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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.


2

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


3

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.


4

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


5

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


6

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.


7

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.


8

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


9

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-


10

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,


11

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.


12

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


15

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


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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).


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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


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.


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).


20

Temperatura (ºC)

0

10

20

30


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



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


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



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).


22

Oxígeno disuelto (mg/l)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



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).


23

0

10

20

30

40

50


DBO (mg/l)


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


DQO (mg/l)


>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.


24

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5


DBO:DQO


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)


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


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


Sólidos Totales (mg/l)


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.


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).


27

0

1000

2000

3000

4000

5000


N-NH4+ (µµµµg/l)


> 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.


28

0

200

400

600

800

1000

1200


N-NO2- (µµµµg/l)


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



> 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.


29

0

1000

2000

3000

4000


P-PO4-3 (µµµµg/l)


> 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).


30

0

2000

4000

6000

8000



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.


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


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.


33

Fig

ura

19. V

aria

ción

de

los

porc

enta

jes

rela

tivo

s de

los

dis

tint

os g

rupo

s fi

topl

anct

ónic

os o

bser

vado

s en

cad

a si

tio

dura

nte

el p

erío

do d

e es

tudi

o.

Los

reg

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a A

LF

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C s

e de

stac

an c

on u

n re

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


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.


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


Clorofila a (mg/m3)


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


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


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


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.


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


julio agosto septiembre octubre noviembre diciembre

24,7 47,315,1


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


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+


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


41

Fig

ura

27. R

epre

sent

ació

n (b

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t) d

el a

náli

sis

de r

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L

1,

L2,

L

3,

L4,

L

5,

AL

F y

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C, 7

-12:

mes

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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


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.


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


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.


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


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


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


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,


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


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.


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,


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.


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


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 (▲, ■, ●,*).


55

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

Abel P.D., 1996. Water Pollution Biology. Taylor and Francis, Londres. 286 pp.

AGOSBA-OSN-SIHN,1994. Río de la Plata: Calidad de aguas de la Franja Costera Sur (San Isidro - Magdalena). Informe de avance. 167 pp.

American Public Health Association (APHA), 1995. Standard Methods for the Examination of Waters and Wastewaters, 19th ed., Washington, DC.

Andrade M.I., 1986. Factores del deterioro ambiental de la cuenca del Río Luján. Contribución del Instituto de Geografía, Facultad de Filosofía y Letras, Universidad de Buenos Aires.

Arreghini S., 2008. Bases para la clasificación, monitoreo y remediación de un río de llanura. Una aproximación a nivel de cuenca. Tesis Doctoral. Universidad de Buenos Aires.

Basu B. K. y Pick F.R., 1996. Factors regulating phytoplankton and zooplankton biomass in temperate rivers. Limnol. Oceanogr. 41:1572–1577.

Berón L., 1984. Evaluación de la calidad de las aguas de los ríos de la Plata y Matanza – Riachuelo mediante la utilización de índices de calidad de agua, Secretaría de Vivienda y Ordenamiento Ambiental, Ministerio de Salud y Acción Social, Buenos Aires.

Braga M.I., 2000. Integración de las funciones y servicios de los ecosistemas de agua dulce a los proyectos de desarrollo hídrico.; Informe Técnico, Banco Interamericano de Desarrollo, Washington D.C.

Carpenter S.R., Caraco N.F., Correll D.L., Howarth R.W., Sharpley A.N. y Smith V.H., 1998. Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen. Ecological Applications 8(3):559-568.

Casset M.A., Momo F.R. y Giorgi A., 2001. Dinámica poblacional de dos especies de anfípodos y su relación con la vegetación acuática en un microambiente de la cuenca del Río Luján (Argentina). Ecología Austral 11:79-85.

Castañe P.M., Loez C.R., Olguín H.F., Puig A., Rovedatti M.G., Topalián M.L. y Salibián A., 1998. Caracterización y variación espacial de parámetros físico-químicos y del plancton en un río urbano contaminado (río Reconquista, Argentina). Rev. Int. Contam. Ambient. 14(2):69-77.

Censo Nacional de Población, Hogares y Viviendas del año 2001. http://www.indec.mecon.ar


56

Conforti V., Alberghina J. y Gonzalez Urda E., 1995. Structural changes and dynamics of the phytoplankton along a highly polluted lowland river of Argentina. J. Aq. Ecos. Health 4:59-75.

Cushing C.E. y Allan J.D., 2001. Streams: their ecology and life. Academic Press. 359 pp.

del Giorgio P., Vinocur A., Lombardo R. y Tell G., 1991. Progressive changes in the structure and dynamics of the phytoplankton community along a pollution gradient: a multivariate approach. Hydrobiologia 224:129-154.

Descy J.P., 1987. Phytoplankton composition and dynamics in the River Meuse (Belgium). Arch. Hydrobiol. Suppl. 78:225-245.

Devercelli, M. y O’Farrell, I. Factors affecting the structure and maintenance of algal assemblages in a nutrient rich lowland river, ms.

Diez Jerez M.C., Villouta Vasquez F., Montoya Jaramillo M.T. y Bornhardt Brachmann C., 2002. Tratamiento combinado de lodos activados y lecho fijo sumergido para tratar efluente de celulosa kraft blanqueada. XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Cancún, México.

Dodds, W.K., 2006. Eutrophication and trophic state in rivers and streams. Limnol. Oceanogr. 51(1, part 2) 671–680. doi 10.1007/s10452-007-9135-x.

Dodds W.K., 2007. Trophic state, eutrophication and nutrient criteria in streams. Trends in ecology & evolution 22(12):669-676. doi:10.1016/j.tree.2007.07.010

Dodds W.K., Jones J.R. y Welch, E.B., 1998. Suggested classification of stream trophic state: distributions of temperate stream types by chlorophyll, total nitrogen, and phosphorus. Water Research 32:1455-1462.

Dodds W.K. y Welch E.B., 2000. Establishing nutrient criteria in streams. J. N. Am. Benthol. Soc. 19(1):186–196.

Domínguez E. y Fernández H.R., 1998. Calidad de los ríos de la cuenca del Salí (Tucumán, Argentina) medida por un índice biótico. Serie Conservación de la Naturaleza, Fund. Miguel Lillo. 40 pp.

Echazú M.E., 2004. Influencia del sistema Paraná/Río de La Plata en la calidad del agua y el fitoplancton del tramo inferior del Río Luján (Buenos Aires). Tesis de Licenciatura. Facultad de Ciencias Exactas y Naturales. Universidad de Buenos Aires. 68 pp.

Feijoó C.S., Giorgi A., García M.E. y Momo F., 1999. Temporal and spatial variability of a pampean basin. Hydrobiologia 394:41-52.

García de Emiliani M.O. y Devercelli M., 2004. Estructura y dinámica del fitoplancton de un río tributario (Salado) y cauces secundarios del río Paraná (Santa Fé, Coronda y El Vado) en el área de confluencia (Santa Fé, Argentina). FABICIB 8:23-42.


57

Garnero J.A., 2005. Evaluación del cloruro de hierro (III) como coagulante en el tratamiento de efluentes de la industria frigorífica. Congreso internacional de la mejora continua y la innovación en las organizaciones. Córdoba, Argentina.

Giorgi A., Banchero M., Rivelli S., Clarensio O. y Cuevas W., 1999. Algunas variables indicativas de la calidad del agua del tramo medio del Río Luján. En: VII Jornadas pampeanas de Ciencias Naturales. COPROCNA.

Goldberg S., Cirera I., Parella M., Benítez A., Bulos L. y Troncoso A., 1995. Caracterización climática y agroclimática de la cuenca del Río Luján. En: I Jornadas sobre la Cuenca del Río Luján.

Hilton J., O'Hare M., Bowes M.J. y Jones J.I., 2006. How green is my river? A new paradigm of eutrophication in rivers. Science of the Total Environment 365:66–83.

INA, 2006. Evaluación de la calidad de las aguas de la Cuenca del río Luján. Informe Final.

Isasa S.G., 2000. Diagnóstico y evaluación de la situación del tratamiento de los efluentes líquidos de la industria frigorífica en Rosario y el Gran Rosario. Invenio 3(4-5):161-174.

Leland H.V., 2003. The influence of water depth and flow regime on phytoplankton biomass and community structure in a shallow, lowland river. Hydrobiologia 506-509: 247-255..

Ley de Residuos Peligrosos, 1993. Ley 24051. Decreto Reglamentario 831/93 y Resolución 242/93. Acta Toxicológica Argentina 1(2):16-43.

Licursi M., 2002. Efecto de las perturbaciones antropogénicas sobre la taxocinesis de diatomeas bentónicas en sistemas lóticos pampeanos. Tesis Doctoral. Universidad Nacional de La Plata.

Loez C.R. y Salibian A., 1990. Premieres dones sur le phytoplancton et les caracteristiques physico-chemiques de rio Reconquista (Buenos Aires, Argentina): une riviere urbaine pollué. Rev. Hydrobiol. Trop. 23:283-296.

Loez C.R. y Topalián M.L., 1999. Use of algae for monitoring rivers in Argentina with special enphasis for the Reconquista river (región of Buenos Aires). En: Prygiel J., Whitton B.A. and Bukowska J. (Eds) Use for algae for monitoring rivers III, Douai. 271 pp.

Lombardo R., O’Farrell I. y dos Santos Afonso M., 2009. Spatial and temporal ion dynamics on a complex hydrological system: the Lower Luján River (Buenos Aires, Argentina). Aquat Geochemistry 16(2):293-309. doi: 10.1007/s10498-009-9064-5.

Lowe R.L. y Pan Y., 1996. Benthic Algal Communities as Biological Monitors. In: Stevenson R.J., Bothwell M.L., Lowe R.L. [eds.]. Algal Ecology: Freshwater Benthic Ecosystems. New York:Academic 31-56.


58

Mallin M.A., Johnson V.L, Scott H., Ensign S.H. y MacPherson T.A., 2006. Factors contributing to hypoxia in rivers, lakes, and streams. Limnol. Oceanogr. 51: 690–701.

Margalef R., 1983. Limnología. Omega, Barcelona. 1010 pp.

Marker A.F.H., Crowther C.A. y Gunn R.J.M., 1980. Methanol and acetone as solvents for estimating chloropyll a and phaeopigments by spectrophotometry. Egerb. Limnol. 14:52-69.

Martínez L.F. y Donato J., 2003. Efectos del caudal sobre la colonización de algas en un río de alta montaña tropical (Bocayá, Colombia). Caldasia 25(2): 337-354.

McCormick P.V. y Cairns J.Jr., 1994. Algae as indicators of environmental change: Journal of Applied Phycology 6:509-526.

Mercado L.M., 2001. Fitoplancton de seis sistemas lóticos de la provincia de Buenos Aires (Argentina). Rev. Mus. Argentino Ccias. Nat. 3 (1): 21-31.

Mercado L.M., 2003. A comparative analysis of the phytoplankton from six pampean lotic systems (Buenos Aires, Argentina). Hydrobiologia 495: 103–117.

Mercado L.M. y Gómez N., 2000. A structural analysis of the phytoplankton of the Paraná de la Palmas river (lower Paraná). Arch. Hydrobiol. Suppl. 115(4):453-471.

Meybeck M., 2003. Global analysis of river systems: from Earth system controls to Anthropocene syndromes. Phil. Trans. R. Soc. Lond. 358:(1935-1955). doi: 10.1098/rstb.2003.1379

Momo F., Ventura A. y Maccor T., 2003. Estado ecológico de la cuenca del río Luján. En: Las aguas bajan turbias en la región metropolitana del Gran Buenos Aires. Editorial Universidad Nacional de General Sarmiento, Ediciones Al Margen. 103-110.

Morello J., Marchetti B., Rodríguez A. y Nusbaum A., 1997. El Ajuste Estructural Argentino y los Cuatro jinetes del Apocalipsis Ambiental. Erosión de los suelos, deforestación, pérdida de biodiversidad y contaminación hídrica. Colección CAE-CBC, nº2, EUDEBA, Buenos Aires.

O´Farrell I., Lombardo R., De Tezanos Pinto P. y Loez C., 2002. The assessment of water quality in the Lower Lujan River (Buenos Aires, Argentina): phytoplankton and algal bioassays. Environmental Pollution 120(2):207-218.

Olguín H.F. y Loez C.R., 1996. Estructura y dinámica espacio-temporal del fitoplancton del río Reconquista (Bs. As.): período XI/93-III/94. En: Salazar R.H. (Ed.) Instituto Provincial del Medio Ambiente y Gobernación de la Provincia de Buenos Aires, Cuencas Hídricas; Contaminación, Evaluación de Riesgo y Saneamiento, 124-126.

Olguín H.F., Puig A., Loez C.R, Salibian A., Topalián M.L, Castané P.M y Rovedatti M.G., 2004. An integration of water physicochemistry, algal, bioassays, phytoplankton,


59

and zooplankton for ecotoxicological assessment in a highly polluted lowland river. Water, Air, and Soil Pollution 155:355–381.

Peirce J.J., Weiner R.F. y Vesilind P.A, 1998. Environmental pollution and control, 4th ed. Butterworth-Heinemann. 315 pp.

Pochat V., 1998. Situación actual de la problemática del agua en la República Argentina. En: Fernández Cirelli A. (ed.). Agua. ”Problemática regional”. Enfoques y perspectivas en el aprovechamiento de recursos hídricos. EUDEBA. Buenos Aires. 255 pp.

Reynolds C.S. y Descy J.P., 1996. The production, biomass and structure of phytoplankton in large rivers. Arch. Hydrobiol. Supple. 113:161-187.

Reynolds C.S., Descy J.P. y Padisak J., 1994. Are phytoplankton dynamics in rivers so different from those in shallow lakes? Hydrobiologia 289:1-7.

Reynolds C.S. y Glaister M.S., 1993. Spatial and temporal changes in phytoplankton abundance in the upper and middle reaches of the River Severn. Arch. Hydrobiol., 101 (Suppl), 1-2.

Salibián A., 2006. Ecotoxicological assessment of the highly polluted Reconquista River of Argentina. In: Ware GW (Editor). Reviews of environmental contamination and toxicology 185: 35-65

Salmaso M.G. y Braioni N., 2008. Factors controlling the seasonal development and distribution of the phytoplankton community in the lowland course of a large river in Northern Italy (River Adige). Aquat. Ecol. 42:533-545. doi: 10.1007/s10452-007-9135-x

Scherwass A., Bergfeld T., Scho A., Weitere M. y Arndt H, 2010. Changes in the plankton community along the length of the River Rhine: Lagrangian sampling during a spring Situation. Journal of Plankton Research 0:1-12. doi:10.1093/plankt/fbp149

Sjöström, E., 1981. Wood Chemistry Fundamentals and Aplications. En: Diez Jerez M.C., Villouta Vasquez F., Montoya Jaramillo M.T. y Bornhardt Brachmann C., 2002. Tratamiento combinado de lodos activados y lecho fijo sumergido para tratar efluente de celulosa kraft blanqueada. XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Cancún. México.

Smith, V. H. 2003. Eutrophication of freshwater and coastal marine ecosystems. A global problem. Environ. Sci. Pollut. Res. 10: 126–139.

Smith V.H., Tilman G.D. y Nekola J.C., 1999. Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental Pollution 100:179-196


60

Soares M.C., Huszar V.L.M. y Roland F., 2007. Phytoplankton dynamics in two tropical rivers with different degrees of human impact (Southeast Brazil). River Res. Applic. 23(7):698-714. doi: 10.1002/rra.987.

ter Braak C.J.F., 1988. Canonical correspondence analysis: a new eigenvector technique for multivariate direct gradient analysis. Ecology 67: 1167-79.

ter Braak C. J.F. y Smilauer P., 1998. CANOCO Reference Manual and User's Guide to CANOCO for Windows: Software for Canonical Community Ordination (version 4). Microcomputer Power, Ithaca, New York, USA.

U.S. EPA, 1996. Environmental indicators of water quality in the United States. EPA 841-R-96-002. USEPA, Office of Water (4503F), U.S. Government Printing Office, Washington, D.C., USA. U.S. EPA, 2000. Nutrient Criteria Technical Guidance Manual, Rivers and Streams. EPA 822-B-00-002. USEPA, Office of Water (4503F), Office of Science and Tecnology, Washington, D.C., USA.

Utermöhl H., 1958. Zur vervokmmung der quantitativen phytoplankton methodik. Mitt. Int. Ver. Limnol. 9:1–38.

Van Dam H., Mertens E. y Sinkeldam J., 1994. A coded checklist and ecological indicator values of freshwater diatoms from the Netherlands. Netherlands J. Aquat. Ecol. 28(1):117-133.

Venrick E.L., 1978. How many cells to count? En: Sournia A (Ed.), Phytoplankton Manual. UNESCO, Paris, 167-180.

Wetzel R.G., 1981. Limnología. Omega. Barcelona. 679 pp.


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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.

caracterización de la calidad del agua de una sección del ... de la calidad de agua.pdf · la...

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