,5 5,0 1,3 1,8 1,8 1,6 1,0
rango 0,7 - 6,6 3,5 - 17,3 0,4 - 4,2 1,1 - 6,3 0,2 -5,6 0 - 4,7 1,4 - 4,6
DBO (mg/l)
media 7 8 33 7 11 14 11
DS 2 3 14 3 4 6 5
rango 5 - 12 5 - 14 20 - 66 5 - 15 5 - 15 5 - 24 5 – 19
DQO (mg/l)
media 41 37 149 40 51 57 59
DS 12 12 54 8 13 19 22
rango 26 - 57 18 - 51 105 - 245 26 - 50 26 - 66 27 - 92 27 - 87
Transparencia (cm)
media 66 ND 28 61 41 39 49
DS 21 ND 5 15 12 7 10
rango 35 - 100 ND 20 - 35 45 - 90 25 - 60 25 - 50 35 - 65
Sólidos Tot. (mg/l)
media 1026 321 709 944 895 1003 756
DS 458 130 303 359 409 287 291
rango 100 - 1710 190 - 610 100 - 1140 300 - 1510 270 - 1470 580 - 1480 250 - 1060
Cloruros (mg/l)
media 173,6 7,7 64,0 159,3 158,1 150,2 142,9
DS 62,1 3,8 28,7 62,3 46,2 55,6 41,6
rango 116,1 - 257,5 3,9 - 12,3 15,4 - 91,5 92,0 - 250,0 115,6 - 28,0 91,4 - 225,0 99,7 - 189,5
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
19
Tabla 2. Media, desvío estándar (DS) y rango de los nutrientes analizados en el cauce principal del río Luján (L1-L5) y los arroyos Las Flores (ALF) y Carabassa (AC). El sombreado corresponde a los registros de ALF y AC.
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
N-NH4+ (µg/l)
media 1344 176 15825 2104 2216 2428 2021
DS 74 21 28 66 67 63 60
rango 420 - 2470 50 - 700 10300 - 24300 900 - 3600 1000 - 4400 1050 - 4400 1030 - 3180
N-NO2- (µg/l)
media 241 73 178 330 405 484 369
DS 106 34 154 217 356 321 353
rango 110 - 410 20 - 140 20 - 490 140 - 840 330 - 1150 210 - 1120 10 - 1140
N-NO3- (µg/l)
media 3446 2442 2175 3483 3481 3295 2577
DS 659 1087 1309 842 759 338 355
rango 2483 - 4230 1020 - 4620 587 - 3884 2370 - 4674 1960 - 4313 2780 - 3726 2122 - 3160
Nitrógeno total (µg/l)
media 6021 3318 26545 6508 7124 7203 6002
DS 1044 1182 5189 1543 1390 1645 1119
rango 4470 - 7428 2463 - 5968 19650 - 33826 3578 - 8572 5530 - 9804 5613 - 10587 4852 - 8580
P-PO4-3 (µg/l)
media 805 478 6127 1072 995 1101 1158
DS 386 306 2411 493 422 444 573
rango 320 - 1444 104 - 910 2750 - 9057 380 - 1878 450 - 1593 450 - 1772 490 - 2397
Fósforo Total (µg/l)
media 1081 1590 8495 1506 1368 1492 1776
DS 605 1996 2994 828 590 604 895
rango 370 - 2090 346 - 6172 3450 - 13004 430 - 3018 510 - 2080 530 - 2298 510 - 3248
La temperatura osciló entre 9,0 (julio 2007) y 28,7 ºC (diciembre 2007) de
acuerdo a un patrón estacional (Fig. 4). Si bien estos valores extremos correspondieron
al sitio ALF, no se observó un patrón espacial en los cursos analizados.
Las aguas resultaron ligeramente alcalinas en todos los sitios estudiados. En
ALF se registraron los valores más altos de pH (media 8,4); se observó una tendencia
decreciente de los valores aguas abajo en el cauce principal del río, con un mínimo de
7,2 en L5 (Fig. 5).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
20
Temperatura (ºC)
0
10
20
30
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 4. Variación de la temperatura en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
pH
0
2
4
6
8
10
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 5. Variación del pH en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
La conductividad en el cauce principal del río Luján fue elevada; osciló entre
1310 µS/cm en L5 y 2280 µS/cm en L2 (Fig. 6) Los arroyos se diferenciaron por
conductividades menores, de forma más marcada ALF (media: 671 µS/cm) que AC
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
21
(media: 1506 µS/cm). Esta variable se correlacionó con las concentraciones de cloruros
(r = 0,92, p<0,05) y sólidos totales (r = 0,59, p<0,05) en todos sitios estudiados.
Conductividad (µµµµS/cm)
0
500
1000
1500
2000
2500
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 6. Variación de la conductividad en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
El oxígeno disuelto presentó un patrón de variación estacional predecible, ya que
su concentración en el río y los arroyos disminuye con el aumento de temperatura de los
meses cálidos (r=-0,53, p<0,05) (Fig. 7). En el cauce principal se registró una
disminución de los niveles de oxígeno aguas abajo, de forma más evidente luego del
vuelco del PIP (L3, L4 y L5). Los arroyos presentaron escenarios muy diferentes, en
ALF se registraron las mayores concentraciones de oxígeno disuelto (media: 10,2 mg/l),
que se correlacionaron positivamente con la concentración de clorofila a y la densidad
fitoplanctónica (r=0,93, p<0,05 y r = 0,97, p<0,05 respectivamente), mientras que en
AC los valores fueron menores a 2 mg/l durante todo el período de estudio, excepto en
el mes de mayo (4,2 mg/l).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
22
Oxígeno disuelto (mg/l)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 7. Variación del oxígeno disuelto en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
La demanda biológica de oxígeno (DBO) en el cauce principal presentó un
patrón espacial de aumento aguas abajo de la descarga del PIP; L4 presentó los mayores
niveles (media: 14 mg/l), disminuyendo ligeramente en L5 (Fig. 8). Este
comportamiento fue similar para la demanda química de oxígeno (DQO), aunque la
tendencia creciente se mantuvo hasta el sitio L5 (Fig. 9). En los arroyos el patrón fue
coherente con las concentraciones de oxígeno registradas, ya que las DBO medidas en
ALF fueron bajas y similares a las obtenidas en L1 (media: 8 mg/l), mientras que en AC
los valores de DBO y DQO siempre excedieron los 20 y 100 mg/l respectivamente.
Cabe destacar que la relación DBO:DQO fue menor a 0,5 en todos los cursos estudiados
(Fig. 10).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
23
0
10
20
30
40
50
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
DBO (mg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
66
Figura 8. Variación de la DBO en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
0
50
100
150
200
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
DQO (mg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
>200
Figura 9. Variación de la DQO en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
24
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
DBO:DQO
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 10. Variación de la relación DBO/DQO en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
La transparencia del agua en el cauce principal presentó un patrón temporal, con
valores máximos en junio y disminuyendo hacia finales de la primavera (Fig. 11). El
patrón espacial fue definido, ya que a lo largo de todo el estudio los valores máximos se
registraron en L1 (media: 66 cm), mientras que aguas abajo del vertido del PIP se
observaron los mínimos de transparencia en L3 y L4 (medias: 41 y 39 cm
respectivamente). AC presentó valores de transparencia aún menores a los observados
en el cauce principal (media: 28 cm). En ALF la profundidad del arroyo resultó menor
a la profundidad del disco de Secchi, por lo cual no fue posible estimar la transparencia
en este sitio. Este parámetro se correlacionó negativamente con los valores de DBO y
DQO en todos sitios estudiados (r =-0,56, p<0,05 y r=-0,53, p<0,05 respectivamente).
Los sólidos totales (ST) presentaron un patrón temporal inverso a la
transparencia (Fig. 12), pese a que la correlación resultó no significativa en el cauce del
río. Si bien las concentraciones promedio de los sólidos totales en ALF (321 mg/l)
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
25
fueron la mitad que en AC (709 mg/l), ambos arroyos presentaron una tendencia
temporal al aumento.
Transparencia (cm)
0
20
40
60
80
100
L1 AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 11. Variación de la transparencia en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
0
500
1000
1500
2000
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Sólidos Totales (mg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 12. Variación de los sólidos totales en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
26
El N-NH4+ presentó un patrón definido tanto en el tiempo como en el espacio
(Fig. 13). Las concentraciones máximas se registraron durante el invierno (julio y
agosto) y un pico a comienzos del verano (diciembre). AC presentó los máximos
valores de esta especie reducida del nitrógeno a lo largo de todo el período de estudio
(media: 15.825 µg/l), mientras que en ALF se registraron valores hasta dos órdenes de
magnitud menores (media: 176 µg/l). En el cauce principal los valores promedio
prácticamente se duplicaron río abajo de la descarga del arroyo Carabassa (L2). En los
sitios siguientes (L3, L4 y L5) hubo incrementos de menor magnitud en la mayoría de
los meses analizados. La concentración de N-NO3- y N-NO2
- fue mayor en el cauce
principal respecto a los arroyos; los valores máximos de N-NO3- y N-NO2
- fueron
medidos en L2 (4.674 µg/l) y L3 (1.150 µg/l) respectivamente (Figs. 14 y 15). Las
concentraciones de nitrógeno total (NT) durante todo el estudio fueron máximas en AC
(media: 26.545 µg/l), y mínimas en ALF (media: 3.318 µg/l). En el cauce principal se
observó un ligero aumento aguas abajo de la confluencia del arroyo Carabassa (L2), que
luego se hizo más evidente en los sitios L3 y L4 (Fig. 16).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
27
0
1000
2000
3000
4000
5000
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
N-NH4+ (µµµµg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
> 10.000
Figura 13. Variación de la concentración de nitrógeno amoniacal en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Figura 14. Variación de la concentración de nitratos en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
28
0
200
400
600
800
1000
1200
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
N-NO2- (µµµµg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 15. Variación de la concentración de nitritos en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
0
5000
10000
15000
20000
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
> 20.000
NT (µµµµg/l)
Figura 16. Variación de la concentración del nitrógeno total en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
29
0
1000
2000
3000
4000
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
P-PO4-3 (µµµµg/l)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
> 5000
Figura 17. Variación de la concentración de fosfatos en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Las concentraciones de fosfatos (P-PO4-3) y fósforo total (PT) presentaron un
patrón temporal similar de aumento hacia la primavera con un pico en noviembre (Figs.
17 y 18). En el cauce principal, se observa una tendencia espacial similar al NT con un
ligero aumento de las concentraciones de ambas variables aguas abajo de AC. En AC
se registraron los valores máximos de P-PO4-3 y PT (media: 6.127 y 8.495 µg/l,
respectivamente).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
30
0
2000
4000
6000
8000
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
PT (µµµµg/l)
>9000
Figura 18. Variación de la concentración del fósforo total en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Según los ICA calculados, se observa una variación de la contaminación
orgánica espacial y temporal (Tabla 3): AC resultó el curso de agua con mayor deterioro
(ICA= 1,8) y ALF el menos contaminado (ICA= 7,1). En el cauce principal del río, el
valor del ICA disminuyó río abajo, presentando una leve recuperación en L5 (3,9)
respecto al sitio L4 (3,3). La calidad del agua disminuyó durante los meses cálidos; en
diciembre se registraron los valores de ICA más bajos tanto en el cauce principal del río
Luján como en el arroyo Las Flores.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
31
Tabla 3. Variación del Índice de Calidad de Agua (ICA) según Berón (1984) de las muestras analizadas y el valor promedio de cada sitio. L1 a L5, ALF y AC: Sitios de muestreo; 8 a 12: mes muestreado. Se indica el valor para cada fecha y el promedio por sitio (ICA/sitio).
SITIO ICA ICA/SITIO SITIO ICA ICA/SITIO
L1-8 4 ALF-8 7
L1-9 5 ALF-9 7
L1-10 6 ALF-10 7
L1-11 5 ALF-11 7L1-12 4 ALF-12 6
L2-8 4 AC-8 1
L2-9 6 AC-9 2
L2-10 6 AC-10 2
L2-11 4 AC-11 1L2-12 3 AC-12 1
L3-8 3
L3-9 5
L3-10 4
L3-11 4L3-12 3
L4-8 2
L4-9 5
L4-10 3
L4-11 3L4-12 2
L5-8 3
L5-9 6
L5-10 4
L5-11 3L5-12 2
3
4
7
1
5
5
4
Fitoplancton
El fitoplancton en el tramo estudiado del río Luján presentó una marcada
alternancia estacional entre Bacillariophyceae y Chlorophyta. Durante el invierno (julio
y agosto) se observó un marcado dominio de las diatomeas, representando más del 50 %
de la densidad total, seguidas por Chlorophyta y Cyanophyta (Fig. 19). A partir de
septiembre Chlorophyta resultó el grupo dominante, con subdominancia de
Bacillariophyceae y Cyanophyta. En ALF las diatomeas también constituyeron el grupo
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
32
dominante durante los meses de julio y agosto, seguidas por Chlorophyta en julio y
Crysophyta en agosto; mientras que en septiembre, octubre y diciembre Chlorophyta
representó más del 70 % de la densidad total y en noviembre Cryptophyta resultó el
76 % de la abundancia total. En AC, a diferencia del resto de los cursos estudiados, en
julio y agosto se registró la dominancia de Cyanophyta filamentosas (> 70 %) y como
grupos subdominantes a Chlorophyta y Euglenophyta. En los meses siguientes
Chlorophyta representó más del 65 % de la abundancia total, con valores superiores al
90 % en el mes de diciembre. En este sitio, la densidad de Cyanophyta se correlacionó
positivamente con la concentración de DQO y DBO (r=0,83, p<0,03 y r=0,93, p<0,006,
respectivamente).
Cabe destacar que tanto en el río Luján como en el arroyo Las Flores, donde la
clase Bacillariophyceae fue dominante, las Centrales (principalmente Cyclotella
meneghiniana) dominaron frente a las Pennales durante todo el período de estudio.
Contrariamente en el Arroyo Carabassa (AC) se observó una mayor densidad de
Pennales Raphidales respecto a las Centrales.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
33
Fig
ura
19. V
aria
ción
de
los
porc
enta
jes
rela
tivo
s de
los
dis
tint
os g
rupo
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topl
anct
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bser
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cad
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dura
nte
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o.
Los
reg
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y A
C s
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stac
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cuad
ro r
ojo.
0%20%
40%
60%
80%
100%
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
JulioAgosto
Sept.Oct.
Nov.Dic.
L1
AL
FA
CL
2L
3L
4L
5
Din
ophy
taC
ryso
phyc
eae
Cry
ptop
hyta
Eug
enop
hyta
Cya
noph
yta
Chl
orop
hyta
Bac
illar
ioph
ycea
e
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
34
La abundancia fitoplanctónica en el cauce principal del río Luján osciló entre
4.261 (L1 en septiembre) y 90.074 ind/ml (L5 en diciembre); los valores máximos se
observaron en los meses de agosto, octubre y diciembre, particularmente en este último
mes, las densidades de los sitios L4 y L5 resultaron un orden de magnitud mayores a lo
registrado en los meses anteriores (Fig. 20). Los arroyos presentaron patrones
temporales diferentes, dado que en ALF se observaron valores máximos en los meses de
julio y agosto, y en AC se registraron en julio, septiembre y diciembre. En ambos
arroyos los valores máximos superaron en un orden de magnitud a los registrados en el
cauce principal. En lo que se refiere a la variación espacial, se registró un aumento de
la densidad fitoplanctónica del sitio L1 a L2, aguas abajo de la descarga del PIP (L3) se
observó una disminución de esta variable (excepto en septiembre) y posteriormente, una
leve recuperación en los sitios restantes (L4 y L5). En particular, durante los meses más
cálidos, Chlorophyta presentó un patrón similar; por el contrario, la abundancia de las
diatomeas céntricas disminuyó aguas abajo, con la excepción del mes de diciembre.
Figura 20. Variación de la densidad fitoplanctónica total en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
35
La concentración de clorofila a refleja en gran medida los patrones temporal y
espacial de la abundancia fitoplanctónica (r=0,83, p<0,05). Si bien en el cauce principal
del río las concentraciones máximas también se registraron en diciembre, hubieron otros
picos importantes en julio que determinaron una alta concentración promedio para este
curso (28,7 µg/l) (Fig. 21).
0
50
100
150
200
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Clorofila a (mg/m3)
Mayo Junio Julio Agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
222,28 219,39
Figura 21. Variación de la concentración de clorofila a en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica entre que sitios descarga el vertido del PIP.
La abundancia de Nitzschia palea (Kz.) W.Smith, especie indicadora de
contaminación orgánica, en el cauce principal del río Luján presentó valores máximos
en agosto y diciembre (Fig. 22), pero sin un patrón espacial definido. Los valores de
abundancia máxima de esta especie (media 1.379 ind/ml) se observaron en AC,
mientras que en ALF los valores fueron similares a los obtenidos en el cauce principal.
Nitzschia umbonata (Ehr.) Lang-Ber, también indicadora de contaminación orgánica, no
presentó un patrón de abundancia definido a lo largo del río Luján (Fig. 23), pero al
igual que con N. palea, presentó los valores máximos en AC (media 651 ind/ml). Cabe
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
36
destacar, que en este sitio también se registraron abundancias de Cyanophyta y
Euglenophyta mayores a las registradas en el cauce principal y ALF.
0
200
400
600
800
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Nitzschia palea (ind/ml)
julio agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
1379 1379 1379
Figura 22. Variación de la densidad de Nitzschia palea en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
0
200
400
600
800
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
Nitzschia umbonata (ind/ml)
julio agosto Septiembre Octubre Noviembre Diciembre
Figura 23. Variación de la densidad de Nitzschia umbonata en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo y trama punteada. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
37
La relación Chlorophyta/Bacillariophyceae (C/D) presentó variaciones
espaciales y temporales (Fig. 24). En el cauce principal, se registraron mínimos en
invierno y partir de septiembre los valores resultaron mayores a 1. Se observó una
tendencia de aumento aguas abajo. ALF presentó una tendencia temporal similar a la
explicada para el cauce principal, mientras que en AC los valores fueron mayores a 1
durante todo el período de estudio. Tanto ALF como AC presentaron valores promedios
de C/D mayores al cauce principal.
Figura 24. Variación de la relación Chlorophyta/Bacillariophyceae (C/D) en cada sitio de muestreo durante el período de estudio. Los registros correspondientes a ALF y AC se destacan con un recuadro rojo. La flecha roja indica el sitio de descarga del PIP. Análisis multivariados
El ordenamiento de las muestras de todo el período de estudio realizado con un
Análisis de Componentes Principales basado en las variables físico-químicas (Fig. 25),
explica un 62,06 % de la varianza total con los dos primeros ejes. El primer factor
acumula un 36,56 % de la varianza total, y con una fuerte correlación positiva de las
variables DBO, DQO, P-PO4-3 y N-NH4
+ (r= 0,89; 0,95; 0,85 y 0,95, respectivamente).
El segundo factor explica un 25,5 % de la varianza total con una correlación negativa de
0
5
10
15
L1 ALF AC L2 L3 L4 L5
julio agosto septiembre octubre noviembre diciembre
24,7 47,315,1
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
38
la conductividad, ST y N-NO2- (r=-0,85, -0,76 y -0,72, respectivamente), y positiva del
oxígeno disuelto (r=0,78). En una primera aproximación se pueden identificar
claramente los tres cursos de agua estudiados (Fig. 25a). Por un lado, el eje 1 separa
marcadamente al río Luján y arroyo Las Flores (ALF) del arroyo Carabassa (AC) que se
encuentra asociado a valores elevados de DBO, DQO, P-PO4-3 y N-NH4
+. Por otro lado,
el eje 2 distingue claramente el arroyo las Flores (ALF) del cauce principal, donde ALF
está asociado a concentraciones más altas de OD y niveles más bajos de conductividad,
ST y N-NO2-. Analizando en detalle el ordenamiento obtenido para el río Luján (Fig.
25b), se observa un gradiente de variación estacional y las muestras tomadas en el mes
de diciembre se asocian a valores negativos del eje 2 (mayores concentraciones de N-
NO2-, sólidos totales y conductividad y bajos niveles de OD). A su vez se observa un
gradiente de variación espacial según el eje 1, donde las muestras se ordenan de
izquierda a derecha del eje y los sitios ubicados aguas abajo del PIP (L3, L4 y L5) se
asocian a valores crecientes de DBO, DQO, P-PO4-3 y N-NH4
+.
El dendrograma obtenido a partir del análisis de cluster de las muestras de
fitoplancton del río Luján (Fig. 26) mostró que el patrón temporal incidió mayormente
en esta clasificación. Se establecieron tres grupos de muestras: el primero conformado
por muestras del mes de diciembre localizadas aguas abajo, L4-12 y L5-12,
caracterizado por elevadas densidades de clorofíceas (>30.000 ind/ml). El segundo
agrupa aquellas muestras tomadas durante los meses de septiembre, octubre y
noviembre y las muestras L2-12 y L3-12, este grupo también presenta dominancia de
Chlorophyta (<30.000 ind/ml) con mayor representación de Bacillariophyceae y
Cyanophyta. Por último, el tercer grupo está constituido por L1-12 y el resto de las
muestras extraídas durante los meses de julio y agosto, y se caracteriza por presentar
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
39
mayores densidades de diatomeas céntricas, representando más del 50 % de la
abundancia total en todos los casos.
Figura 25. a) Representación del Análisis de Componentes Principales (ACP) basado en los parámetros físico-químicos de las muestras del cauce principal del río Luján (L1 a L5) y los arroyos Las Flores (ALF) y Carabassa (AC), analizadas durante todo el período de estudio. b) Detalle de la representación del ACP de las muestras situadas en el cauce principal del río Luján, analizadas durante todo el período de estudio. L1, L2, L3, L4, L5, ALF y x AC, 5-12: meses muestreados.
a
b
56
7
8
9
10
11
12
5
6
78
9
10
11
12
5 6
78
9
10
11
12
5
67
8
9
10
11
12
5
6
7
8
9
10 11
12
5
6
7
8
9
10
11
12
5
67
8
9
10
11
12
-3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8-4
-2
0
2
4
6
> OD
> Conduct.> ST
>DBO>DQO>P-PO
4-3
5
6
7
8
9
10
11
12
5
6
7
8
9
10
11
12
5
6
7
8
9
10 11
12
5
6
7
8
9
1011
12
5
6 7
8
9
10
11
12
-2 -1 0 1-4
-2
0
EJE 1
EJE
2
>DBO>DQO>P-PO>N-NH
4
4
-3
+
> OD
> Conduct.> ST
>N-NH4+
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
40
Figura 26. Dendrograma obtenido a partir del análisis de cluster de las muestras del cauce principal del río Luján, basado en la composición y densidad fitoplanctónica.
En el análisis de redundancia canónica (RDA) los dos primeros componentes
explican el 92 % de la variación de la relación densidad de grupos algales - ambiente.
La prueba de Montecarlo indicó que los autovalores de los ejes 1 y 2 presentan
diferencias significativas (p<0,05) con los valores arrojados por azar. El P-PO4-3 fue la
variable de mayor contribución al eje 1, mientras que la DQO y el N-NH4+ lo hacen con
el eje 2.
Distancia Euclidiana
0 10000 20000 30000 40000 50000 60000
L5-12L4-12L3-12L2-10L2-12L1-10L5-10L4-10L3-10L4-9L3-9L5-11L4-11L1-11L3-11L2-11L5-9L2-9L1-9L2-8L3-8L1-8L5-8L4-8L4-7L1-12L5-7L2-7L3-7L1-7
1
2
3
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
41
Fig
ura
27. R
epre
sent
ació
n (b
iplo
t) d
el a
náli
sis
de r
edun
danc
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est
udio
. C
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Eug
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phyt
a, C
hrys
o; C
hrys
ophy
ta,
Cya
no:
Cya
noph
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Cry
pto:
Cry
ptop
hyta
, D
ino:
D
inop
hyta
, Rap
h: R
aphi
dale
s, A
rrap
h: A
rrap
hida
les.
L
1,
L2,
L
3,
L4,
L
5,
AL
F y
x A
C, 7
-12:
mes
es m
uest
read
os.
-1.0
1.0
-0.41.0
Centrales
N. umbonata
N. palea
Raph.
Arraph.
Chloro
Cyano
Eugle
Crypto
Chryso
Dino
OD
DQ
O
ST
N-N
H4+
N-N
O3-
N-N
O2-
P-PO
4-3
7 89
10
11
12
7L2-8
9
1011
12
7
89
10
11
12
7
8
9
10
11
12
7
89
10
11
12
7
8
9
10
11
12
7
89
10
11
12
PRIM
AVE
RAIN
VERN
O
EJE
1
EJE 2
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
42
En contraste con lo observado en el ACP no se identifican grupos definidos,
sino que las muestras se ordenan en un gradiente espacio-temporal (Fig. 27). Así, todas
las muestras pertenecientes al arroyo Las Flores (ALF) y gran parte de aquellas
extraídas río arriba a la descarga del PIP en el cauce principal y en época invernal se
asocian de forma positiva con las variables físico-químicas OD y N-NO3- y con las
diatomeas céntricas. Mientras que en el extremo opuesto de este gradiente se ubican las
muestras de los sitios L3, L4 y L5 tomadas durante los meses de primavera y gran parte
de las muestras pertenecientes al arroyo Carabassa (AC). Este grupo se asocia
positivamente con las variables DQO, N-NH4+ y P-PO4
-3 y con elevadas densidades de
Cyanophyta, Euglenophyta, Nitzschia palea (Kz.) W.Smith y N. umbonata (Ehr.) Lang-
Bert.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
43
DISCUSIÓN
El análisis conjunto de las variables físico-químicas y el fitoplancton de la
sección media del río Luján permitió distinguir dos patrones de variación definidos. Por
un lado, se distinguió un patrón espacial asociado a la acción antropogénica. Por otro
lado, se registró un patrón temporal relacionado con las variaciones estacionales de la
temperatura, las precipitaciones y la consecuente variación del nivel hidrométrico y del
caudal. Ambos patrones interactuaron determinando la calidad del agua y el grado de
eutroficación de los cursos estudiados.
Tal como fue observado en el tramo inferior del río Luján por O’Farrell et al.
(2002) y Lombardo et al. (2009), las discontinuidades evidenciadas por el patrón de
variación espacial fueron más importantes que las causadas por el patrón estacional.
Variables hidrológicas y físico-químicas
Los valores de pH ligeramente elevados del río Luján concuerdan con la
existencia del sustrato calcáreo de la zona, y su carácter naturalmente alcalino (Andrade,
1986). La tendencia decreciente de los valores aguas abajo de L1 probablemente sea el
resultado de la descomposición de la carga orgánica vertida en el río, tal como fue
observado por del Giorgio et al. (1991).
Si bien los elevados valores de conductividad registrados en el cauce principal
del río se deben en parte al carácter fuertemente aluvial de este curso de agua (del
Giorgio op cit.), otros factores como la estacionalidad, la hidrología, la actividad
agrícola y la contaminación de origen doméstico también alteran el contenido de iones y
de materiales disueltos afectando la conductividad (Lombardo et al., 2008; Martínez y
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
44
Donato, 2003) y provocando las discontinuidades registradas tanto a nivel espacial
como temporal.
La concentración de OD en el cauce principal resultó moderada a baja. La
disminución de su concentración aguas abajo de la descarga del PIP (L3) podría indicar
que la carga orgánica de origen industrial y cloacal vertida en este tramo del curso de
agua excede su capacidad de autodepuración y los niveles de oxígeno responden
principalmente a la DBO, tal como fuera descripto por Arreghini (2008) para el río
Reconquista. El contenido de materia orgánica se expresa comúnmente como la DBO,
calculada a partir del oxígeno consumido para la descomposición de la materia orgánica
contenida en una muestra de agua por la acción bacteriana aeróbica (Abel, 1996;
APHA, 1995). Una excesiva DBO producto de la descarga de residuos orgánicos puede
originar hipoxia o incluso anoxia aguas abajo del vertido, debido al aumento de la
actividad heterotrófica bacteriana, provocando un rápido crecimiento de las colonias
bacterianas y la consecuente intensificación del proceso de descomposición (Cushing &
Allan, 2001; Dodds, 2006; Mallin et al., 2006; Isasa, 2000). El patrón espacial
observado en este sistema evidenció a su vez una variación temporal, ya que la
concentración de OD en un curso de agua también depende de la temperatura del agua,
los cambios hidrológicos, la tasa fotosintética y de la descomposición de materia
orgánica especialmente en épocas de niveles bajos del río (Martínez y Donato, 2003).
En particular, la solubilidad del oxígeno se ve afectada por cambios en la temperatura
del agua, disminuyendo considerablemente su solubilidad al aumentar la temperatura
(Wetzel, 1981), provocando el patrón estacional de marcado descenso de las
concentraciones desde mayo a diciembre registrado en el río.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
45
Los valores de DBO y DQO son similares a los registrados en la zona de estudio
por el Instituto Nacional del Agua (INA, 2006). La baja relación DBO:DQO calculada
durante todo el estudio indica que no todo el aporte contaminante es rápidamente
biodegradable. Los valores de DQO suelen ser mayores a los obtenidos con el ensayo de
DBO debido a la presencia de compuestos orgánicos de degradación lenta (por ej., la
celulosa) o estables bioquímicamente (detergentes aniónicos), como así también por
compuestos inorgánicos reductores (Fe2+ y Mn2+) (Peirce, 1998; Meybeck, 2003).
Probablemente, el vertido en el cauce principal del río Luján proveniente de industrias,
principalmente papeleras, ubicadas en el PIP generaron un aporte de este tipo de
sustancias que no pudo ser biodegradado totalmente, aún cuando los efluentes de las
mismas sean tratados en plantas depuradoras. Estas mismas observaciones fueron
registradas anteriormente por Giorgi et al. (1999) aguas arriba del río Luján. En la
industria papelera, por cada tonelada de pulpa producida se desechan entre 20 y 350 m3
de aguas residuales con una composición que varía dependiendo del tipo de madera
utilizada y de los compuestos químicos adicionados durante el proceso, siendo los
principales componentes de la madera la celulosa (40-45%), hemicelulosa (20-30%),
lignina (20-30%) y extraíbles (2-5%) (Sjöström, 1981). Estos efluentes causan
diferentes tipos de impacto ambiental, los cuales están asociados a su contenido de
sólidos en suspensión, carga orgánica, en la forma DBO y DQO, toxicidad y color.
Coincidentemente, la relación DBO/DQO promedio en este tramo del río es de 0,31, y
según Diez Jerez et al. (2002) este valor indica que el agua presenta una gran cantidad
de material no biodegradable o de difícil degradación. Además, el otro efecto que
probablemente se relacione al vertido de las industrias papeleras ubicadas en el PIP es la
marcada disminución de la transparencia en L3, provocada por la gran cantidad de
celulosa vertida por este tipo de industria aguas arriba de este sitio. Esto se evidencia
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
46
por la correlación negativa obtenida de esta variable con la DBO, DQO y sólidos
totales.
Los niveles de las concentraciones de nutrientes se utilizan frecuentemente como
indicadores de calidad del agua, dado que representan una de las variables químicas más
influenciadas por las actividades humanas (Abel, 1996). El rango de concentraciones de
los nutrientes hallados en el cauce principal fue similar a lo registrado anteriormente por
otros trabajos realizados en la zona de estudio (del Giorgio et al., 1991; INA, 2006).
Sin embargo, tanto los niveles de NT como PT obtenidos superan los valores propuestos
por Dodds (1998) para un curso de agua eutrófico. El marcado aumento de la
concentración del N-NH4+ en el cauce principal aguas abajo de la confluencia con el
arroyo Carabassa (L2) reveló la importante influencia de este curso en el cauce principal
del río Luján. El aumento de N-NH4+ y P-PO4
-3 registrado en los sitios L3 y L4 no sólo
expresa el impacto de este arroyo, sino el ingreso desde otras fuentes localizadas aguas
abajo del mismo. Estos compuestos son productos finales de muchos procesos
industriales y también están comúnmente presentes en los efluentes domésticos (Abel,
1996).
Este deterioro de la calidad de los cursos hídricos analizados en el Partido de
Pilar se refleja y sintetiza en el análisis de componentes principales que determinó un
ordenamiento de los sitios regulado principalmente por la calidad físico-química del
agua; se identificaron claramente los 3 cursos de agua estudiados. Los sitios ubicados en
el cauce principal se ordenaron de manera tal que según el eje 1 se manifestó un
gradiente espacial asociado a un aumento de la contaminación orgánica y estado trófico
en dirección aguas abajo (incremento de valores de DBO, DQO, P-PO4-3 y N-NH4
+), y
según el eje 2 un gradiente estacional, donde la calidad del agua disminuye al aumentar
la temperatura y disminuir el caudal del río (mayores valores de conductividad, sólidos
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
47
totales, NO2- y bajas concentraciones de OD). El aumento del estado trófico y el
deterioro de la calidad del agua en el cauce principal es el resultado de la descarga de
arroyos fuertemente contaminados y de efluentes domésticos e industriales. Las
elevadas concentraciones de P-PO4-3, N-NH4
+, N-NO3- y la existencia de condiciones
anóxicas, son consecuencia de grandes aportes de carga orgánica en el río. Este mismo
escenario fue observado por Soares et al. (2007) en ríos de llanura de Brasil.
El Análisis de Componentes Principales también revela que el arroyo Las Flores
(ALF) es el curso de agua que presenta menor deterioro de la calidad del agua. Las
concentraciones de N-NH4+ resultaron inferiores en un orden de magnitud a lo detectado
en el cauce principal del río, mientras que el resto de los nutrientes fueron similares a lo
registrado en el sitio L1 (área de referencia del cauce principal). Sin embargo, según lo
propuesto por Dodds et al. (1998) estos valores corresponden a un curso de agua
eutrófico, tal como fue observado anteriormente por Feijoó et al. (1999) y Casset et al.
(2001). De la misma manera, los valores de DBO y DQO resultaron similares a lo
registrado en L1. Los valores de pH ligeramente más altos en este arroyo se relacionan
con una elevada actividad fotosintética que desplaza el equilibrio ácido-base,
aumentando la concentración de los carbonatos (Wetzel, 1981). Por otro lado, las
elevadas concentraciones de OD estarían relacionadas con un elevado desarrollo
fitoplanctónico y su consecuente elevada tasa fotosintética y con las mayores
velocidades superficiales registradas en este sitio.
Por el contrario, el arroyo Carabassa (AC) se trata de un curso de agua
fuertemente impactado por la contaminación orgánica, presentando los valores máximos
de nutrientes. En particular, los elevados valores de N-NH4+ que presenta este arroyo
supera en más de un orden de magnitud lo informado por Feijóo et al. (1999),
evidenciando un aumento del grado de contaminación orgánica en este curso de agua
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
48
entre los años 1999 y 2007. Estas concentraciones evidencian una gran descomposición
de sustancias orgánicas nitrogenadas comúnmente presentes en efluentes líquidos de las
industrias alimenticias, tal como los frigoríficos. Estas industrias generan grandes
volúmenes de efluentes con una elevada carga de materia orgánica. Un efluente típico
de frigorífico requiere tratamiento previo a su vertido en un cuerpo de agua, dada su
capacidad contaminante (DQO: 600 - 25.000 mg/l, DBO5: 500 - 11.500 mg/l, TN: 250 -
700 mg/l, PT: 30 - 120 mg/l) por contener materiales orgánicos de lenta degradación
que llegan a representar más del 70 % de la DQO (Garnero, 2005). Pese a los elevados
valores de N-NH4+ y NT, los niveles de N-NO3
- detectados en AC son similares al resto
de los sitios estudiados, esto podría estar relacionado con las bajas concentraciones de
OD registradas este sitio que dificultan la nitrificación bacteriana que transforma el
NH4+ en NO3
- (Abel, 1996).
En coincidencia con lo dicho hasta ahora, los valores del ICA propuesto por
Berón (1984) revelaron un grado de contaminación leve en ALF, elevada en el cauce
principal y muy elevada en AC. No se detectaron sitios de pureza original. El valor
promedio del ICA en el cauce principal (4,2) coincide con lo registrado por Giorgi et al.
(1999) aguas arriba del área de estudio. Según este índice, la calidad del agua varía
espacial y estacionalmente, disminuyendo aguas abajo y durante los meses cálidos
donde se registraron menores precipitaciones y la consecuente disminución del caudal
de los cursos de agua estudiados.
El frágil estado de los cursos de agua analizados también se refleja al comparar
los resultados de este estudio con valores de niveles guía disponibles, tanto a nivel
provincial como nacional. Los valores promedio de oxígeno disuelto en los sitios
ubicados en el cauce principal y el arroyo Carabassa fueron inferiores al límite
establecido para la protección de la vida acuática (< 5 mg/l) (AGOSBA-OSN-SIHN,
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
49
1994). En AC, las concentraciones de N-NH4+ superaron en un orden de magnitud el
límite para la protección de la vida acuática propuesto por la Ley Nacional de Residuos
Peligrosos 24051 (1,37 mg/l). La mayoría de los sitios ubicados en el cauce principal
también superaron este límite, pese a que nunca excedieron los 3 mg/l.
Fitoplancton
En los ríos, la sucesión del fitoplancton está principalmente determinada por las
variaciones espaciales y temporales de las condiciones hidrológicas y físico-químicas
(Reynolds y Descy, 1996). En el cauce principal del río Luján y en ALF se observó una
alternancia estacional entre Bacillariophyceae y Chlorophyta, acompañados de bajas
densidades de Cyanophyta, coincidiendo con lo descripto por otros autores en la zona
de estudio y en otros ríos de zonas templadas (Reynolds y Descy, op cit.; García de
Emiliani y Devercelli, 2004; del Giorgio et al., 1991; Echazú, 2004). La relación
Chlorophyta / Bacillariophyceae (C/D) no sólo permite visualizar esta sucesión, sino
también el aumento de la densidad de algas verdes en dirección río abajo del cauce
principal. Chrysophyta y Cryptophyta presentaron las menores densidades, debido a
que no se desarrollan en ambientes impactados con elevadas concentraciones de
nutrientes (Mercado, 2001); tal es así que en el Arroyo Las Flores, con mejores
condiciones generales, se observaron mayores proporciones de Cryptophyta.
Por el contrario, en el deteriorado arroyo Carabassa (AC) se observó una
desviación de este patrón general, ya que dominaron alternadamente Cyanophyta y
Cholorophyta. El dominio de Cyanophyta se produjo durante los meses julio y agosto,
contrariamente con el patrón observado en otros ríos y arroyos de la provincia de
Buenos Aires, en donde el mayor desarrollo se da en época estival (Castañe et al., 1998;
Loez y Topalián, 1999; Mercado, 2001). Así, el desarrollo de cianobacterias y, en
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
50
menor medida, de Euglenophyta en AC no estaría relacionado con un aumento de las
temperaturas, sino con la presencia de abundante materia orgánica que produce bajas
concentraciones de oxígeno disuelto y elevadas de N-NH4+, producto de las descargas
de las industrias alimenticias instaladas aguas arriba.
Durante el otoño y finales de primavera, período en el que dominaron las
diatomeas en el cauce principal del río y en ALF, Cyclotella meneghiniana resultó la
especie dominante. Esta dominancia coincide con lo observado en el tramo superior (del
Giorgio et al., 1991) e inferior del río Luján (O´Farrell et al., 2002; Echazú, 2004). En
AC se registraron los máximos valores de densidad de Nitzschia palea (Kz.) W. Smith y
N. umbonata (Ehr.) Lang-Bert, especies con mayor tolerancia a la contaminación con
materia orgánica (Licursi, 2002). El rango de valores de densidad fitoplanctónica
registrado en el cauce principal del río Luján es similar al informado por del Giorgio et
al. (1991) en el área de estudio y por Descy (1987) para ríos de llanura con elevado
estado trófico.
Reynolds y Glaister (1993) y Scherwass et al. (2010) señalan que en condiciones
naturales la densidad de especies fitoplanctónicas de ríos de llanura aumenta en
dirección aguas abajo. Este incremento se explica en parte por la contribución desde los
tributarios y la existencia de zonas de menor velocidad de la corriente, que constituye
una condición esencial para un gran desarrollo fitoplanctónico (Salmaso y Braioni,
2008). Sin embargo, la disminución de la velocidad durante épocas de escasas
precipitaciones provoca incrementos en el tiempo de retención de las aguas residuales
que a su vez produce un deterioro de la calidad del agua en ese tramo (Soares et al.,
2007). Esto se vio reflejado aguas abajo del PIP (L3), donde se registró la menor
velocidad superficial promedio y se observó en casi todos los meses una disminución de
la abundancia fitoplanctónica y clorofila a respecto al sitio anterior.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
51
A nivel temporal, el elevado desarrollo fitoplanctónico durante los meses más
cálidos, en particular diciembre, causaría la disminución de los valores de transparencia
registrados en esta época (O´Farrell et al., 2002). Los valores máximos de clorofila a y
densidad fitoplanctónica en el cauce principal durante noviembre no se correspondieron
con los valores máximos de fósforo total y disuelto. Este comportamiento difiere de lo
observado por Olguín et al. (2004) en el río Reconquista, en donde los máximos de
abundancia fitoplanctónica coinciden con los máximos de nutrientes. Son numerosos
los casos en los que se indica que los factores controladores de la composición de
especies, la abundancia y biomasa fitoplanctónicas en ríos eutróficos de llanura no son
prioritariamente la condición de nutrientes sino otros factores de variación estacional
tales como la temperatura, la irradiancia y el caudal (Basu y Pick, 1996; Descy, 1987;
Devercelli y O’Farrell, ms; Leland, 2003). En este sentido, el dendrograma obtenido
del análisis de cluster reveló que la variación temporal de la composición
fitoplanctónica es más fuerte que su variación espacial en el cauce principal del río, ya
que el régimen hidrológico de este curso de agua produce un mayor impacto sobre el
fitoplancton que las propiedades físicas y químicas del agua.
La existencia de patrones de variación temporal y estacional, el deterioro de la
calidad del agua y el aumento del estado de trófico en los cursos hídricos estudiados, y
la consecuente variación de la composición y abundancia fitoplanctónica han sido
analizados por diversos métodos a lo largo de este trabajo, pudiendo sintetizarse a partir
del Análisis de Redundancia Canónica. Este análisis determinó un ordenamiento de los
sitios con un patrón espacio-temporal que evidencia una disminución de la calidad del
agua en el cauce principal en dirección aguas abajo y hacia los meses más cálidos.
También revela un impacto sobre el fitoplancton: por un lado, los sitios con gran
contaminación orgánica presentan mayores densidades de Cyanophyta, Euglenophyta,
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
52
Nitzschia palea (Kz.) W.Smith y N. umbonata (Ehr.) Lang-Bert y por otro lado, la
disminución de las precipitaciones y el caudal principalmente durante los meses cálidos,
aceleran el deterioro de la calidad del agua generando la disminución de la densidad de
diatomeas céntricas, y el aumento y dominancia Chlorophyta.
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
53
CONCLUSIONES
Los cursos de agua estudiados presentaron marcadas diferencias en calidad del
agua. En el arroyo Las Flores se detectó el menor grado de deterioro, mientras que el
arroyo Carabassa se encuentra fuertemente impactado por contaminación orgánica. El
cauce principal presenta un grado de contaminación orgánica moderada, con un
aumento del deterioro en dirección aguas abajo (Fig. 28).
Se detectaron dos patrones de variación definidos: un patrón espacial asociado a
la acción antropogénica y un patrón temporal relacionado con las variaciones
estacionales y cambios de las condiciones hidrológicas del río. Ambos patrones
interactúan determinando la calidad del agua y el grado de eutroficación de este tramo
del río Luján. El cauce principal del río presentó un patrón de variación espacial
asociado a un aumento de la contaminación orgánica y estado trófico en dirección aguas
abajo, reflejado en el incremento de la DBO y DQO y de la concentración P-PO4-3 y
N-NH4+. La disminución de las precipitaciones y el caudal, durante los meses cálidos,
aceleraron este deterioro provocando el incremento de la conductividad, sólidos totales,
nitritos y disminución del oxígeno disuelto.
La estructura y dinámica del fitoplancton está determinada principalmente por
las variaciones estacionales. Sin embargo, la disminución de su abundancia y biomasa
aguas abajo de la descarga del PIP reflejaría el deterioro espacial del cauce principal y
el impacto negativo sobre el fitoplancton.
El arroyo Carabassa y las descargas provenientes del PIP y del canal Agustoni,
resultaron las principales fuentes de contaminación puntual que estarían provocando el
patrón de variación espacial observado (Fig. 28). Este incremento en la carga orgánica
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
54
excede la capacidad de autodepuración de este tramo del río, y los niveles de oxígeno
responderían principalmente a la creciente DBO generada por las descargas.
DESCARGA CONTAMINANTE
OD
N - NH
DQO, DBO, P-PO
Cyanophyta, Euglenophyta,
y
4
4
-3
Nitzschia palea N. umbonata
CALIDAD CRECIENTE
L1
L2L3
L4
L5
ACALF
Arroyo
Carabassa
Arroyo Las Flores
Río Luján
Pilar
PIP
Aumento contaminaciónorgánica y eutroficación
Figura 28. Representación del patrón de variación espacial de la calidad del agua del tramo estudiado del Río Luján (partido de Pilar). Se indica la ubicación de las principales fuentes de contaminación orgánica (flecha roja) y las variables características de cada sitio (▲, ■, ●,*).
Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
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Caracterización de la calidad del agua de una sección del Río Luján: Efectos sobre el fitoplancton
61
AGRADECIMIENTOS
En primer lugar, quiero agradecer a Inés O´Farrell, por aceptar dirigir este
seminario, por enseñarme y guiarme, por el tiempo dedicado y su infinita paciencia. Ha
sido una gran influencia para mi, tanto en el ámbito científico como personal. Inés,
gracias por corregir este trabajo aún arriba de un avión yéndote de vacaciones.
A Haydeé Pizarro por los consejos recibidos a lo largo de casi toda mi carrera,
por transmitirme su pasión y sobre todas las cosas, por confiar en mí.
A todos los integrantes del laboratorio de Limnología, que siempre me han
hecho sentir muy cómoda.
A la Asociación Bonaerense de Investigaciones Ambientales (A.B.I.A.),
especialmente a Cristian Vodopivez por confiar en mí y aceptar financiar este trabajo.
A mis compañeros del Laboratorio de Análisis Ambientales (Ale, Andrés y
Mercedes), por acompañarme y colaborar en las distintas etapas de este proyecto. A
Graciela Barreto, por su guía y apoyo cotidiano. Gracias por “remar” conmigo siempre
que fue necesario.
A mis compañeras y amigas, Virginia y Marina, por haber compartido conmigo
todos estos años. Por el cariño, la alegría, paciencia y generosidad, y por ayudarme a
superar cada uno de mis tropiezos.
A mis amigas de la vida, por comprender mis ausencias.
A mis hermanos: Pichi, Caro, Mecky, Jorge y Fede, por la compañía
permanente, por levantarme el ánimo siempre que lo necesité y festejar mis logros como
propios (aún pese a la distancia). Fede, gracias por las extensas charlas académicas.
A mi mamá, Margarita y mi papá, Jorge por estar siempre, por apoyarme en todo
lo que me propuse hacer, por ser incondicionales y por quererme tanto. Papá, gracias
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por compartir conmigo las salidas de campo, aún cuando eso implicaba caminar sobre el
puente de Zelaya, Mamá, gracias por enseñarme a no bajar los brazos nunca.
Y por último, le agradezco a Lucas por ayudarme con la presentación y diseño
de este seminario. Pero por sobre todas las cosas, por acompañarme en este largo
camino, por el amor, apoyo y contención. Gracias a vos y a Felicitas todo se vuelve más
fácil.