INTRODUCCIÓN

El río Guadiamar es el último afluente por lamargen derecha del río Guadalquivir. Es uno delos pocos ríos andaluces no regulados en sucauce principal. Está situado en la franja pirítica

de la Sierra Morena y en su cuenca ha habidoexplotaciones mineras durante muchos siglos.La última explotación en activo, las minas deAznalcóllar ha determinado durante muchosaños una constante contaminación metálica deltramo medio-alto del río, aunque sus efectos no

Efecto de la contaminación minera sobre el perifiton del ríoGuadiamar

Gonzalo Martín*, Eva Alcalá*, Carolina Solá**, Ángel Plazuelo*, Mª Dolores Burgos* yElisabeth Reyes* y Julia Toja*

(*) Dept. Biología Vegetal y Ecología. Universidad de Sevilla. Apartado 1095, 41080 SEVILLA(jtoja@us.es)(**) Dept. Ecología. Universidad de Barcelona. Avd. Diagonal 645, 08028 BARCELONA (csola@por-thos.bio.ub.es)

RESUMEN

Este trabajo presenta el efecto que la contaminación por metales pesados ha tenido sobre el perifiton del río Guadiamar y estáenglobado dentro de un seguimiento general de los organismos y la calidad del agua que se ha estado llevando a cabo desde elaccidente de las minas de Aznalcóllar, en abril de 1998. Se pretende discernir qué factores tienen más importancia en la estruc-turación de la comunidad, hasta qué punto la concentración de metales ha llegado a alterarla y si hay bioacumulación de meta-les pesados en perifiton. Para ello se han contrastado las observaciones de campo con experimentación en el laboratorio, some-tiendo en este caso al perifiton a distintas concentraciones de una mezcla de metales pesados (similares a las que ha sufrido elrío), como único factor de alteración. Los resultados indican que las algas bioacumulan metales, que estos afectan al desarro-llo y la composición de la comunidad, pero que en el río esta respuesta refleja más una adaptación a tolerar la acidez del aguaque a la contaminación por metales pesados (posiblemente porque las especies más sensibles a los metales no se pueden desa-rrollar). Por tanto, la comunidad resultante en el río es diferente de la que se desarrolló en el laboratorio, ya que en este últimosólo se seleccionaron especies en virtud de su mayor o menor tolerancia a la contaminación por metales pesados.

Palabras clave: Perifiton. Acidez. Metales pesados. Ríos.

ABSTRACT

This paper shows the effects that pollution by heavy metals has had on the periphyton of the Guadiamar River and is includedinto a general follow-up of the biota and water quality, which has been taking place since the Aznalcóllar mine tailings spill, inApril 1998. The objective is to know which factors have the most importance with regard to community structure, to whichpoint the concentration of metals has come to alter it, and to know whether bioaccumulation of heavy metals occurs inperiphyton, whether it has altered the taxonomic composition of the periphyton community. To achieve this, analyses ofperiphyton samples taken at the river have been compared with those gotten in laboratory experiments, in which algae fromnon-polluted parts of the river were subjected to different concentrations of heavy metals(similar to those that affected theriver), as the only agent able to alter the community. Results indicate that the algae do bioaccumulate heavy metals, and thatthey affect the community development and composition. However, in the river this response reflects more an adaptation to aci-dity tolerance, rather than heavy metal pollution (possibly duo to the fact that heavy metal sensitive species can not develop).Therefore, the periphyton community existing at the river differs from the one gotten in the laboratory, because in this case thetaxa were selected only in relation to their tolerance to heavy metals.

Keywords: Periphyton. Acidity. Heavy metals. Rivers.

Limnetica 23(3-4): 315-330 (2004)© Asociación Española de Limnología, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409

315

eran excesivamente notorios debido a la adapta-ción de las comunidades. Además de esteimpacto, el río Guadiamar recibía sin depurarlas aguas residuales de los municipios ribere-ños, así como los vertidos de las industriasagropecuarias (alpechines y vinazas), que seconcentran a partir del puente de las Doblas(Fig. 1, punto 3). Además, el tramo inferior delrío, que se derramaba en la marisma de Doñanase modificó en los años 50, canalizándolomediante la construcción de dos diques separa-dos por 1 km. (Arambarri et al., 1984).

Esta situación se agravó como consecuenciadel accidente minero ocurrido en abril de 1998cuando, por rotura de la balsa de estériles, se

vertieron en el río (a través de su afluente elAgrio) 4 hm3 de fango y aguas ácidas cargadosde metales pesados, que asolaron todo el caucey la zona inundable en una longitud de unos 40Km. (Grimalt et al., 1999) A pesar de las labo-res de limpieza desarrolladas, tanto en los siste-mas terrestres adyacentes, como en el propiocauce, aun ha quedado un resto de piritas quesignif ican una contaminación a largo plazo(Gallart, et al., 1999).

El vertido tóxico, las labores de limpieza yotras actuaciones realizadas, tanto en el propiocauce como en los sistemas terrestres adyacen-tes, modificaron sensiblemente las característi-cas fisicoquímicas del agua y de los sedimen-tos. Estas variaciones afectaron, lógicamente,a todas las comunidades asociadas al río.Desde el punto de vista de las comunidadesacuáticas, la situación de dichas poblacionesdespués de una pequeña recuperación inicial semantuvo estática durante muchos meses, yaque tanto las condiciones físicas como las quí-micas no permitían una mejora sensible. Sinembargo, ya a mediados del año 2000 empeza-ron a producirse nuevos acontecimientos quehan marcado un ligero cambio en el ríoGuadiamar. Por una parte, empezó la retiradade las trampas de sedimento, que habían con-vertido el río en una sucesión de pozas. Porotra parte se realizó la limpieza del cauce de laparte superior del río. Finalmente tuvieronlugar las primeras lluvias fuertes desde abrilde 1998, con las consecuentes avenidas. El año2001 fue mucho más lluvioso que los anterio-res, especialmente en invierno, cosa que,en principio, fue favorable para la recupe-ración de las comunidades acuáticas.

Para controlar tanto el efecto del vertidocomo la posible recuperación se inició en Juliode 1998, apenas tres meses después de produci-do el accidente, un programa de seguimientoque ha producido ya algunas publicaciones (Pratet al., 1999; 2001; Solá et al., 2001)

En este artículo se reflejarán los cambiosocurridos en la densidad y composición de lascomunidades de perifiton, así como en la acu-mulación en esta comunidad de elementos tóxi-

316 Martín et al.

Figura 1. Localización del río Guadiamar y de las estacionesde muestreo. Los números de las estaciones que se han consi-derado en este trabajo se han destacado con mayor tamaño.Location of the Guadiamar River and the sampling stations.The number of stations considered in this paper are shownwith a bigger size.

cos (Zn, Cu, Pb, Cd, Tl, As y Sb). Se utiliza eltérmino perifiton en su acepción de algas bentó-nicas que se desarrollan adheridas a un sustrato(Wetzel, 1983, Iserentant, 1987, Casco, 1989).

En el campo coexisten diversos factores (pH,concentración de metales, velocidad de corrien-te) que afectan a la estructura y composicióntaxonómica de las comunidades acuáticas.Además, los análisis de metales realizados enlas muestras tomadas en el río no permiten dife-renciar qué parte de estos metales está incorpo-rada a la biomasa y qué parte corresponde a par-tículas de pirita acompañantes. Por esta razón seha experimentado en el laboratorio, con undoble objetivo: determinar si hay bioacumula-ción de metales por parte de las algas y ver elefecto que la concentración de metales por sísola tiene en la composición del perifiton. Losresultados obtenidos con estas experienciastambién se recogen en este artículo.

MATERIAL Y MÉTODOS

Experiencias de campo

Aunque para el estudio general se seleccionaron10 puntos de muestreo (Fig. 1) de los que dos: el1 (zona fluvial) y el 10 (zona marismeña) se hanutilizado como referencia al no haber estadoafectados por el vertido tóxico, en este estudiosólo se consideran los resultados obtenidos en eltramo superior (puntos 1 a 3), debido a que en eltramo inferior el impacto de la contaminaciónorgánica enmascara el efecto del vertido tóxico.La frecuencia de muestreo ha sido variable a lolargo del periodo de estudio, siendo cada 6semanas en 1998 y 1999, cada 3 meses en 2000y cada 6 meses en 2001.

Para el estudio del perifiton se recolectaronsustratos naturales colonizados. En el tramodel río considerado en el presente trabajo lossustratos recogidos fueron piedras en todoslos casos, siempre en zona de corriente, sibien en otras zonas del río esto no fue asídebido a la granulometría del sustrato y lascaracterísticas del cauce.

En cada punto se recogieron muestras para distin-tos tipos de análisis: 1) Análisis de pigmentosfotosintéticos como estima de la biomasa; 2)Identificación y recuento de especies; 3) Análisisde metales. Para cada uno de estos análisis setomaron varias piedras al azar con una superficietotal media de aproximadamente 100 cm2.

Para el análisis de pigmentos fotosintéticoslos sustratos se introdujeron, directamente en elcampo, en metanol. La extracción se realizó enoscuridad y a 4 ºC durante 24 horas. La concen-tración de clorofila a se estimó por la fórmulade Talling & Driver (Vollenweider, 1969).

Para la identificación y recuento de las espe-cies de perifiton, los sustratos se introdujeronen formol al 4%, en el laboratorio el sustrato serascó y el material recogido se guardó en for-mol al 4%, separándolo en dos alícuotas,una para la identif icación de las especies yotra para el recuento utilizando la técnicaUtermöhl (1958). A partir de estos recuentosse determinó la abundancia relativa de cadauna de las especies.

Para el análisis de metales, los sustratos seintrodujeron en agua MilliQ conservándose enfrío. El raspado de los sustratos se realizó utili-zando material previamente lavado con ácidonítrico para eliminar posibles restos de metalesen él. Posteriormente, la suspensión en aguaMiliQ obtenida se filtró en nitrato de celulosaWHATMAN de 0.45 mm de poro, congelandoy liofilizando posteriormente los filtros. Lasmuestras biológicas liofilizadas se digirieronen recipientes cerrados (reactores de presión“Savillex”, mod 561 2R) con 1.5 ml de HNO3 y0.4 ml de H2O2 a 90°C durante 6 horas, dilu-yendo el resultado en 3 ml de agua bidestilada.El mismo procedimiento se realizó al materialde referencia adecuado. El análisis de metalesse realizó por espectrometría de Masas dePlasma, acoplado inductivamente (espectróme-tro IOP-MS Perkin-Elmer modelo Elam-6000),utilizando Rh como estándar interno. Todo elmaterial utilizado en el tratamiento de lasmuestras para el análisis de metales fue previa-mente lavado con HNO3 al 10% y enjuagadovarias veces con agua bidestilada.

Contaminación minera en perifiton 317

Los elementos que contaminan básicamente elGuadiamar y el Agrio, como efecto del acci-dente minero, son Zn, Cu, Pb, Cd, Tl, As ySb, por lo que son los que se han analizado enlas muestras. Entre ellos hay dos (Sb y As)que son metaloides, pero, de forma general,se hablará de metales pesados.

Mediante un análisis canónico de correspon-dencias (CCA, PC-ORD), se ha comparado laabundancia de los taxa de perifiton dominantesen los distintos tramos de río, con diversasvariables indicadoras de la contaminación mine-ra (pH y concentraciones de Zn, Pb, Cd, Cu, Tl).No se han considerado los elementos no metáli-cos (As y Sb), porque su comportamiento frenteal pH es distinto a los elementos metálicos, deforma que las máximas concentraciones deriva-das del accidente minero se han registrado enzonas situadas aguas abajo del tramo de río con-siderado en este trabajo (Toja et al., 2003).

Experiencia de laboratorio

En el experimento se ha procurado reproducir,dentro de lo posible, las condiciones naturales

del río (Fig. 2). Para ello se han utilizado comu-nidades de perifiton naturales, desarrolladas enel punto de referencia (Gerena, punto 1) sobresustratos artificiales, consistentes en tiras deacetato esmeriladas, que se mantuvieron en elrío 4 semanas. Como base del medio de cultivo,se utilizó agua procedente de Gerena, previa-mente filtrada con filtros WATMAN GF/C. Seenriqueció el agua con nutrientes (compuestosde nitrógeno y fósforo) hasta alcanzar concen-traciones similares a las máximas que de losmismos se han detectado en el río en Gerena alo largo del estudio (Prat et al., 1999). La razónde este enriquecimiento era que, en ensayos pre-vios, se había visto que, dado que el agua enGerena tiene, normalmente, pocos nutrientes,las comunidades decaían por limitación de éstosantes que por el efecto tóxico. La experimenta-ción se realizó en una serie de pequeños canales(50 cm de largo, 10 de ancho y una lámina deagua de 2 cm.) haciendo pasar el agua por ellosen flujo continuo de 0.4 litros/hora, similar alque se encuentra en las pozas del río, donde secolocaron los sustratos artificiales. La tempera-tura se mantuvo entre 20 y 23 °C, la intensidadde luz fue de 100 µE y el fotoperiodo de 12horas luz/12 horas oscuridad.

Se colocaron 5 tiras colonizadas en cada unode los 4 canales utilizados. Uno de los canalesse utilizó como control, sin adición de metales ya los demás se les añadió una mezcla de losmetales considerados en este estudio (Zn, Cu,Pb, Cd, Tl, As, Sb) en concentraciones que,aproximadamente, eran similares a las mínimas(ensayo E1), media (ensayo E2) y máxima(ensayo E3), detectadas para cada metal en elagua del río. Las concentraciones utilizadas encada ensayo se especifican en la figura 2.

El crecimiento del perifiton se determinópor la medida de la clorofila a, tomando unamuestra de cada uno de los 5 sustratos al iniciode la experimentación (tiempo 0) y semanal-mente durante cinco semanas. Para la identi-f icación de las especies y el contenido enmetales se tomaron muestras con la mismaperiodicidad. La metodología utilizada fue laseguida para las muestras de campo.

318 Martín et al.

Figura 2. Diseño experimental en laboratorio. Laboratoryexperimental design.

RESULTADOS

Crecimiento y composición de la comunidadperifítica

Estudio en el campo

La figura 3 muestra la concentración de clorofilaen el tramo considerado (puntos 1, 2, 2.1 y 3).Los resultados obtenidos muestran una dinámicamarcadamente estacional y, en general, son algoerráticos. Además de las variaciones estacionalesen las características medioambientales, la razónde esta irregularidad puede estar en el hecho deque los sustratos se tomaban al azar y, teniendoen cuenta que la distribución del perifiton escontagiosa (sobre todo en lo que se refiere a lasalgas filamentosas), puede que las muestrastomadas no reflejaran fielmente las característi-cas medias de la zona. Pero, en general, salvo enlos primeros momentos tras el accidente o endiversos eventos ligados a las actuaciones en elcauce, en las zonas afectadas no sólo no se haregistrado una disminución del crecimiento, sinoque en muchas ocasiones ha sido superior a la dela zona de control. La razón está en la composi-ción de las comunidades. En los puntos afectadosrápidamente se estableció una comunidad dealgas adaptadas a soportar las nuevas condicio-nes, siendo la mayoría de macroalgas filamento-sas, Ulothrix spp (aunque alguna de estas espe-cies podría pertenecer al género Klebsormidium)y Mougeotia sp, principalmente, que incremen-tan mucho la concentración de clorofila.

La figura 4 muestra los niveles de metalesregistrados en las muestras de perifiton. Ladinámica seguida ha sido bastante compleja. Engeneral se observa un descenso a finales delperiodo de estudio para casi todos los elementostóxicos analizados. En parte puede deberse aldescenso en la concentración de metales en elagua pero también puede deberse a que los dosúltimos años fueron lluviosos, con avenidas queaumentaron la velocidad del agua y, como con-secuencia, lavaron parte de la materia inorgánicadepositada en los biofilms. En cualquier caso, espatente el hecho de que las concentraciones de

metales de las zonas afectadas han sido y todavíason muy superiores a la zona control.

La figura 5 muestra la composición de lacomunidad de perifiton en el tramo consideradoa lo largo del tiempo, diferenciando los periodosde avenida y sequía ya que, por causas natura-les, son bastante distintos. El punto control(Gerena) está caracterizado durante la inunda-ción por diatomeas: Achnanthes minutissima yGomphoneis olivacea principalmente pero, tam-bién en mayor o menor medida según el año,Cyclotella meneghiniana, Melosira varians,algunas Synedra (S. ulna, S. acus), Cocconeisplacentula, y varias especies de los génerosNavicula (N. cryptocephala, N. decussis),Cymbella (C. amphicephala, C. ventricosa, C.caespitosa, C. helvetica, C. affinis), Gompho-nema (G. angustatum, G. constrictum) yNitzschia (N. palea, N. sinuata, N. hungarica).En sequía dominan Cianofitas representadasmayoritariamente por Oscillatoria spp, Calo-thrix sp y Geitleribactron periphyticum. Elpunto 2 (río Agrio) es el que más sufre la acciónde la mina. Las especies más características dela zona son Klebsormidium sp, Ulothrix sp,Mougeotia sp y varias diatomeas: Achnanthesminutissima, Eunotia exigua, Nitzschia palea yNaviculáceas (Pinnularia biceps y Navicula spp

Contaminación minera en perifiton 319

Figura 3. Concentraciones de clorofila a en el perifiton, a lolargo del tiempo, en cada una de las estaciones de muestreoestudiadas. Periphyton chlorophyll a concentrations along thestudy period, in each sampling station.

sobre todo). En función del año y la estación lasproporciones de estos taxa han variado muchoaunque, como norma general, las filamentosas

han significado gran parte de la biomasa. Elpunto 2.1 (confluencia) presenta en su mayorparte diatomeas. Se han observado desarrollos

320 Martín et al.

Figura 4. Contenido de cada uno de los metales pesados en el perifiton, a lo largo del tiempo, en cada una de las estaciones demuestreo estudiadas. Heavy metal contents in the periphyton along the studied period, in each sampling station

masivos de filamentosas, Ulothrix, Klebsormi-dium y Mougeotia en buena parte de los casos,principalmente en estiaje. Estos desarrollos hanaportado mucha biomasa y clorofila al sistema,aunque la observación al microscopio revelabamayor efectivo numérico poblacional de otrasespecies (principalmente Achnanthes minutissi-ma, Eunotia exigua, Navicula sp, Pinnulariabiceps, Nitzschia palea y Surirella ovata). En el

punto 3 (Las Doblas) Stigeoclonium protensumsustituye a las filamentosas encontradas aguasarriba. Esta especie, que fue la primera quecolonizó esta zona del río tras el accidente(Prats et al., 1999), es la que más biomasa llegaa aportar y aparece acompañada por diversasdiatomeas (Achnanthes minutissima, Surirellaovata, Nitzschia palea y, en menor medida,Navicula spp y Gomphonema angustatum.

Contaminación minera en perifiton 321

Figura 5. Abundancia relativa media, en cada periodo considerado (avenida a la izquierda, estiaje a la derecha) entre los años 1998y 2001, de las especies o grupos de especies dominantes en cada una de las estaciones de muestreo. Se representa la abundanciadel número de individuos (arriba) y del biovolumen (abajo). Relative average abundance of the dominant species or group of spe-cies found in each considered period (wet season on the left and dry season on the right) from 1998 to 2001. The abundance ofnumber of individuals (up) and biovolume (down) are shown.

La figura 6 muestra la distribución de los taxadominantes de perifiton y de las muestras consi-deradas en el plano definido por los dos prime-ros ejes del análisis CCA. El primer eje, queadsorbe el 22.5% de la varianza, está definidopor el pH. El segundo eje, que adsorbe el 15.9%de la varianza, está definido por la oposiciónentre el talio y el resto de metales.

El eje 1 separa claramente las muestras corres-pondientes al punto 1 (Gerena) y a la mayoría delas del punto 3 (Las Doblas) de todas las delpunto 2 (Agrio) y de la mayoría de las del punto2.1 (Confluencia). Pero algunas de las muestrasde la Confluencia se confunden con las de lasDoblas. Esto está ligado normalmente a que elcaudal en las Doblas proceda mayoritariamentedel Guadiamar o del Agrio. En el primer caso, lacalidad del agua aumenta en la Confluencia y enel segundo disminuye en las Doblas. Según este

primer eje, los taxa se diferencian en dos grupos:por un lado el grupo de las Cianofitas (Calothrixsp + Lyngbya sp + Oscillatoria spp), Achnanthesminutissima, Cymbella spp y Stigeoclonium pro-tensum y, por otro a las Ulotricales (Ulothix +Klebsormidium), Zignematales (Mougeotia +Pleurodiscus) y Eunotia exigua que son especiestolerantes a la acidez.

Aunque las muestras de Gerena y las Doblasaparecen relativamente juntas, el segundo ejedetermina una ligera separación, caracterizandoGerena por las Cianofitas, Achnanthes munutis-sima y Cymbella spp y a las Doblas porStigeoclonium protensun. Como se ha comenta-do anteriormente, esta especie fue la primeraque colonizó el tramo de las Doblas en los pri-meros meses posteriores al accidente minero, encuanto se neutralizó el pH del agua. Por lo tanto,parece que es una especie que tolera una ciertacantidad de metales, pero no resiste la acidez.Por otro lado, las Cianofitas prácticamente sólo

322 Martín et al.

Figura 6. Distribución en el plano definido por los dos prime-ros ejes del análisis CCA, de las muestras de perifiton, de lasvariables fisicoquímicas y de los taxa considerados. Las mues-tras correspondientes a cada estación se han indicado con sím-bolos: ( ) Punto 1, Gerena; ( ) Punto 2, Agrio; ( ) Punto2.1, Confluencia; ( ) Punto 3, Doblas. Distribution, of thesamples, the physical and chemical variables, and the consi-dered taxa, in the plane defined by the two first CCA axes.Samples corresponding to each sampling station are indicatedby symbols: ( ) Station 1, Gerena; ( ) Station 2, Agrio; ( )Station 2.1, Confluencia; ( ) Station 3, Doblas.

Figura 7. Crecimiento de la comunidad (estimado por la con-centración de clorofila.a) en los distintos ensayos (E1, concen-tración de metales baja; E2, intemedia; E3, alta). Se muestra ladesviación estándar en cada caso. Community growth (estima-ted by the chlorophyll a concentration) in the different assays(E1, low concentration of heavy metals; E2, intermediate; E3,high). Standard deviation is shown in each case

aparecen en Gerena. Achnanthes minutissima yCymbella spp, aunque sean proporcionalmentemás importantes en Gerena son abundantes enambas zonas del río. En el caso de los puntosmás contaminados, el segundo eje diferenciaclaramente al grupo de las Ulotricales deEunotia exigua y, en menor medida, de lasZignematales. Es posible que estas especiessean tolerantes a concentraciones relativamentealtas de talio, mientras que para las Ulotricalessea muy tóxico, pero no hemos encontrado refe-rencias bibliográficas al respecto.

Experiencias en el laboratorio

El crecimiento del perifiton se ha visto clara-mente influenciado por la adición de la mezclade metales pesados (Fig. 7). El control ha regis-trado siempre un crecimiento mayor que losotros ensayos, salvo en la primera semana, quefue un periodo de aclimatación de las algas alambiente del laboratorio y de respuesta a lascondiciones impuestas. Aunque con oscilacio-nes, el crecimiento en el control se estanca hacialas dos semanas de experimentación, posible-mente por limitaciones de espacio. En todos losdemás ensayos, el desarrollo ha sido tantomenor cuanto mayor ha sido la concentración demetales. También en estos casos se observa uncambio a partir de los 14 días de experiencia,pero es diferente según el ensayo. A partir deeste momento, E1 se mantiene más o menosestable (aunque en este caso no puede achacarsea limitación de espacio) pero, tanto en E2 comoen E3, empieza un crecimiento que dura hasta elfinal de la experimentación, aunque no se lleguenunca a los niveles del control.

La figura 8 ilustra la evolución temporal de laconcentración de metales en el perifiton paralos distintos ensayos a lo largo del tiempo. Paratodos ellos, salvo para el As, se observa unapequeña bajada a lo largo del tiempo en el con-trol. Ello se debe al lavado, por el flujo de aguafiltrada, de las partículas inorgánicas deposita-das sobre el perifiton. Hay que tener en cuentaque, aunque no afectado por el accidente mine-ro, el punto 1, en el que se dejaron colonizar los

sustratos artificiales para experimentación, reci-be aportes de la cuenca pirítica, donde tambiénhay algunas minas abandonadas, por lo que lossedimentos que recibe también tienen una cier-ta cantidad de metales. De forma general se ob-serva que la concentración de metales en la bio-masa es directamente proporcional a la adiciónde metales al agua y que tiende a aumentar en eltiempo. As muestra una dinámica distinta por-que los valores que se registran en el agua delpunto de referencia, la usada en el sistema deexperimentación, no son significativamente dis-tintos de los de la zona contaminada, ya que esteelemento no ha ido tan ligado a la contamina-ción minera como el resto.

Si se comparan los niveles de metales alcanza-dos en el experimento con los registrados en elcampo, se observa que en éste último son unorden de magnitud superiores, lo que confirmaque una parte de los metales que hay en los bio-films del río corresponde a materia inorgánica(restos de piritas). Pero las diferencias observadasen el experimento entre el control y los demásensayos indican que sí hay una bioacumulación.

La comparación de los distintos tratamientosmuestra que la composición taxonómica de lacomunidad ha variado sensiblemente (Fig.9) porlos metales añadidos. Las cuatro fotografías dela figura 10 muestran la fisonomía del perifitonal final del experimento para los distintos ensa-yos. Sin embargo, el patrón de variación no hasido el mismo que se ha observado en el campo,donde hay otros factores como, por ejemplo, lavelocidad del agua, el pH y la depredación quepueden tener tanta o más incidencia que losmetales en la estructuración de la comunidad.

El control es rico en diatomeas durante todoel periodo de experimentación. Las especiesdominantes y más características de estegrupo son Achnanthes minutissima y variasCymbella (C. caespitosa, C. helvetica, C.amphicephala, C. affinis). Aunque A. minutis-sima supere con creces en efectivo numérico aCymbella spp, el aporte en biomasa de estasúltimas es importante. La adición de metalesdetermina distintos efectos patentes, sobretodo, al término de la experimentación.

Contaminación minera en perifiton 323

324 Martín et al.

Figura 8. Evolución de la concentración de metales (µg·g-1 de peso seco), en el perifiton de los distintos ensayos. La desviaciónestándar de las muestras se ha mantenido en la práctica totalidad de los casos menor del 30%. Evolution of the concentration ofheavy metals (µg·g-1DW) in periphyton in the different assays. Standard deviation values were less than 30% in most cases.

Contaminación minera en perifiton 325

Figura 9. Proporciones relativas, en densidad de individuos (arriba) y en biovolumen (abajo), entre los taxa dominantes en el peri-fiton en el laboratorio a lo largo del tiempo para los distintos ensayos. Relative proportions of individuals’ densities (up) and bio-volume (bottom) among the dominant taxa in the periphyton at the laboratory over time for the different assays.

De forma general, se observa una disminuciónen la riqueza de diatomeas, especialmente en lasCymbella. A. minutissima es la diatomea mástolerante a las condiciones impuestas. Los dis-tintos tratamientos presentan peculiaridadesinteresantes: E1 pasa a ser dominado, tanto enbiomasa como en densidad, por A. minutissima.En E2 aparecen al final de la experimentaciónpequeñas clorococales (Monoraphidium, Scene-desmus, especies afines a Chlorella) y algunascianofitas (Lyngbya sp). Por su parte, E3 pasa aser dominado claramente por Lyngbya yMicrocystis que desarrollan vainas mucilagino-sas. Aunque en términos de efectivo numéricoMicrocystis parece mucho más abundante queLyngbya, ello obedece a que el recuento se hahecho por células para Microcystis y por fila-mentos para Lyngbya; la diferencia se reduce sise comparan biovolúmenes.

DISCUSIÓN

Los factores que más han discriminado la com-posición de la comunidad en el campo y en ellaboratorio no han sido los mismos. En el labo-ratorio las algas únicamente responden a la

concentración de metales, pues éste es el factorque ha diferenciado los tratamientos. Las mássensibles (Cymbella) desaparecen con el pasodel tiempo en E1, E2 y E3, quedando sólo lasmás resistentes (Achnanthes minutissima, porejemplo). Esta especie, dominante en E1, essumamente adaptable y tolerante. General-mente es la dominante en muchos ecosistemasacuáticos de la Sierra Norte (Casco, 1989; Tojay Casco, 1991, Casco y Toja, 2003) donde elnivel natural de metales es relativamente alto,debido a la franja pirítica.

La estrategia observada en el laboratorio,cuando las concentraciones de metales sonaltas, es la de seleccionar especies como las delos géneros Microcystis y Lyngbya, capaces deaislarse del medio a través de una capa de mucí-lago que minimice la transferencia de metaleshacia las algas (Admiraal et al., 1999). Aunqueno es habitual la presencia de Microcystis en elfitobentos, la razón de su aparición en los ensa-yos de laboratorio puede radicar en que el flujode agua durante la experimentación fue lo sufi-cientemente débil como para permitir su creci-miento y en que el mucílago posibilitaba la pro-liferación en un medio con metales pesados. Elcrecimiento de Lyngbya y Microcystis es el res-

326 Martín et al.

Figura 10. Fisonomía del perifiton al final del experimento en los distintos ensayos. Appearance of periphyton at the end of theexperiment in the different assays.

ponsable del aumento de clorofila que se regis-tró en E2 y E3 a partir de los 14 días. Si bien elbiofilm llega a bioacumular metales, ya que laconcentración de éstos en biomasa es propor-cional a la concentración en agua (Fig. 5) yaumenta en el tiempo, muy posiblemente unaparte importante de ellos queda retenida en laestructura mucilaginosa.

En el Agrio, durante el primer año y medioposterior al accidente, el desarrollo de las comu-nidades fue errático, debido no sólo a la contami-nación sino a las modificaciones del cauce. A par-tir del 2000 se ha implantado una comunidad dealgas bien adaptadas a los efectos de la mina.

Haciendo un paralelismo, teniendo en cuentala concentración de metales, entre los distintosensayos de laboratorio y puntos de muestreo enel campo, el Agrio corresponde al ensayo E3.Sin embargo, la comunidad es totalmente dife-rente. En el Agrio no hay Cianofitas, posible-mente porque son incapaces de tolerar el pHácido. Además, se conoce de ellas que son sen-sibles a los metales pesados por lo que, parasubsistir, están obligadas a aislarse del mediocon una capa mucilaginosa, como se observaen el laboratorio. En el río esta estrategia noparece viable. Puede haber dos causas que des-truyan la estructura mucilaginosa: la depre-dación y la velocidad de corriente. Se ha com-probado, además, que este último factoraumenta la toxicidad de los metales por variascausas (Navarro, 2001).

Este efecto de la corriente se debe, por unlado, a que la velocidad alta estimula la fotosín-tesis (Pfeifer y McDiffet, 1975) y la incorpora-ción de nutrientes (Whitford y Schumacher,1961) y parece que hay una relación entre laincorporación de metales y el incremento de lafotosíntesis (Navarro et al., 2000). Por otro ladoun aumento de velocidad disminuye el grosor dela capa límite, lo que se traduce en una mayoraccesibilidad de los nutrientes al perifiton(Stevenson y Glover, 1993) y, probablemente,de los metales. La absorción de metales se llevaa cabo mediante un mecanismo bifase (Genter,1996). La primera es física (bioabsorción) y lasegunda depende del metabolismo.

Por otro lado, la depredación sobre el perifitonpuede alterar las cubiertas mucilaginosas,haciendo más asequibles los metales para suincorporación a la biomasa de algas, como se hademostrado con otros tóxicos como la antrazina(Muñoz , com. personal).

Así, lejos de encontrar Cianofitas con mucí-lagos, en el campo se hallan especies muy tole-rantes al pH ácido como varias del géneroUlothrix y/o Klebsormidium, Mougeotia sp,Pleurodiscus sp y Eunotia exigua. Ulothrix yKlebsormidium son géneros típicos de sistemassometidos a este tipo de tensión. Ciertos estu-dios han denominado como Ulothrix y otroscomo Hormidium o Klebsormidium a los largosfilamentos de Ulotricales propios de este tipo desistemas, cuando posiblemente se haya tratadoen todos los casos del mismo género (Niyogi etal, 2002). Las Zignematales, como Mougeotia,son frecuentes en lagos ácidos (Prescot, 1962;Planas, 1996) y, aunque en general existen taxade diatomeas que resisten la acidez, el géneroEunotia parece estar especialmente favorecido(Moss, 1973; Mulholland et al., 1986; Marker yWilloughby, 1988; Vinebrooke y Graham, 1997;Kapfer, 1998; Niyogi et al., 2002). LasZignematales se desarrollan mejor con veloci-dades pequeñas de corriente (épocas de estiaje),mientras que las diatomeas están favorecidaspor velocidades mayores (épocas de avenida)(Folch, 1985). Por lo tanto, el efecto puede serdebido más a la acidez del agua que a las con-centraciones de metales, aunque, lógicamente,también deben ser tolerantes a concentracioneselevadas de metales. Además, el análisis CCAparece indicar que Eunotia exigua es bastantetolerante a concentraciones relativamente altasde talio, pero no ocurre lo mismo con lasUlotricales. Pero no hemos encontrado referen-cias que abonen esta hipótesis.

De todas formas, los resultados obtenidos enlos experimentos sí apoyan la hipótesis de que lasaltas concentraciones de metales son tóxicas paramuchas algas, ya que muchas de las especies quecolonizaron los sustratos en Gerena, desaparecie-ron en los experimentos al ser tratadas con meta-les (Cymbella, Gomphonema y Gomphoneis de

Contaminación minera en perifiton 327

forma más evidente). En estos experimentos, elpH se mantuvo siempre por encima de 7. Además,los experimentos se han llevado a cabo con velo-cidades de corriente muy bajas, con lo que la toxi-cidad que ya tienen los metales por sí solos seacentuaría en sistemas con más corriente.

Existen numerosos trabajos sobre el efectodel Cu sobre la estructura y el metabolismo dela comunidad algas (Eichenberger et al., 1981;Leland y Carter, 1984, 1985; Pratt y Rosen-berger, 1993; Navarro, 2001). Existen tambiénalgunos trabajos sobre el Cd. Pero el resto demetales ha sido poco ensayado y mucho menosel efecto combinado de varios metales. Porahora nuestros datos permiten afirmar que hahabido cambio en las comunidades y bioacumu-lación de metales en biomasa, pero no el papelque cada uno de los metales ha jugado en ello osi ha habido efectos sinérgicos.

En conclusión, la contaminación tóxica haafectado la composición de las comunidades deperifiton del río Guadiamar, que se ha traducidoen la desaparición de especies que potencial-mente se podrían desarrollar en el tramo afecta-do. Puesto que se ha experimentado con unamezcla de metales aún no se puede establecercuál es el papel de cada uno de ellos por separa-do en la estructuración del perifiton. Sin embar-go, de forma conjunta, que es como se presen-tan en el río, producen un impacto al hacerdesaparecer a las especies más sensibles.Además, se ha detectado que hay bioacumula-ción de metales en biofilms. No obstante, el pHes un factor aún más importante en la composi-ción del perifiton en el río.

A pesar del tiempo transcurrido, las comuni-dades no se han recuperado por completo, sien-do aún menor el número de especies en los tra-mos afectados por el vertido que en lasestaciones de control.

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo ha sido financiado por convenioentre la Consejería de Medio Ambiente de laJunta de Andalucía y el CSIC.

BIBLIOGRAFÍA

ADMIRAAL, W., H. BLANCK, M. BUCKERT-DEJONG, H. GUASCH, N. IVORRA, V. LEHMAN,B.A.H. NYSTRÖM, M. PAULSSON & R.SABATER. 1999. Short-term toxicity of zinc tomicrobenthic algae and bacteria in a metal pollutedstream. Water Research, 33(9): 1989-1996.

ARAMBARRI, P., F. CABRERA y C. TOCA. 1984.Estudio de la contaminación del río Guadiamar ysu zona de influencia (Marismas del Guadalquiviry Coto de Doñana) por residuos de industriasmineras y agrícolas. Ed. CSIC. Madrid. 174 pp.

CASCO, M. A. (1989). El perifiton del embalse de LaMinilla. Relaciones con el fitoplancton y contribu-ción a la producción total. Tesis Doctoral.Universidad de Sevilla. 373 pp.

CASCO, M. A. y J. TOJA. (2003). Efecto de la fluc-tuación del nivel del agua en la biomasa, la diversi-dad y las estrategias del perifiton de los embalses.Limnetica, 22(1-2): 115-134.

EICHENBERGER, E., F. SCHLATTER, H.WEILENMANN & K. WUHRMANN. 1981. Toxicand eutrophicating effects of Co, Cu and Zn onalgal benthic communities in rivers. Verh. Internat.Verein. Limnol., 21: 1131-1134.

FOLCH, R. 1985. Història Natural dels PaïsosCatalans, vol. 4. Enciclopedia Catalana S.A.Barcelona. 558 pp.

GALLART, F., G. BENITO, J. P. MARTIN-VIDE, A.BENITO, J. M. PRIÓ y D. REGUÉS. 1999. Fluvialgeomorfology and hydrology in the dispersal andfate of pirite mud particles released by theAznalcóllar mine tailing spill. The Science of TotalEnvironment, 242:13-26.

GENTER, R. B. 1996. Ecotoxicology of inorganicchemical stress to algae. Response of algal commu-nities to inorganic stressor. In: Algal Ecology.Freshwater Benthic Ecosystems. Stevenson, R. J.;Bothwell, M. L. & Lowe, R. L. (eds.): 452-457.Academic Press, San Diego, CA.

GRIMALT, J. O., M. FERRER & E. MACPHERSON.1999. The mine tailing accident in Aznalcóllar. TheScience of Total Environment, 242: 3-11.

INSERENTANT, R. 1987. quelques réflexions sur lanotion de périphyton. Can. Biol. Mar., 28: 297-302

KAPFER, M. 1998 Assessment of the Colonizationand Primary Production of Microphytobenthos inthe Littoral of Acidic Mining Lakes in Lusatia(Germany). Water, air and soil pollution, 108:331-340.

328 Martín et al.

LELAND, H. V. & J. L. CARTER. 1984. Effects ofcopper on species composition of periphyton in aSierra Nevada, California, stream. Freshwat. Biol.,14:281-296

LELAND, H. V. & J. L. CARTER. 1985. Effects ofcopper on production of periphyton, nitrogen fixa-tion and processing of leaf litter in a Sierra Nevada,California, stream. Freshwat. Biol., 15: 155-173.

MOSS, B. 1973. The influence of environmental fac-tors on the distribution of freshwater algae: anexperimental study. II. The role of pH and the car-bon dioxide-bicarbonate system. J. Ecol., 61: 157-177.

MULHOLLAND, P. J., J. W. ELWOOD, A. V.PALUMBO & R. J. STEVENSON. 1986. Effectsof stream acidification on periphyton composition,chlorophyll and productivity. Can. J. Fish. Aquat.Sci, 43: 1846-1858.

MARKER, A. F. H. & L. G. WILLOUGHBY. 1988.Epilithic and epiphytic algae in streams of contras-ting pH and hardness. In: Algae and the AquaticEnvironment. F. E. Round, (ed.): 312-325. BiopressLtd., Bristol, UK.

NAVARRO, E., H. GUASCH, I. MUÑOZ, M. REAL& S. SABATER. 2000. Aplicación de un sistema decanales artificiales en el estudio ecotoxicológico decomunidades microbentónicas. Limnetica, 18:1-14.

NAVARRO, E. 2001. Respuesta ecotoxicológica decomunidades microbentónicas de ríos mediterráne-os. Tesis Doctoral. Univ. Barcelona. 116 pp.

NIYOGI, K. D., W. M. LEWIS & D. M.McKNIGHT. 2002. Effects of stress from minedrainage on diversity, biomass and function of pri-mary producers in mountain streams. Ecosystems,5: 564-567.

PFEIFER, R. F. & M. C. DIFFETT. 1975. Some fac-tors affecting primary productivity of stream rifflecommunities. Archiv für Hydrobiol., 75: 306-317.

PLANAS, D. 1996. Acidification Effects. In: AlgalEcology. Freshwater Benthic Ecosystems. R. J.Stevenson, M. L. Bothwell, & R. L. Lowe (eds.):497-522. Academic Press, San Diego, CA.

PRAT, N., J. TOJA, C. SOLÀ, M.D. BURGOS, M.PLANS & M. RIERADEVAL. 1999. Effect ofdumping and cleaning activities on the aquaticecosystems of the Guadiamar River following atoxic flood. The Sciente of Total Environment, 242:231-148.

PRAT, N., C. SOLÀ, M. PLANS, J. TOJA y M.D.BURGOS. 2001. La restauración del estado ecoló-gico del río Guadiamar. Medioambiente, 36: 50-55.

PRATT, J. R. & J. L. ROSENBERGER. 1993.Community change and ecosystem functional com-plexity: a microcosm study of copper toxicity. In:Environmental Toxicology and Risk Assessment.Vol. 2. F. J. D. J. W. Gorsuch, C.G. Ingersoll & T. W.La Point. STP (eds.). ASTM. Philadelphia.

PRESCOTT, G. W. 1962. Algae of the Western GreatLakes Areas. W.C. Brown, Co. Dubuque, IA.

SOLÀ, C., M. PLANS, J. TOJA, M. D. BURGOS y N.PRAT. 2001. El accidente de las minas deAznalcóllar: Efectos sobre el ecosistema acuáticodel Río Guadiamar. En: De las catástrofes ambien-tales a la cotidianidad urbana: La gestión de laseguridad y el riesgo. II Coloquio Hispano-cana-diense de Barcelona. Geocrítica. Textos de apoyo.Publ. Universidad de Barcelona: 135 pp.

STEVENSON, R. J. & R. GLOVER. 1993. Effects ofalgal density and current on ion transport throughperiphyton communities. Limnol. Oceanogr., 38, 6:1276-1281.

TOJA, J. & M. A. CASCO. 1991. Contribution ofphytoplankton and periphyton to the production ana reservoir of S.W. Spain. In: Homage to RamónMargalef; or Why is such pleasure on studyingnature. J.D. Ros & N. Prat (eds.). Oecologia aquati-ca, 10: 61-76

TOJA, J., E. ALCALÁ, G. MARTÍN, C. SOLÀ, M.PLANS, M. D. BURGOS, A. PLAZUELO y N.PRAT. 2003. Evolución del efecto del vertido tóxicosobre la calidad del agua y de los sedimentos de losríos Agrio y Guadiamar. En: Ciencia y restauracióndel río Guadiamar. J. M. Arenas, F. R. Matínez, A.Mora, C. Montes & F. Borja (eds.). Consejería deMedio Ambiente. Junta de Andalucía: 78-93.

UTERMÖHL, H. 1958. Zur Vervollkommnung derquantitativen Phytoplankton-Methodik. Mitt. Int.Verein. Limnol., 9: 1-38.

VINEBROOKE R. D. & M. D. GRAHAM. 1997.Periphyton Assemblages as Indicators of Recoveryin Acidified Canadian Shield Lakes. Can. J. Fish.Aquat. Sci., 54: 1557-1568.

VOLLENWIDER, R. A. 1969. Primary production inaquatic environments. IBP. Handbook 12: 213 pp.Blachwell Sci. Oxford.

WETZEL, R. G. 1983. Opening remarks. En:Periphyon of freshwater ecosystems. Wetzel R. G.(ed.). 3-4. Dr. Junk Publishers. The Hague.

WHITFORD, L. A. & G. J. SCHUMACHER. 1961.Effects of current on mineral uptake and respirationby a fresh-water alga. Limnol. Oceanogr., 6: 423-425.

Contaminación minera en perifiton 329