Volumen 28 (1) Junio de 2009

Volumen 28. N´umero 1. 2009

LIMNETICA Revista de la Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a

c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a  Dep´osito legal: V-2404-1986 ISSN: 0213-8409 Impresi´on: Gr´acas Rey, S.L. Impreso en Espa˜na/Printed in Spain

Limnetica, 28 (1): i-ii (2009)

Limnetica, 27 (1): x-xx (2008)

c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

Rolando Quir´os, in memoriam Alicia Fern´andez Cirelli Universidad de Buenos Aires

Rolando Quir´os died on October 11, 2008, at the age of 65. He earned his Ph. D. at the University of Buenos Aires. Both his undergraduate career and his Ph D are in Chemistry. His Thesis dealt with: “Relationship among the levels of photosynthetic pigments and different environmental factors in aquatic environments of Argentina”. The fact of being a chemist had a fundamental inuence on his view of limnology. It is hard to write about somebody admired and respected, both professionally and personally. Rolando has left a tremendous void in our hearts. The complete personality of this enthusiastic man, committed to excellence, was reected in the many facets of science he touched in the near 70 publications and books. In his private life, he was passionate in his daily discussions and talks; he loved life and cooked very well. Rolando Quir´os deserves recognition from all of us for his pioneer, fundamental research in Argentinean lakes and Reservoirs (ARLARE). Mainly in pampasic ponds and his classication of ponds in clear and turbid, based in physicochemical and ecological factors. He was Research Member of the National Council of Scientic and Technical Research (CONICET, Argentina) and Full Professor in the University of Buenos Aires. Rolando also acted as consulter of Fisheries Department - FAO (19861997), scientic researcher of INIDEP (1985-1990), consulter of Secretary of Agriculture, Livestock and Fisheries of Republic Argentina (1991-1994). His lab was exemplar in the sense not only that it was very well equipped but also that there was always a productive atmosphere created by him, promoting the collaboration between his team and always seeing how things were going ready to help. Extremely careful in preparing his talks in conferences or his classes, advising students and young colleagues and always helping in both their personal and scientic lives.

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A. Fern´andez Cirelli

We shared our work as young chemists in the Faculty of Sciences in the 70’s and continued our scientic and personal relation through the years. He was very idealist and enthusiastic and continued being the same all along the years. His character generated conicts and many people argued with him. Nevertheless most of them recognized his knowledge and scientic capacity. His passionate way of seeing life was also a passionate way of seeing science. His enthusiasm for limnology was contagious. The passing of Rolando Quir´os is a great loss for science, yet, more than the eminent scientist, we lost the man who persisted in his condition of being a true friend.

Limnetica, 28 (1): x-xx (2008)

Limnetica, 28 (1): 1-10 (2009)

c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

Leaf litter of Erythrina crista-galli L. (ceibo): trophic and substratum resources for benthic invertebrates in a secondary channel of the Middle Parana´ River ´ Ursula Ramseyer 1 and Mercedes Marchese 1,2,∗ 1 2

Facultad de Humanidades y Ciencias (UNL), Ciudad Universitaria (3000) Santa Fe, Argentina. Instituto Nacional de Limnolog´a (INALI-CONICET-UNL). Ciudad Universitaria (3000) Santa Fe, Argentina.

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∗

Corresponding author: [email protected]

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Received: 26/5/08

Accepted: 2/10/08

ABSTRACT Leaf litter of Erythrina crista-galli L. (ceibo): trophic and substratum resources for benthic invertebrates in a secondary channel of the Middle Paran´a River The decomposition of Erythrina crista-galli L. (Leguminosa) leaf litter and its colonization by invertebrates were studied in a secondary channel of the Middle Paran´a River. This species is native to and very abundant in South America in riverside areas and in Argentina it is known as ‘ceibo’. The objectives were to estimate the E. crista-galli leaves’ decomposition rate, to determine the proportion of functional feeding groups of invertebrates throughout the process of decomposition, and to evaluate the use of leaf detritus by the benthic invertebrates. The leaves were collected at abscission and 6 g dry weight were placed in 5 mm mesh nylon bags. The samplings were carried out between May and September 2002 and six replicates were collected after 7, 14, 28, 56 and 112 days. The decomposition rate (k) calculated over 112 days of decomposition was 0.0129 d−1 . Invertebrate densities increased with the progressive decomposition of the leaves, reaching the maximum at 14 days (306 ind g−1 dw leaf−1 ) and 112 days (298 ind g−1 dw leaf−1 ). The highest species richness (18.5) was found at 7 days of leaf decomposition. Colonization of decomposing leaves was dominated by Diptera Chironomidae (Polypedilum spp., Phanopsectra sp.), Crustacea (Cladocera, Ostracoda), Oligochaeta Naididae (Pristina americana, Slavina evelinae, and S. isochaeta), and Mollusca (Limnoperna fortunei). The shredders were dominant at the begining of the decomposition process and the collector-lterers increasing at the end of the period because of the highest density of Limnoperna fortunei which used the leaf litter as substratum. Key words: Decomposition rate, feeding functional groups, colonization.

RESUMEN Hojarasca de Erythrina crista-galli L. (ceibo): recurso tr´oco y sustrato para invertebrados bent´onicos en un cauce secundario del r´o Paran´a Medio Se estudi´o la descomposici´on de hojas de Erythrina crista-galli L. (Leguminosa) y su colonizaci´on por invertebrados en un cauce secundario del r´o Paran´a Medio. Esta especie es nativa y muy abundante en Am´erica del Sur, principalmente en los bosques riparios en las m´argenes de los r´os y en Argentina se conoce como ‘ceibo’. Los objetivos fueron estimar la tasa de descomposici´on de las hojas de E. crista-galli, determinar la proporci´on de grupos funcionales a lo largo del proceso de descomposici´on y evaluar el uso que realizan los invertebrados bent´onicos del detritus vegetal que colonizan. Las hojas fueron colectadas de los a´ rboles y 6 g de peso seco de hojas fueron colocadas en bolsas de 5 mm de abertura de malla. La experiencia fue llevada a cabo entre Mayo y Setiembre de 2002 y se recolectaron seis r´eplicas a los 7, 14, 28, 56 y 112 d´as. La tasa de descomposici´on (k) a los 112 d´as fue de 0.0129 d−1 . La densidad de los invertebrados aument´o con la progresiva descomposici´on de las hojas, alcanzando la m´axima densidad a los 14 d´as (306 ind g−1 ps−1 ) y 112 d´as (298 ind g−1 ps−1 ) y la riqueza de especies fue mayor a los 7 d´as (18.5). Los grupos colonizadores fueron principalmente, Diptera Chironomidae, (Polypedilum spp., Phanopsectra sp.) Crustacea (Cladocera, Ostracoda), Oligochaeta Naididae (Pristina americana, Slavina evelinae and S. isochaeta) and Mollusca (Limnoperna fortunei).

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Ramseyer and Marchese

Los trituradores fueron dominantes durante las primeras etapas de descomposici´on y los colectores-ltradores aumentaron hacia el nal de la experiencia debido a la gran densidad de Limnoperna fortunei que utiliz´o a las hojas como sustrato. Palabras clave: Tasa de descomposici´on, grupos funcionales, colonizaci´on.

INTRODUCTION Freshwater and terrestrial ecosystems are linked by pathways of organic matter exchange. These exchanges are particularly important in the low order streams with dense riparian forests, where the leaves of the trees are the most abundant organic matter inputs and constitute the most important source of energy to heterotrophic organisms (Sponseller & Beneld, 2001; Hoffmann, 2005; Grac¸a & Canhoto, 2006). Many studies have analyzed the importance of the allochthonous inputs, demonstrating that the temporary and spatial contributions depend on the surrounding riparian vegetation (Pozo et al., 1997). In temperate deciduous forests, most of the litter falls in a relatively short period (Pozo, et al., 1997), in contrast to other forested systems where the leaf litter input is rather constant throughout the whole year (Stewart, 1992). Other studies have demonstrated the important inuence of the riparian zone in the structure and ecological functioning of the streams due to their intrinsic ecosystem characteristics, acting often like a load of nutrients for the rivers (Sabater et al., 2000). The leaf litter decomposition of the riparian forest and the aquatic macrophytes is a key to ecosystem processes in running waters such as carbon cycle, spiraling of nutrients and energy transfer (Wallace et al., 1999). In many studies it was determined that the leaf quality, the nutrients concentration, dissolved oxygen and the physical conditions are factors that affect the leaf breakdown in streams (Gamage & Asaeda, 2005; Rueda Delgado et al., 2006; Ard´on et al. 2006; Poi de Neiff et al., 2006). Nevertheless, the role of invertebrates in this process is not very well known, especially in tropical and subtropical regions (Mathuriau & Chauvet, 2002, Wantzen & Wagner, 2006; Gonc¸alves et al., 2006).

Leaf breakdown in running waters proceeds in three phases that, rather than work separately, act simultaneously: leaching, conditioning, and fragmentation (Gessner, 1999). Leaching is a rapid phase, releasing the soluble organic compounds in a few hours; therefore the majority of soluble constituents may leach within 48 h after the immersion of the leaves. Then, a leaf colonization by fungi and bacteria occurs conditioning the litter, the fungi being dominant and more active than the bacteria at the beginning of this breakdown stage. The principal function of the fungi in this stage is the degradation of the vegetation (Irons et al., 1994, Grac¸a & Canhoto, 2006) by the digestion of the cellulose and especially the lignin (Magee, 1993). Through its action they increase the palatability of the leaf litter and make it more acceptable for the consumption by invertebrates (Irons et al., 1994). Initially, the fungi exhibit the most rapid accumulation of biomass and dense sporulation and bacteria biomass increase when fungal biomass starts to decline (Baldy et al., 1995, Sridhar & B¨arlocher, 2000). The decomposition rate is inuenced by the structure and the initial chemistry of the leaves (Mathuriau & Chauvet, 2002). Stewart (1992) suggests that leaves rich in nutrients breakdown faster than those with lower concentrations. Furthermore, Ostrosfky (1997) pointed that the rate of decomposition is positively related to the nutrients’ concentrations (C:N ratio) and negatively to the concentration of lignin and total phenols, because tannins are considered to be defensive against microbial colonization (Mathuriau & Chauvet, 2002). In the third and last phase, the physical and biotic fragmentation of decomposing leaf litter in running waters is carried out by invertebrates, such as shredders, herbivores, and detritivores, and by physical fragmentation (action of the current velocity). Many studies ha-

Leaf litter of Erythrina crista-galli (ceibo): colonization by invertebrates ve shown the importance of the shredders and scrapers in the decomposition, owing to their action and the passage through their digestive tract which modies the particle size (Varga, 2003). According to Mathuriau & Chauvet (2002), the leaves in the tropical rivers have a triple function, depending on the invertebrates and on the decomposition degree of the leaves, they can act like substrate, offer a trap for ne particulate organic matter (FPOM) and sediments and can be a direct source of C and nutrients. Thus, a high diversity of invertebrates is able to colonize the litter, but many of them use it as a temporary substrate rather than a food resource. Not all the organic matter input is decomposed in the river, part of it will be transported downstream; and a great amount of litter is deposited in sand banks of the oodplain rivers or lakes without signicant processing (Nessimian et al., 1998). The rate of decomposition and the colonization by invertebrates in different trees species for several types of systems have been documented by numerous studies (e.g.: Casas & Gessner, 1999; Grac¸a, 2001; Mathuriau & Chauvet, 2002; Maynard, 2002; Hieber & Gessner, 2002; Gonc¸alves et al., 2006; Wantzen & Wagner, 2006; Callisto et al., 2007). On the other hand, in environments from the Middle Paran´a River oodplain, there is information on the colonization and rate of decomposition of macrophytes such as Typha latifolia (Bruquetas de Zozaya & Neiff, 1991), Eichhornia crassipes, Panicum prionites, Paspalum repens (Poi de Neiff & Neiff, 1988; Hammerly et al., 1989; Poi de Neiff, 1991) and trees such as Tessaria integrifolia (Neiff & Poi de Neiff, 1990; Poi de Neiff et al., 2006; Galizzi & Marchese, 2007), Copernicia alba (Poi de Neiff & Casco, 2001) and Salix humboldtiana (Capello et al., 2004). One of the unanswered questions is the reason for the paucity of shredders in some tropical and subtropical regions (Irons et al., 1994; Dudgeon & Wu, 1999; Dobson et al., 2002; Rueda Delgado et al., 2006). Therefore, it is important to know the dominant functional feeding groups and to determine the use by invertebrates of the decayed and accumulated leaves in the freshwater environments’ bottom. The objectives of this study were to estimate the Erythrina crista-galli leaves’ decomposition

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rate, to determine the proportion of functional feeding groups of invertebrates throughout the decomposition process to characterize their participation in the degradation of the organic matter and to evaluate the use of leaf litter by the invertebrates. This study is the rst contribution on the rate of decomposition and colonization of this very important tree species in the forest gallery of the Paran´a River system. It is a native species in Argentina and Uruguay that also is distributed in the south of Brazil, Paraguay and Bolivia.

MATERIALS AND METHODS Experimental design Fresh leaves were collected at abscission from the trees (ceibo) growing in the banks of the Tiradero Viejo River (secondary channel of the Middle Paran´a River). The leaves were air-dried and placed in an oven at 60 ◦C for 24 h to obtain dry weight before their immersion in the river. Six g dry mass samples were placed in polypropylene litterbags, which were 10 cm wide × 30 cm length with a 5 mm mesh sieve (according to Wantzen & Wagner, 2006). The litterbags were placed in the right bank of the Tiradero Viejo River (31◦ 40 S and 60◦ 33 W), and xed to a 30 cm nylon rope that was anchored to the riverbed using metal stakes. Six litterbags were collected during a low water period (may 16- September 9, 2002) in separated plastic bags at 7, 14, 28, 56 and 112 days exposure and transported on ice to the laboratory for further analysis. Water velocity (with oating), pH (Hellige pH-meter), dissolved oxygen (YSI oxymeter), water temperature (standard thermometer), and conductivity (Beckman conductivity meter) were measured in situ and grain size of bottom sediments (Wentworth scale) was determined in the laboratory. In the laboratory, the leaves were rinsed over a 200 μm mesh sieve and all the invertebrates were hand picked from samples at 10× magnication using a dissection microscope and were preserved in 70 % alcohol for subsequent counting and identication to a species or morphospecies. The leaves were dried at 60 ◦C to constant mass and weighed

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Ramseyer and Marchese

with a Mettler electrobalance (0.1 mg accuracy). The abundance of the invertebrates’ taxa (ind g−1 dw−1 remaining leaves) was determined in each replicate and the mean and standard error were obtained. The breakdown rate coefcient (k) was determined using the exponential decay model given by Petersen & Cummins (1974), Wt = W0 e−kt , where Wt , is the nal mass of leaf material, W0 is the initial mass and k is the exponential decay coefcient expressed in mass loss per day and t is the elapsed time in days. Sampling dates were grouped by cluster analysis using abundance data of all the invertebrates’ taxa matrix (unweighted pair group average linkage based on the Bray-Curtis dissimilarity). All taxa were categorized into functional feeding groups based on available information (Merrit & Cummins, 1994; Cummins et al., 2005). A Kruskal-Wallis analysis was used to test for differences in density and taxa richness between the days of exposure. Pearson correlation index was calculated to analyze signicant relationships among the density, taxa richness, and coarse particulate organic matter (CPOM).

Table 1. Average values of environmental variables in the sampling sites. Valores promedio de las variables ambientales registradas en el sitio de muestreo. Variables

Mean ± Standard deviation

Depth (m) Transparency (cm) Temperature (◦C) Conductivity (μS/cm) O2 (mg/l)

1.2 ± 0.4 35.2 ± 13.7 17 ± 2.9 85 ± 14.1 6.3 ± 2.6

between 70 μS/cm and 100 μS/cm, the water dissolved oxygen between 3.7 mg/l and 10.9 mg/l (Table 1), the average value of the current velocity in the site sampled was 0.61 m/s (±0.2). The bottom sediment granulometry was composed by 38 % of sand, 44 % of mud and 27 % of clay. Leaf mass loss Mass loss of E. crista-galli leaves was high during the rst 7 days of the experience (36 % of the initial mass was lost), it stabilized between days 14 and 56, and 72 % of the initial mass was lost after 112 days (Fig. 1). The k (breakdown rate) calculated over 112 days decomposition was −0.0129 d; and the estimated time for a 50 % decomposition was 53 days.

RESULTS Invertebrates colonization The depth of the right bank of the Tiradero Viejo River where the litterbags were placed varied between 1.4 m and 0.65 m in relation to the water level of the Paran´a River in Santa Fe, Argentina. The average discharge was 500 m3/s with a channel width of 130 m, and the river flows through a gallery forest with dense canopy mainly in the left bank. The right bank is dominated by riparian trees typical of a first successional stage, such as Tessaria integrifolia, Salix humboldtiana, and Erythrina crista galli and a high density of shrubs, such as Sesbania virgata y Panicum prionites. The water temperature ranged from 12 to 20 ◦C, the water transparency between 23 and 53 cm; the lower value coincided with a maximum water level of the Paran´a River, and the resuspended ne sediments and higher transport of suspended solids. The conductivity varied

Colonization of leaves of E. crista galli by invertebrates was fast, and reached an average density of 189 invertebrates/dry weight remaining leaves 6 g dry weight

Environmental variables

4

2

0 0

7

14

28

56

112

Exposure days Figure 1. Dry weight remaining during decomposition of Erythrina crista galli leaves. The bars are standard error. Peso seco remanente de las hojas de Erythrina crista galli en el periodo de descomposici´on. Las barras indican error est´andar.

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Leaf litter of Erythrina crista-galli (ceibo): colonization by invertebrates 20

400

18

350

14 12

250

10

200

8

150

6

100

4

50

2 0

0 7

14

28

56

112

Relative abundance

300

ind g-1 dw leaf remaining

Ephemeroptera

16 Number of taxa

100% 80%

Trichoptera Bivalvia

60%

Gasteropoda Crustacea

40%

Chironomidae Oligochaeta

20%

Nematoda

0% 7

14

28

56

112

Exposure days

Figure 3. Relative abundance ( %) of invertebrates colonizing Eryhtrina crista galli leaves during decomposition. Abundancia relativa ( %) de taxa invertebrados que colonizaron las hojas de Eryhtrina crista galli en descomposici´on

Exposure days Density

Figure 2. Density of invertebrates and taxa number during decomposition of Erythrina crista galli leaves. The bars are standard error. Densidad de invertebrados y n´umero de taxa en hojas de Erythrina crista galli en descomposici´on. Las barras indican el error est´andar.

at 7 days of immersion. The density did not differ signicantly between dates (Kruskal-Wallis) and the highest mean values of 306 ind g−1 dw and 298 ind g−1 dw−1 were reached at days 14 and 112, respectively (Fig. 2). The litter bags were colonized by 18 taxa after 7 days, but decreased afterwards without signicant differences between time periods (Kruskal-Wallis) (Fig. 2). The total number of taxa collected from litter bags throughout the experience was 41 (Table 2), but only 11 taxa were recorded in all the samplings: (Nematoda, Chironomus gr decorus, Ablabesmya (Karelia) sp., Polypedilum spp., Phaenopsectra sp., Caenis sp., Trichoptera, Cyclopida, Harpacticoidea, Ostracoda and Limnoperna fortunei. Oligochaeta Tubicinae was only recorded at the end of the experiment while the Chironomidae (54 %) and Crustacea (24 %) were dominant at the initial phase of decomposition (Fig. 3). The abundance of Crustacea (19 %) declined at 14 days and Chironomidae had a considerable increase (71 %) but decreased afterwards and reached a low percentage (3 %) at 112 days where Bivalvia had a high abundance (76 %). Trichoptera, Ephemeroptera, Gasteropoda, Nematoda, and Oligochaeta Naididae were collected throughout the study in low percentages (Fig. 3). Polypedilum spp. was the dominant chironomid and

Phaenopsectra sp., Endotribelos sp., Ablabesmyia spp. and C. gr decorus were subdominant. The mollusk Heleobia parchappei was collected in lower abundance and L. fortunei, an invasive mussel which colonized the litterbags from the begining of the experiment, ranged from 12 % to 76 % at 112 days (Fig. 3). The more representative oligochaetes were Pristina americana, Slavina evelinae y S. isochaeta (Table 2). With the Bray-Curtis classication, the samples were divided according to the temporal gradient indicating a high similarity between the initial colonization phase and a very low one with the results obtained at the end of the experiment, suggesting a period of degradative ecological succession. The functional feeding group’s proportion was shifted in relation to the leaves’ decomposition (Fig. 4). Throughout the decomposition of E. crista galli, collector-gatherers, collector-lterers and shredders were the dominant groups, with a progressive replacement during the 112 days of 350 ind g-1 dw leaf remaining

Number of taxa

300 250

Predators Scrapers

200

Piercers Shredders

150

Collector-filterers Collector-gatherers

100 50 0 7

14

28

56

112

Exposure days

Figure 4. Number of individuals by feeding functional groups during the experience. Densidad de individuos por grupos funcionales encontrados durante la experiencia.

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Ramseyer and Marchese

Table 2. List of taxa recorded during the experience and the feeding functional groups adjudicated to each taxa. P: predator, M: pierces, C-G: collector-gatherers, C-F: collector-lterers, S: shredders, Sc: scrapers. Lista de taxa registrados durante la experiencia y los grupos funcionales adjudicados a cada taxa. (x): presencia. P: depredador, M: minador, C-G: colector-recolector, C-F: colectorltrador, S: triturador, Sc: raspador List of Taxa

Functional feeding groups

Turbellaria Nematoda Oligochaeta Naididae Dero sp. Dero furcatus Dero botrytis Dero multibranchiata Dero nivea Dero obtusa Dero pectinata Dero sawayai Slavina evelinae Slavina isochaeta Pristina aequiseta Pristina leidyi Pristina americana Nais variabilis Tubicinae Aulodrilus pigueti Limnodrilus immature Limnodrilus hoffmeisteri Limnodrilus udekemianus Rhyacodrilinae Botrhioneurum americana Opistocystidae Opistocysta funiculus Diptera Chironomidae Chironomus gr. decorus Cryptochironomus sp. Tanytarsus genus F Ablabesmyia karelia Polypedilum spp. Phaenopsectra sp. Endotribelos sp. Ephemeroptera Caenis sp. Trichoptera Decapoda Trychodactilidae Zilchiopsis sp. Cladocera Calanoidea Cyclopida Harpacticoida Ostracoda Mollusca Limnoperna fortunei Heleobia parchappei Heleobia guaranitica Planorbidae

P M

C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G C-G

Exposure days 7

14

28

56

x

x

x

x

x x x x

x

x x x x x

112 x x

x x x x

x x

x x x

x x x

x x

x

x x x

C-G C-G C-G C-G

x x x x

C-G

x

C-G

x

C-G P C-F P S S S

x

x x

x x x x

C-G C-G

x x

S C-F C-G C-G C-G C-G

x x x x x

C-F Sc Sc Sc

x x x

x

x

x

x x x x

x x x x x

x x x x

x x x

x x

x x

x x

x x

x

x

x

x x x

x x x

x x x

x x x

x x

x x

x x

x x x x

x

Leaf litter of Erythrina crista-galli (ceibo): colonization by invertebrates the experiment. The miners, scrapers and predators were always present in low densities. Neither the number of taxa nor the invertebrate density was explained by the remaining organic matter of the leaves (Pearson correlation). DISCUSSION The rates of decomposition of leaves of different tree species can be affected by diverse factors, such as temperature, pH, concentration of nutrients, the addition of sediments (Webster & Beneld, 1986; Stewart, 1992), type of habitat (stream, lake, rivers, etc.) and the experimental protocol (size of the leaf packs and the mesh net of the bags) (Ostrofsky, 1997). These reasons may explain the great variability of rates obtained in the same vegetal species and between different species. The leaf breakdown rate of E. crista galli was fast according to the classication of three processing categories: slow (< 0.005 day−1 ), medium (0.005-0.010 day−1 ) and fast (> 0.010 day−1 , Petersen & Cummins, 1974). These results coincide with the rates obtained by Neiff & Poi de Neiff (1990); Poi de Neiff (1991); Poi de Neiff & Casco (2001); Capello et al. (2004); Poi de Neiff et al. (2006) and Galizzi & Marchese (2007) for typical trees species in the Paran´a River wetlands (T. integrifolia, S. humbolditiana. C. alba) as well as in studies carried out in tropical environments (Dudgeon & Wu, 1999; Mathuriau & Chauvet, 2002; Ard´on et al. 2006; Rueda-Delgado, et al., 2006). The estimated time for the 50 % decomposition of E. crista galli leaves was 53 days and similar results were obtained for tree species associated to the ceibo in the oodplain of the Middle Paran´a River, such as T. integrifolia (48 days, Galizzi & Marchese, 2007) and S. humboldtiana (56 days, Capello et al., 2004). Four taxa considered shredders in this study (Polypedilum spp. Phaenopsectra sp. Endotribelos spp., and Zilchiopsis sp.) were dominant in the initial phase of the experiment (59 %) which were replacements for collector-filterers at advanced stages of the degradative succession (76 %). The amount of shredders collected was high compared

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to the data obtained for S. humboldtiana (0.82 %) by Capello et al., (2004), where miners and piercers were very abundant. The Chironomidae Polypedilum spp., Phaenopsectra sp., and Endotribelos spp., were categorized as shredders because they were observed burrowing the leaf tissue from the inside, between the abaxial and adaxial epidermis, and may therefore also be considered facultative shredders that are able to use well conditioned leaves as food resources as was also reported by Callisto et al. (2007). Many studies have suggested a low abundance of shredders in tropical running waters and that the leaf litter breakdown appeared to be related to higher microbial communities (Maltby, 1992; Irons et al., 1994; Wantzen et al., 2002; Gonc¸alvez et al., 2004; Wantzen & Wagner, 2006), whereas others have suggested that shredder activity is important to leaf processing in some tropical streams (Crowl et al., 2002; Rinc´on & Martinez, 2006). However, there are differences in the literature about the functional feeding groups classication of different taxa and more studies are necessary on invertebrates’ diets to determine their food preferences and what they consume. According to Richardson (1992), many organisms can live on the organic matter or use it as food, thus the organic substrate offers two types of resources. The leafpacks in the rivers provide food resources for many species of aquatic invertebrates, either directly or by ne particle accumulation; and the invertebrates’ densities are related to their nutritive quality. Nevertheless, many do not consume this material, but they are associated because leaf material can also provide habitat and refuge to avoid predators. The high density of L. fortunei obtained at the end of the experiment is similar to the values reported by Capello, et al. (2004) and by Galizzi & Marchese (2007) for S. humboldtiana and T. integrifolia, respectively. L. fortunei (Dunker, 1857), or golden mussel, is an Asiatic species that was first recorded in America in 1991 in the R´o de la Plata coast. Introduction into South America is probably due to the thousands of tons of ballast water discharged from ships coming from Asia with high bivalve larvae concentrations (Brugnoli & Clemente, 2006). This species has a fast dis-

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persion rate due to its biological characteristics, such as rapid growth, early maturation, high fecundity rate, short life span, and great adaptive strategies that allow this mussel to occupy a wide geographic distribution with dense populations, causing several water quality and macrofouling problems (Garc´a & Montalto, 2006; Ezcurra de Drago et al., 2006). L. fortunei has a life cycle with a planktonic (veliger) larva instar and an epifaunal stage young-adult with a bissal attachment to solid substrata. Many studies have demonstrated that the geomorphological characteristics of the Middle Parana River allow L. fortunei a constant repopulation of larvae from the oodplain channels. In this experience, L. fortunei colonized the litter bags with the bissal attachments to the leaves of E. crista-galli, protecting themselves from their possible predators, mainly sh, using the litter bags as substrate and not as a food resource. Other invertebrates (included in the functional groups as shredders and scrapers) used the leaves of E. cristagalli as a food resource in relation to the degree of decomposition and the type of feeding. The oligochaetes tubif´cids were found only at the end of the experience because with the dense colonization of L. fortunei a microhabitat was generated with the increase in detritus retention. These organisms used also the leaves in decomposition mainly as substrate. On the other hand, the predator invertebrates colonized the leaves in decomposition because of the food supply offered by the rst invertebrate colonizers.

ACKNOWLEDGEMENTS We thank Dr. K. M. Wantzen for suggestions about the experimental design as Director of Project WW-DECOEX (World–Wide Aquatic Leaf DECOmposition Experiment). We would also like to thank the anonymous reviewers whose comments greatly improved the quality of the manuscript. This study was supported by a Universidad Nacional del Litoral (CAI+D) grant and Consejo Nacional de Investigaciones Cient´cas y T´ecnicas (CONICET).

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c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

´ del estado de conservacion ´ de una zona LIC (Gandaras ´ Evaluacion de ˜ Red Natura 2000) usando los coleopteros ´ ´ Budino, acuaticos como indicadores Amaia P´erez-Bilbao ∗ y Josena Garrido Departamento de Ecolog´a y Biolog´a Animal, Facultad de Biolog´a, Universidad de Vigo, 36310, Vigo (Espa˜na). 2

∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

2

Recibido: 25/3/08

Aceptado: 8/9/08

ABSTRACT ˜ Natura 2000 Network) using the aquatic Evaluation of the conservation state of a LIC area (Gandaras of Budino, beetles as indicators In this work we present the data of the study of the aquatic coleopteran community of the Gandaras of Budi˜no wetland (LIC area) (Pontevedra, NW of Spain). Semi quantitative samplings were conducted monthly during a year (february 2004-february 2005) in 8 points of two different types of habitat (4 in ponds and 4 in streams). A total of 2610 individuals belonging to 40 species of the families Gyrinidae, Haliplidae, Noteridae, Dytiscidae, Helophoridae, Hydrochidae, Hydrophilidae, Hydraenidae, Scirtidae, Elmidae and Dryopidae were collected. Different community parameters (species richness, abundance and diversity) were analysed, as well as the inuence of different environmental variables (water temperature, pH, conductivity, % O2 , and TDS) on the community. The results suggest a marked deterioration of the stagnant waters of the wetland due to a possible pollution. Key words: Aquatic Coleoptera, conservation, Gandaras of Budi˜no, Natura 2000 Network, Galicia.

RESUMEN Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC (G´andaras de Budino, ˜ Red Natura 2000) usando los cole´opteros acu´aticos como indicadores En este trabajo se presentan los datos sobre el estudio de la comunidad de cole´opteros acu´aticos en el humedal de las G´andaras de Budi˜no (zona LIC) (Pontevedra, NO de Espa˜na). Se realizaron muestreos semicuantitativos mensuales durante un a˜no (febrero 2004-febrero 2005) en 8 puntos de dos tipos de h´abitats diferentes (4 en lagunas y 4 en arroyos). Se recogieron un total de 2610 individuos pertenecientes a 40 especies de las familias Gyrinidae, Haliplidae, Noteridae, Dytiscidae, Helophoridae, Hydrochidae, Hydrophilidae, Hydraenidae, Scirtidae, Elmidae y Dryopidae. Se analizaron diversos par´ametros de la comunidad (riqueza de especies, abundancia y diversidad), as´ como la inuencia de diferentes variables ambientales (temperatura del agua, pH, conductividad, % O2 y TDS) sobre la misma. Los resultados sugieren un acusado deterioro de las aguas estancadas del humedal debido a una posible contaminaci´on. Palabras clave: Cole´opteros acu´aticos, conservaci´on, G´andaras de Budi˜no, Red Natura 2000, Galicia.

´ INTRODUCCION Los humedales constituyen uno de los ecosistemas m´as productivos que existen en el mundo,

ya que cumplen funciones ecol´ogicas fundamentales, tales como regular los reg´menes hidrol´ogicos o proporcionar un h´abitat adecuado para gran cantidad de especies tanto animales como vegeta-

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les (Convenci´on de Ramsar, 1971). Sin embargo, en las u´ ltimas d´ecadas los humedales han sufrido un grave deterioro a nivel mundial debido a la acci´on antropog´enica. En Espa˜na, la creencia de que eran focos infecciosos en los que se reproduc´an insectos transmisores de enfermedades, la consideraci´on de estas zonas como improductivas y la necesidad de nuevas tierras de cultivo, hizo que durante los a˜nos 50 se desecaran muchos de estos h´abitats. A nales del siglo pasado se estimaba que hab´an desaparecido aproximadamente m´as del 60 % de humedales espa˜noles (Casado & Montes, 1995). La necesidad de proteger estos ecosistemas y otros muchos llev´o a la creaci´on de una red ecol´ogica a nivel europeo, conocida como “Red Natura 2000”, a partir de la Directiva H´abitats (DOCE, 1992) y la Directiva Aves (DOCE, 1979). En esta red se crearon guras de protecci´on (Lugares de Importancia Comunitaria, LIC) que deben garantizar el buen estado de conservaci´on de h´abitats y especies. En el a˜no 2000, el Parlamento Europeo y el Consejo de la Uni´on Europea aprobaron la Directiva 2000/60/CE por la que se establece un marco comunitario de actuaci´on en el a´ mbito de la pol´tica de aguas, m´as conocida como Directiva Marco del Agua (DMA) (DOCE, 2000). Tal y como aparece reejado en el Anexo V de esta directiva, la composici´on y abundancia de la fauna bent´onica de invertebrados, se puede utilizar como indicador de calidad para la clasicaci´on del estado ecol´ogico de las aguas superciales, dentro de las que se incluyen r´os y lagos. Hasta hace poco s´olo se evaluaba la calidad del agua mediante par´ametros fisicoqu´micos, pero en la actualidad son muchos los estudios que usan estos organismos acu´aticos como bioindicadores (Lozano-Quilis et al., 2001; Mart´nez-Bastida et al., 2006). Esta fauna bent´onica desempe˜na un papel fundamental en el funcionamiento del ecosistema uvial, ya que forma parte integrante de la red tr´oca acu´atica actuando como enlace entre las diferentes comunidades (bent´onica, planct´onica, nect´onica) (Garc´a de Jal´on, 1982). La facilidad a la hora de tomar muestras, el amplio conocimiento de su taxonom´a, y sobre todo, la gran capacidad de estos organismos para re-

ejar las perturbaciones sicoqu´micas del ecosistema, han provocado un incremento del uso de estos animales en estudios para evaluar el estado de conservaci´on de los ecosistemas acu´aticos (Eyre & Rushton, 1989; Oscoz et al., 2006; Garrido & Munilla, 2007; P´erez-Quintero, 2007). La propuesta y posterior inclusi´on del a´ rea objeto de estudio, las G´andaras de Budi˜no, como zona LIC (DOCE L 387 de 29.12.2004), nos llev´o a plantearnos la siguiente pregunta: ¿es el estado de conservaci´on de este humedal el adecuado para una zona incluida en la Red Natura 2000? Para comprobarlo, estudiamos la inuencia de ciertos par´ametros sicoqu´micos sobre la comunidad de cole´opteros acu´aticos. Se eligi´o este grupo faun´stico dentro de los invertebrados acu´aticos por ser muy abundantes y diversos en la mayor´a de los ecosistemas acu´aticos y por ser uno de los grupos m´as u´ tiles para clasicar ecosistemas acu´aticos en funci´on de su inter´es de conservaci´on (Foster, 1987; Foster et al., 1990), y adem´as, por estar reconocido su valor como indicadores ecol´ogicos (Noss, 1990; Ribera & Foster, 1993; Pearson, 1994; Fairchild et al., 2000, Fairchild et al., 2003; Eyre et al., 2005). Tanto a nivel peninsular como de la comunidad gallega existen numerosos trabajos basados en la coleopterofauna de zonas h´umedas (Valladares et al., 1994; R´egil Cueto & Garrido, 1998; Valladares & Garrido, 2001; Valladares et al., 2002; Castro et al., 2003; Garrido & S´ainzCantero, 2004; Gonz´alez et al., 2005); incluso se han realizado algunos estudios sobre contaminaci´on y calidad de aguas en los que se utilizan u´ nicamente los cole´opteros acu´aticos como bioindicadores (Garc´a-Criado et al., 1995, 1999; Garc´a-Criado & Fern´andez-Al´aez, 1995, 2001; Garc´a-Criado, 1999, 2002; Benetti et al., 2007). ´ AREA DE ESTUDIO El humedal de las G´andaras de Budi˜no se encuentra situado en la llanura formada por la cuenca del r´o Louro, en la provincia de Pontevedra (N.O. Espa˜na) (Fig. 1). Se trata de un complejo de charcas y pantanos de car´acter permanente favorecido por las crecidas estacionales del r´o

Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC usando los cole´opteros acu´aticos 13

Figura 1. Localizaci´on de los puntos de muestreo dentro de la zona LIC. Location of the sampling points in the LIC area.

Louro. Este valle es una importante zona de tr´ansito entre el norte de Portugal y las R´as Bajas, lo que motiv´o la construcci´on de dos importantes v´as de comunicaci´on que discurren paralelas: el ferrocarril Vigo-Monforte y la autov´a A-55; que han tenido como consecuencia la fragmentaci´on del humedal, actualmente dividido en dos. Adem´as, cabe destacar que se trata de una zona muy afectada por diversas actividades antropog´enicas, siendo el impacto m´as grave, junto con las ya citadas infraestructuras, la actividad de un pol´gono industrial cercano. Los vertidos aportan al ecosistema diversos tipos de contaminantes ajenos a e´ ste, que no reciben el adecuado tratamiento de descomposici´on e integraci´on en los ciclos biogeoqu´micos (Silva-Pando et al., 1987). La valoraci´on de este espacio como zona LIC es debido a que se trata de un lugar de gran inter´es en cuanto a su ora y fauna de vertebrados, pero no menos importantes son las comunidades de invertebrados que alberga, ya que su estudio, junto al de la estructura de la vegetaci´on es fundamental para la valoraci´on del estado de conservaci´on de los humedales. Por todo ello, forma parte de la

Red Natura 2000 de Galicia desde diciembre de 2004 (DOCE L 387 de 29.12.2004). ´ MATERIAL Y METODOS Se seleccionaron ocho estaciones de muestreo pertenecientes a dos tipos de h´abitats diferentes: cuatro de ellos localizados en lagunas y cuatro en arroyos. En la Tabla 1 se presenta la relaci´on de las estaciones de muestreo con el nombre que se les asign´o, su correspondiente c´odigo, el tipo de h´abitat del que se trata y las coordenadas U.T.M. Los arroyos muestreados son cursos de agua corriente con sustrato formado por rocas, gravas y arenas, con abundante vegetaci´on macr´ofita y bosque de ribera; mientras que las lagunas presentan sustrato arcilloso con importantes formaciones de Potamogeton sp., Typha sp., Juncus sp. y vegetaci´on ribere˜na. Se realizaron muestreos semicuantitativos mensuales durante un ciclo anual (febrero de 2004febrero de 2005). Con el muestreo semicuantitativo se asume que el esfuerzo de muestreo es equivalente, lo que permite hacer comparacio-

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P´erez-Bilbao y Garrido

Tabla 1. Estaciones de muestreo de las G´andaras de Budi˜no. Sampling stations in G´andaras of Budi˜no. Nombre de la estaci´on Laguna de Budi˜no (Observatorios) Laguna de Budi˜no (Canal perif´erico) Viza Orbenlle Fol´on Penedo San Sim´on Delque

C´odigo

Ecosistema

Coordenadas U.T.M.

GB1 GB2 GB3 GB4 GB5 GB6 GB7 GB8

Laguna Laguna Laguna Laguna Arroyo Arroyo Arroyo Arroyo

29T0530719 4662466 29T0530669 4662775 29T0531169 4661536 29T0530534 4661108 29T0528674 4663079 29T0529065 4661723 29T0529324 4660860 29T0529905 4657537

nes tanto espaciales como temporales (Garrido & Munilla, 2007). La toma de muestras fue llevada a cabo estableciendo un transecto de cinco metros de longitud pr´oximo a la orilla en cada punto de muestreo durante periodos de un minuto, independiente del tipo de h´abitat. Para la captura de los ejemplares se utiliz´o una manga entomol´ogica acu´atica de 500 μm de luz de malla, 30 cm de di´ametro y 60 cm de fondo. Adem´as, se tomaron medidas in situ de varios par´ametros sicoqu´micos, que pueden inuir en la composici´on de las comunidades de macroinvertebrados acu´aticos. Dichas variables fueron la temperatura del agua, el pH, la conductividad, el % O2 disuelto y los s´olidos disueltos totales (TDS). Se analiz´o la posible inuencia de los diversos factores sicoqu´micos sobre la distribuci´on de los cole´opteros acu´aticos, estableciendo una posible relaci´on entre la presencia o ausencia de ciertos taxones con las variables ambientales medidas. Para ello, se realiz´o un An´alisis de Correspondencias Can´onicas (CCA) mediante el programa CANOCO 4.5 (Ter Braak  & Smilauer, 2002). Para el an´alisis se utilizaron el valor total de la abundancia y los valores medios anuales de las variables ambientales, y se eliminaron aquellas especies que presentaban una abundancia menor de un individuo, ya que la captura podr´a haber sido accidental. Por otro lado, se calcul´o la diversidad en cada estaci´on de muestreo mediante el ´ndice de Shannon-Wiener, que asume que los individuos son seleccionados al azar y que todas las especies est´an representadas en la muestra. Seg´un Magurran (1989), el rango habitual para este ´ndice se encuentra entre 1.5-3.5.

RESULTADOS Se utilizaron 3 par´ametros para estudiar la estructura de la comunidad: riqueza de especies, abundancia y diversidad. Se identicaron 2610 ejemplares adultos y larvas de cole´opteros acu´aticos pertenecientes a 28 g´eneros y 40 especies de las familias Gyrinidae, Haliplidae, Noteridae, Dytiscidae, Helophoridae, Hydrochidae, Hydrophilidae, Hydraenidae, Scirtidae, Elmidae y Dryopidae, tal y como aparece reejado en la Tabla 2. Hay que destacar que, de las 40 especies recogidas, u´ nicamente 16 se encontraron en las lagunas, mientras que en los arroyos fueron 34 las especies recolectadas. Adem´as, del total de individuos estudiados, 2345 aparecieron en las aguas corrientes, mientras que s´olo 265 fueron recogidos en las aguas estancadas (Tabla 3). Las especies m´as abundantes en los arroyos pertenecen a las familias Elmidae, Hydraenidae y Gyrinidae; y en las lagunas a Dytiscidae y Noteridae. En cuanto al ´ndice de Shannon-Wiener, en los medios l´oticos se alcanza un valor de 2.7, lo cual se encuentra dentro del rango habitual propuesto por Magurran (1989); mientras que los medios len´ticos presentan un valor de 0.8, el cual se encontrar´a fuera de dicho rango. En nuestra a´ rea de estudio, el valor medio del ´ndice es de 1.7 (Tabla 3). Siguiendo el esquema corol´ogico propuesto por Ribera et al. (1998), se asignaron las 40 especies presentes en esta zona LIC a sus correspondientes categor´as corol´ogicas. El corotipo dominante lo constituyen especies de distribuci´on transib´erica (48 %), seguido de las especies end´emicas (28 %) y septentrionales (23 %). Hay que destacar un importante n´umero de en-

Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC usando los cole´opteros acu´aticos 15 Tabla 2. Abundancia de las especies de cole´opteros acu´aticos capturados en las G´andaras de Budi˜no. Abundance of the aquatic Coleopteran species captured in G´andaras of Budi˜no. GB1 Gyrinidae Orectochilus villosus (O.F. M¨uller, 1176) Haliplidae Haliplus (Neohaliplus) lineatocollis (Marsham, 1802) Noteridae Noterus laevis Sturm, 1834 Dytiscidae Agabus bipustulatus (Linn´e, 1767) Bidessus minutissimus (Germar, 1824) Hydroglyphus geminus (Fabricius, 1792) Hydroporus gyllenhalii Schiødte, 1841 Hydroporus tesellatus Drapiez, 1819 Nebrioporus (Nebrioporus) carinatus (Aub´e, 1838) Stictonectes sp. Brink, 1943 Stictotarsus bertrandi (Legros, 1956) Hyphydrus aubei Ganglbauer, 1891 Laccophilus hyalinus (De Geer, 1774) Helophoridae Helophorus (Rhopalhelophorus) minutus Fabricius, 1775 Helophorus (Trichohelophorus) alternans Gen´e, 1836 Hydrochidae Hydrochus angustatus Germar, 1824 Hydrophilidae Anacaena globulus (Paykull, 1798) Berosus (Berosus) signaticollis (Charpentier, 1825) Helochares (Helochares) lividus (Forster, 1771) Laccobius (Dimorpholaccobius) sinuatus Motschulsky, 1849 Hydraenidae Hydraena barrosi D’ Orchymont, 1934 Hydraena brachymera D’ Orchymont,1936 Hydraena corinna D’ Orchymont,1936 Hydraena iberica D’ Orchymont,1936 Hydraena inapicipalpis Pic, 1918 Hydraena testacea Curtis, 1830 Scirtidae Cyphon sp. Paykull, 1799 Elodes sp. Latreille, 1796 Hydrocyphon sp. Redtenbacher, 1858 Elmidae Dupophilus brevis Mulsant & Rey, 1872 Elmis aenea (P.W.J. M¨uller, 1806) Elmis maugetii maugetii Latreille, 1798 Elmis rioloides (Kuwert, 1890) Esolus parallelepipedus (P.W.J.M¨uller, 1806) Oulimnius bertrandi Berth´elemy, 1964 Oulimnius troglodytes (Gyllenhal, 1827) Oulimnius tuberculatus perezi (Crotch in Sharp, 1872) Limnius perrisi carinatus (P´erez-Arcas, 1865) Limnius volckmari (Panzer, 1793) Dryopidae Dryops luridus (Erichson, 1847)

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GB3

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1 6 1 1 1

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1 3 5

3

1 191 35 7 1 8

9 56 7 18

3

1 5

8 2 1 1

28

9

14

10

1

1

7 4 23 130 8 1 3

2

1

9

1

1 7 155 49

2

17

7

24

90 19 46 5 43 166 28 30 97 358

1 6

4

10 3 113 7 31 8 119

1 15 7 51 5 58 116

3

2

3

16

P´erez-Bilbao y Garrido

Tabla 3. Valores de riqueza de especies, abundancia y diversidad en ambos tipos de ecosistemas. Species richness, abundance and diversity values in both types of ecosystems. Riqueza

Abundancia

H

1 2 8 6 4.25 17 18 11 19 16.25

12 4 116 133 66.25 633 1048 317 347 586.25

0 1 1.3 0.9 0.8 2.6 3.1 2.4 3 2.7

GB1 GB2 GB3 GB4 Valor promedio en las lagunas GB5 GB6 GB7 GB8 Valor promedio en los arroyos

demismos (10 especies) en una zona relativamente peque˜na como la estudiada. Estos endemismos est´an representados por: Nebrioporus carinatus (Aub´e, 1838) y Stictotarsus bertrandi (Legros, 1956), entre los Dytiscidae. En la familia Hydraenidae se han encontrado: Hydraena barrosi D’Orchymont, 1934, Hydraena brachymera D’Orchymont, 1936, Hydraena corinna D’Orchymont, 1936, Hydraena iberica D’Orchymont, 1936 e Hydraena inapicipalpis Pic, 1918. A Elmidae pertenecen: Oulimnius bertrandi Berth´elemy, 1964, Oulimnius tuberculatus perezi (Crotch in Sharp, 1872) y Limnius perrisi carinatus (P´erez-Arcas, 1865). Todas estas especies aparecieron en medios de agua corriente. Las variables ambientales medidas sufrieron una mayor variaci´on temporal en los medios len´ticos que en los l´oticos (Tabla 4). Llama la

atenci´on el valor tan elevado de algunos par´ametros, como por ejemplo, los valores de conductividad registrados en el punto GB1 (laguna de Budi˜no) en los meses de julio (629 μS/cm) y febrero (553 μS/cm). Asimismo, se observa tambi´en un d´ecit de ox´geno en los puntos GB1 y GB2, que podr´a deberse a la descomposici´on de materia org´anica presente en el agua (Paz, 1993) o a la presencia en la supercie de sustancias aceitosas, observada durante los muestreos, que impidan el intercambio gaseoso con la atm´osfera. En relaci´on con el CCA, el an´alisis basado en los dos primeros ejes explica el 55.8 % de la varianza acumulada en los datos de las especies y el 84.5 % de la varianza acumulada en la relaci´on especies-variables ambientales, tal y como se aprecia en la Tabla 5. Al realizar el an´alisis, se elimin´o la variable TDS, al ser redundante con

Tabla 4. Valores medios, m´nimos y m´aximos de los par´ametros sicoqu´micos (n = 13). Average, minimum and maximum values of the physicochemical parameters (n = 13). Ta agua (◦ C)

pH

μS/cm) Conductividad (μ

%O2

TDS (mg/l)

Med.

M´n.

M´ax.

Med.

M´n.

M´ax.

Med.

M´n.

M´ax.

Med.

M´n.

M´ax.

Med.

M´n.

M´ax.

GB1 GB2 GB3 GB4

12.4 15.6 17.8 17.6

6.7 6.15 10.1 8.1

20.6 37.3 30.8 32

6.46 5.86 6.94 7.12

6.1 5.08 6.3 5.16

7.2 7.15 7.56 8.9

29.6 41.4 62.7 74.7

5.7 4 18.3 25

63.3 89 118 119

312 136 186 113

52.5 28.7 39.3 22.8

629 300 262 165

155 82.1 104 64.3

30 13 24 11

298 182 307 128

GB5 GB6 GB7 GB8

14 13.7 13.2 13.6

10.9 10.9 8.8 10.2

17 16.6 17.8 19.8

6.58 6.29 6.66 6.51

5.3 4 5.85 5.89

8.55 7.8 8.48 7.71

94.5 94.1 95.1 96.1

67 80.2 58 83.6

111 113 110 108

64.1 47.6 44.4 50.8

12.1 8.5 7.1 9.6

100 56 60.4 68

36.5 27.3 23.5 28.5

6 11 9 12

70 51 48 59

Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC usando los cole´opteros acu´aticos 17 Tabla 5. Autovalores y porcentaje de varianza acumulada para los ejes del CCA. Autovalues and cumulative percentage variance for the CCA axes. Ejes

1

2

3

4

Autovalores 0.881 0.285 0.123 0.092 Porcentaje varianza acumulada datos de especies 42.1 55.8 61.6 66.0 relaci´on especies-ambiente 63.8 84.5 93.3 100.0

la conductividad. El tanto por ciento de ox´geno O2 presenta una elevada correlaci´on negativa con la conductividad (r = −0.96) y con la temperatura del agua (r = −0.77). Asimismo, todos los par´ametros presentan valores de correlaci´on muy altos con respecto al eje 1, positivos para temperatura del agua (r = 0.97), pH (r = 0.74) y conductividad (r = 0.78); y negativo para el tanto por ciento de ox´geno (r = −0.83). El eje 2 est´a asociado a las especies y separa ambos tipos

de h´abitats (Fig. 2). Las lagunas (puntos GB2, GB3 y GB4) presentan una relaci´on positiva con la temperatura, el pH y la conductividad, y negativa con el tanto por ciento de ox´geno. Algunas especies asociadas a estos puntos son Noterus laevis, Laccophilus hyalinus y Helophorus minutus. Sin embargo, la mayor´a de las especies aparecen relacionadas con los puntos GB5, GB6, GB7 y GB8, todos ellos arroyos, ya que son especies fundamentalmente ligadas a aguas corrientes, como por ejemplo Orectochilus villosus, Dupophilus brevis, Elmis aenea o Hydraena brachymera (Valladares, 1988; Garrido, 1990; Gayoso, 1998). Estos puntos est´an asociados a valores altos de tanto por ciento de ox´geno. El eje 2 act´ua como un gradiente que separa los arroyos entre si, apareciendo el punto GB5 separado del resto. Esto puede ser debido a la presencia de fauna diferente. En este punto se recolec-

Figura 2. Resultado del An´alisis de Correspondencias Can´onicas (CCA) de las especies de cole´opteros respecto a las variables ambientales. Las echas representan los par´ametros sicoqu´micos, los c´rculos las estaciones de muestreo y los tri´angulos las especies de cole´opteros acu´aticos. Results of the Canonical Correspondence Analysis (CCA) of the Coleopteran species in reference to environmental variables. The arrows represent the physicochemical parameters, the circles the sampling points, and the triangles the aquatic Coleopteran species.

18

P´erez-Bilbao y Garrido

taron especies u´ nicas como Hydrochus angustatus; y otras como Elmis maugetii maugetii, Hydraena barrosi, H. corinna o H. testacea, aparecieron s´olo en GB5 y GB6, en lo que a medios corrientes se reere. Por el contrario, especies como Oulimnius bertrandi, presente en el resto de los puntos l´oticos, no se recogi´o en GB5.

´ DISCUSION Tras analizar los resultados, observamos que el n´umero de especies (40) concuerda con lo indicado por Bameul (1994), que considera que un humedal est´a en buenas condiciones cuando alberga entre 40 y 50 especies de cole´opteros acu´aticos. Sin embargo, en general las aguas estancadas son m´as diversas que las aguas corrientes (European Pond Conservation Network, 2008), por lo que llama la atenci´on el bajo n´umero de especies (16) en los medios len´ticos, lo que podr´a ser un s´ntoma de posible contaminaci´on, ya que en general, se considera que en las aguas contaminadas se reduce el n´umero de especies debido a la desaparici´on de las m´as sensibles (Margalef, 1983). Seg´un Duigan et al. (1998), la riqueza de especies es uno de los par´ametros m´as importantes que se usan para valorar el estado de conservaci´on de un h´abitat. Si comparamos el presente estudio con otros similares, observamos que, por ejemplo Valladares et al. (2002) identicaron 92 especies en 12 lagunas asociadas al Canal de Castilla (Palencia), y Valladares et al. (1994) 50 especies en la laguna de La Nava (Palencia); mientras que R´egil & Garrido (1993) en un estudio sobre la laguna de Villaf´ala (Zamora) recogieron 31 especies de cole´opteros acu´aticos, pero u´ nicamente del suborden Adephaga. Garrido & Munilla (2007) hallaron 52 especies de cole´opteros acu´aticos en tres lagunas costeras de Galicia. Asimismo, los valores de diversidad obtenidos indican que este par´ametro es notablemente bajo en el a´ rea de estudio (1.7), debido a la escasa diversidad hallada en los medios len´ticos (0.8), tal y como ocurre en el punto GB1, perteneciente a la principal laguna de esta zona h´umeda, donde la diversidad fue nula. Estos valores se podr´an comparar con

los hallados por Valladares et al. (1994), que obtuvieron valores superiores a 3 en la mayor´a de los muestreos en la laguna de La Nava, o superiores a 3.5 en la mayor parte de las lagunas asociadas al Canal de Castilla (Valladares et al., 2002). Tambi´en Montes et al. (1982) hallaron valores de diversidad superiores a 3 en las cuatro lagunas muestreadas en el bajo Guadalquivir. Los valores de las variables sicoqu´micas sufren una gran variaci´on en las lagunas, mientras que en los arroyos se mantienen m´as constantes. El CCA indica que las lagunas est´an relacionadas con valores altos de conductividad y los arroyos con valores elevados de saturaci´on de ox´geno. Estos datos podr´an indicar alg´un tipo de contaminaci´on, en consonancia con Garc´a-Criado (1999), que hall´o valores superiores a 200 μS/cm en los tramos m´as afectados por la miner´a en varios r´os leoneses. Seg´un Paz (1993) la conductividad es un buen indicador de determinados tipos de poluci´on puesto que los vertidos de aguas residuales suelen traducirse en un aumento de este par´ametro. Trigal (2006) en un estudio sobre las lagunas esteparias de la depresi´on del Duero, halla en varias lagunas valores elevados de conductividad (superiores a 1000 μS/cm) y comenta que probablemente se deba al impacto agr´cola. Garrido & Munilla (2007) tambi´en obtuvieron valores superiores a 1000 μS/cm en casi todas las estaciones de muestreo en la laguna de Vix´an (A Coru˜na) debido a un incremento en la salinidad, algo que en nuestro caso no es posible, ya que no se trata de lagunas costeras. La proximidad de un pol´gono industrial, de industrias relacionadas con la extracci´on de arcilla, de la autov´a A-55 y de campos de cultivo, pueden ser las causas del aporte de contaminantes que est´an provocando un progresivo deterioro de esta zona h´umeda. Desde este estudio planteamos que ser´a necesario poner en marcha el proyecto de “Restauraci´on, conservaci´on y uso p´ublico de Las G´andaras de Budi˜no y riberas del R´o Louro”, aprobado por el Ministerio de Medio Ambiente en septiembre de 2007, para mejorar el estado de conservaci´on de este lugar, ya que tanto los bajos valores de los par´ametros de la comunidad como el an´alisis de las variables fisicoqu´micas indican una posible contaminaci´on de las aguas estancadas de esta zona LIC.

Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC usando los cole´opteros acu´aticos 19 AGRADECIMIENTOS Este estudio se engloba dentro del proyecto “Estudio de la biodiversidad de invertebrados acu´aticos en las G´andaras de Budi˜no. Lugar de Importancia Comunitaria (Red Natura 2000)” (PGIDIT02RFO30102PR), subvencionado por la Xunta de Galicia (Programa de Biodiversidad y Recursos Forestales). ´ BIBLIOGRAFIA BAMEUL, F. 1994. Les Col´eopt`eres aquatiques des Marais de La Perge (Gironde), t´emoins de la n des temps glaciaires en Aquitaine. Bull. Soc. Entomol. France, 99: 301-321. BENETTI, C. J., A. I. ALONSO & J. GARRIDO. 2007. Comparaci´on de la comunidad de cole´opteros acu´aticos (Adephaga y Polyphaga) en dos cuencas hidrogr´acas con distinto grado de acci´on antropog´enica (Pontevedra, NO de Espa˜na). Limnetica, 26(1): 115-128. CASADO, S. & C. MONTES. 1995. Gu´a de los lagos y humedales de Espa˜na. Madrid. J. M. Reyero Editor. 255 pp. ´ CASTRO, A., J. M. HIDALGO & A. M. CARDENAS. 2003. Nuevos datos sobre los col´eopteros acu´aticos del Parque Nacional de Do˜nana (Espa˜na): Capturas realizadas mediante trampas de luz y t´ecnicas de muestreo para fauna ed´aca. Bol. S.E.A., 33: 153-159. ´ RAMSAR. 1971. Los humedales de CONVENCION importancia internacional especialmente como h´abitat de aves acu´aticas. Ramsar (Ir´an), 2 de febrero de 1971. UN Treaty Series No. 14583. Modicada seg´un el Protocolo de Par´s, 3 de diciembre de 1982, y las Enmiendas de Regina, 28 de mayo de 1987. UNESCO. D.O.C.E. 1979. Directiva 79/409/CEE del Consejo de 2 de abril de 1979 relativa a la conservaci´on de las aves silvestres. D.O.C.E. L 103 de 25.4.1979. 25 pp. D.O.C.E. 1992. Directiva 92/43/CEE del Consejo de 21 de mayo de 1992 relativa a la conservaci´on de los h´abitats naturales y de la fauna y ora silvestres. D.O.C.E. L 206 de 22.7.1992. 55 pp. D.O.C.E. 2000. Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 23 de octubre de 2000 por la que se establece un marco comunitario

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20

P´erez-Bilbao y Garrido

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Evaluaci´on del estado de conservaci´on de una zona LIC usando los cole´opteros acu´aticos 21 RIBERA, I., C. HERNANDO, P. AGUILERA & A. ´ MILLAN. 1998. Especies poco conocidas o nuevas para la familia ib´erica de cole´opteros acu´aticos (Coleoptera: Dytiscidae, Hydrophilidae, Hydraenidae, Dryopidae). Zapateri Revta. Aragon Ent., 7 (1997): 83-90. SILVA-PANDO, F. J., N. R. GARC´IA-MART´INEZ ´ & E. VALDES-BERMEJO. 1987. Vegetaci´on de las G´andaras de Budi˜no. Diputaci´on Provincial de Pontevedra. 46 pp.  TER BRAAK, C. J. F. & P. SMILAUER. 2002. CANOCO Referente manual and CanoDraw for Windows User’s guide: Software for Canonical Community Ordination (version 4.5). Microcomputer Power, Ithaca. TRIGAL, C. 2006. Evaluaci´on del estado ecol´ogico de las lagunas esteparias de la depresi´on del Due-

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Limnetica, 28 (1): 23-34 (2009)

c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

´ temporal de algunas variables f´sicas y Patrones de distribucion qu´micas en el embalse Paso Bonito, Cienfuegos, Cuba Carmen Betancourt 1,∗ , Roberto Su´arez 2 y Liliana Toledo 1 1

Centro de Estudios Ambientales de Cienfuegos.Calle 17, esq. Ave 46 s/n, Reparto Reina, Cienfuegos 55100, Cuba. 2 Universidad de Cienfuegos. Carretera a Rodas km 3. C.P. 59430 Cienfuegos, Cuba. 2

∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

2

Recibido: 21/5/08

Aceptado: 8/10/08

ABSTRACT Temporal distribution patterns of some physical and chemical variables in the Paso Bonito reservoir, Cienfuegos, Cuba A study is presented on the pH, redox potential (Eh), dissolved oxygen (DO), and temperature (T) in the Paso Bonito reservoir, used as a source of drinking water supply for the Cienfuegos City. This reservoir has its basin located mainly in a mountain area, affected by the organic, physical, and residue pollution from an old pyrite mine. From September 2006 through November 2007 samples were collected at meter intervals from the surface to bottom near water withdrawal site. The reservoir was polymictic during wet summers, and monomictic during dry summers. During thermal stratication it had a clinograde oxygen distribution pattern, a pH between 7.0 and 8.1 and a negative hypolimnetic Eh during thermal stratication. We derived an empiric model relating Eh, DO and T. The correlations between the studied indicators were also determined. These results will facilitate the interpretation of highly complex phenomena such as the release of nutrients, metals, and organic matter from the sediments. Key words: Temperature, pH, Redox potential, dissolved oxygen, thermal stratication.

RESUMEN Patrones de distribuci´on temporal de algunas variables f´sicas y qu´micas en el embalse de Paso Bonito (Cienfuegos, Cuba) Se presenta un estudio de pH, potencial redox (Eh), ox´geno disuelto (OD) y temperatura (T) en el embalse Paso Bonito, utilizado para el abastecimiento de agua potable a la Ciudad de Cienfuegos. Este embalse tiene su cuenca de alimentaci´on ubicada fundamentalmente en una zona de monta˜na, afectada por la contaminaci´on org´anica, f´sica y de residuos de una antigua mina de pirita. El muestreo fue realizado en la columna de agua del punto de toma del embalse, desde la supercie hasta el fondo, metro a metro, desde Septiembre de 2006 hasta Noviembre de 2007. El embalse estudiado presenta una distribuci´on t´ermica de tipo polim´ctico, en veranos de abundantes precipitaciones y monom´ctico en veranos secos; con un patr´on de distribuci´on de ox´geno de tipo clin´ogrado; un pH entre 7.0 y 8.1, y un Eh negativo en el hipolimnion en per´odos de estraticaci´on t´ermica. Se ha realizado un modelo emp´rico que relaciona el Eh con el OD y la T. Se determinaron adem´as las correlaciones entre los indicadores estudiados. Estos resultados facilitar´an la interpretaci´on de fen´omenos altamente complejos como la liberaci´on de nutrientes, metales y materia org´anica desde los sedimentos. Palabras clave: Temperatura, pH, potencial redox, ox´geno disuelto, estraticaci´on t´ermica.

24

Betancourt et al.

´ INTRODUCCION El conocimiento de las caracter´sticas f´sicoqu´micas del agua de un embalse constituye una herramienta importante para gestionar adecuadamente este recurso. Dentro de los indicadores a tener en cuenta, la temperatura, el potencial redox (Eh), el ox´geno disuelto (OD) y el pH, resultan de gran inter´es porque se incluyen dentro de los factores que regulan el fen´omeno altamente complejo de liberaci´on de nutrientes, metales y materia org´anica desde los sedimentos (Bostr¨om et al., 1988; Aminot & Andrieux, 1996; Appan & Ting, 1996; Harris, 1999). La temperatura es un factor abi´otico que controla procesos vitales para los organismos, as´ como tambi´en afecta las propiedades qu´micas y f´sicas de otros factores abi´oticos en un ecosistema. A su vez, incrementos de este indicador pueden alargar los per´odos de estraticaci´on, potenciando el efecto de los contaminantes aportados por la cuenca. (Armengol y Garc´a, 1997). El ox´geno disuelto es importante en los procesos de fotos´ntesis, oxidaci´on-reducci´on, solubilidad de minerales y la descomposici´on de materia org´anica. La anoxia hipolimn´etica puede traer consecuencias negativas sobre la calidad del agua, como es el caso de la liberaci´on de nutrientes (amonio y ortofosfato) y metales desde el fondo (Bostr¨om et al., 1988; Kilham & Kilham, 1990; Ahlgren et al., 1994; Kassim, 1997, McGinnis & Little, 2002; Beutel, 2006). El Eh regula el comportamiento de muchos compuestos qu´micos presentes en cuerpos de agua naturales. La solubilidad de metales como hierro y manganeso y el estado de oxidaci´on de nutrientes como el nitr´ogeno, carbono y azufre dependen del Eh y el pH del medio. Tilman et al., (1982) denieron al pH como la variable principal de la qu´mica de los sistemas acu´aticos. El mismo informa sobre aspectos tan interesantes como son las caracter´sticas litol´ogicas de la cuenca de drenaje, los usos del suelo, o la actividad biol´ogica que se desarrolla en un cuerpo de agua. Los cambios en el pH pueden ser usados para estimar el metabolismo de los sistemas acu´aticos (Geider & Osborne, 1992) y la din´amica de los nutrientes (Harper, 1992).

El embalse Paso Bonito, fuente de abastecimiento de la Ciudad de Cienfuegos, se est´a afectando por contaminantes derivados de malas pr´acticas de manejo (Betancourt y Toledo, 2007), los cuales pueden incidir en el comportamiento de variables tales como OD, Eh y pH. A su vez, incrementos de la T pueden alargar los per´odos de estraticaci´on potenciando el efecto de los contaminantes aportados por la cuenca. El presente trabajo tiene como objetivo conocer el patr´on de distribuci´on de la tempertaura, pH, ox´geno disuelto y Eh en la columna de agua del embalse, para poder interpretar posteriormente los resultados obtenidos en investigaciones relacionadas con el comportamiento de variables como hierro, manganeso, ciclo del f´osforo, ciclo del nitr´ogeno y distribuci´on de toplancton. ´ MATERIAL Y METODOS ´ Area de estudio El Embalse Paso Bonito est´a ubicado al sureste de la provincia de Cienfuegos, regi´on centro-sur de Cuba (Fig. 1). Fue construido en 1975 como la principal fuente de abastecimiento de la Ciudad de Cienfuegos y parte de la Ciudad de Santa Clara. En el mismo se acumulan las aguas del r´o Hanabanilla y las procedentes de una hidroel´ectrica ubicada en el embalse Hanabanilla a trav´es de un t´unel. Su cuenca yace sobre m´armoles grises azulosos, esquistos carbonatados y gran´ticos, esquistos cuarzos moscov´ticos con capas aisladas de m´armol y rocas magm´aticas, y est´a ubicada en una zona de monta˜na y premonta˜na, resultando vulnerable en lo que a erosi´on y transporte de contaminantes se reere. En la cuenca se ubican asentamientos humanos, despulpadora de caf´e, vaquer´as y a´ reas de cultivos (fundamentalmente caf´e), entre otras actividades antr´opicas. Algunas caracter´sticas de la cuenca y del embalse, se informan en la Tabla 1. Muestreo Se realizaron nueve muestreos a partir de Septiembre de 2006 hasta Noviembre de 2007, in-

25

Variabilidad f´sica y qu´mica del embalse de Paso Bonito

´ Figura 1. Area de estudio. Study site.

cluyendo los meses de principio y nal de los supuestos per´odos de mezcla y estraticaci´on t´ermica del embalse (Septiembre, Octubre, Noviembre, Diciembre, de 2006 y Febrero, Mayo, Julio y Octubre de 2007 respectivamente). Las muestras se tomaron primeramente en la superficie y a continuaci´on metro a metro hasta el fondo en un perfil ubicado en el punto de toma del embalse (n = 99) y se determinaron las siguientes variables: profundidad (m), temperatura del agua (◦C), pH (unidades), ox´geno disuelto (mg/l), porcentaje de saturaci´on de OD y Eh (mV). Para la toma de muestras se utiliz´o una botella Niskin de cinco litros de capacidad. Las determinaciones de pH y Eh se realizaron seg´un el manual del equipo HANNA HI 9025-C, la temperatura fue medida in situ y el OD se determin´o por el m´etodo Winkler.

An´alisis de datos Los porcentajes de saturaci´on de ox´geno disuelto se calcularon a partir de la solubilidad del ox´geno en funci´on de la temperatura y la Tabla 1. Caracter´sticas de la zona de estudio. Study site characteristics. ´ Area de la cuenca (km2 )* Altitud media de la cuenca (m)* Altitud del embalse (m)

165.00 187.00 186.30

Volumen (hm3 )

008.0

2

Area (km )

111.25

Escurrimiento medio anual (hm3 ) Longitud del r´o principal (km)

037.60 016.50

* Datos tomados del archivo de la Delegaci´on de Recursos * Hidr´aulicos en Cienfuegos

26

Betancourt et al. Tabla 2.

Porcentaje de saturaci´on ox´geno. Oxygen saturation percentage. m´aximo % de O2 y profundidad a la que se produce

Septiembre Octubre de 2007 Noviembre de 2006 Diciembre Febrero Mayo Julio

104 68 87 92 104 92 113

salinidad, seg´un APHA (1992), (Tabla 2). Se excluyeron los valores registrados en Octubre 2006 y Noviembre 2007 por resultar superiores respecto a estos mismos meses de los a˜nos 2007 y 2006 respectivamente. Para describir cualitativamente la calidad del agua en funci´on del porcentaje de saturaci´on del ox´geno disuelto se tuvo en cuenta el criterio de Lynch y Poole (1979) (citado por Fuentes y Massol-Day´a, 2002) (Tabla 3). Para el trabajo estad´stico se comprob´o la normalidad de los datos, las diferencias significativas entre los indicadores evaluados durante el estudio se corroboraron a partir de una comparaci´on de media metro a metro, verificando las hip´otesis planteadas a trav´es de la prueba t de Student. Las diferencias estad´sticamente signicativas entre el pH de Febrero y los meses restantes fueron establecidas mediante pruebas de hip´otesis sobre la media en cada una de las profundidades; de igual forma se procedi´o con el pH de Mayo y el Eh de Octubre de 2007. Se excluyeron las mediciones de pH de Mayo para la prueba de Febrero y viceversa. Tabla 3. Calidad del agua en funci´on del porcentaje de saturaci´on de Ox´geno. Water quality according to the oxygen saturation percentage. Calidad Buena Regular Dudosa Contaminada

Porcentaje de saturaci´on de OD (a la T y salinidad prevaleciente en el ambiente) > 90 89-75 74-50 < 50

* Criterio de Lynch y Poole (1979), citado por Fuentes * y Massol-Day´a, 2002.

(1 m) (1 m) (1 m) (Supercie) (1 m) (Supercie) (1 m)

M´nimo % de O2 0 0 52 61 36 33 0

El an´alisis de la inuencia de la profundidad y los procesos de estraticaci´on t´ermica y mezcla sobre el OD, se hizo aplicando un an´alisis de varianza con ambos factores. Debido a la presencia de interacci´on entre ambos factores, se realiz´o un an´alisis de varianza univariado para establecer las diferencias entre las distintas combinaciones. Para estudiar la relaci´on entre el Eh y el resto de las variables en estudio, se utilizaron inicialmente diagramas de dispersi´on y an´alisis de correlaciones mediante el coeciente de correlaci´on de Pearson. Posteriormente se utiliz´o la regresi´on lineal m´ultiple de la variable Eh sobre las variables independientes, hasta obtener un modelo con las variables que mejor explican la relaci´on. RESULTADOS Temperatura El proceso de estraticaci´on t´ermica alcanz´o su mayor estabilidad en el mes de Octubre de 2006 (Fig. 2), caracterizado por un metalimnion que se ubica entre los 4 y 6 m de profundidad, con un gradiente de T de 2.2 ◦C. Con la llegada del invierno en Noviembre, comenz´o el proceso de mezcla del embalse que se extendi´o hasta Mayo. En Julio se observaron diferencias de temperatura superiores a 1 ◦C entre 1 y 2 m de profundidad. En Octubre de 2007, se observ´o un gradiente t´ermico entre el primer y segundo metro de profundidad y entre los 9 y 10 m (fondo del embalse), con un proceso de mezcla entre los 2 y 9 m. Este comportamiento es an´omalo si se considera que Octubre coincide con el n del verano en

27

Variabilidad f´sica y qu´mica del embalse de Paso Bonito 0

0

-1

-1

mg/l

-2

-2

ºC 30.25 30 29.5

-4

29 28.5

-5

28 27.5 27

-6

26.5

8

-3

7.5 7

Profundidad (m)

Profundidad (m)

8.5

30.5

-3

6.5

-4

6 5.5 5

-5

4.5 4 3.5

-6

3 2.5

26 25.5

-7

25

2

-7

1.5 1

24.5 24

-8

0.5

-8

0

23.5 23

-9

-9

-10

-10 1

2

3

4

5

6

7

8

9

Sep_06 Oct_06 Nov_06 Dic_06 Feb_07 May_07 Jul_07 Oct_07 Nov_07

Meses

Figura 2. Ciclo t´ermico del embalse de Paso Bonito. Thermal cycle of the Paso Bonito Reservoir.

Cuba y durante el a˜no anterior se observ´o la mayor estraticaci´on del embalse en este mes. Ox´geno Disuelto Las concentraciones de ox´geno disuelto durante la campa˜na oscilaron en el intervalo de 0 a 8.66 mg/l (Fig. 3). De forma general los valores m´as bajos en la columna de agua se registraron en la zona pr´oxima al fondo y durante los meses de Octubre, mientras que los m´as altos se encontraron a un metro de profundidad. Los mayores gradientes de concentraci´on (oxiclina) por meses de muestreo, se observaron en las capas m´as superciales (1-6 m) durante los meses de Julio, Septiembre y Octubre de 2006. En Febrero, Mayo y Noviembre los gradientes se registraron en el fondo, mientras que en Diciembre, las disminuciones son menos acentuadas. Oxiclina y termoclina coinciden en los meses de Julio, Septiembre y Octubre de 2006. En el fondo del embalse el agua result´o contaminada seg´un los criterios de clasificaci´on expuestos en la Tabla 3, con porcentajes de saturaci´on menores que 50 para todos los meses, excepto para Noviembre (2006 y 2007) y Diciembre que re-

1

2

3

4

5

6

Sep_06 Oct_06 Nov_06 Dic_06 Feb_07 May_07

7

8

9

Jul_07 Oct_07 Nov_07

Meses

Figura 3. Evoluci´on temporal y vertical en la concentraci´on de ox´geno. Temporal and vertical evolution of the oxygen conentration.

sult´o dudosa, (74-50 %). En el mes de Febrero, a pesar de que el embalse estaba circulando, tambi´en se registr´o una baja saturaci´on en el fondo (35.5 %) que indica contaminaci´on del agua. En Octubre de 2007 la calidad del agua en toda la columna es dudosa o contaminada, lo que se deduce de los porcentajes de saturaci´on de ox´geno relativamente bajas, entre 67.5 % y 21.1 % y un patr´on de distribuci´on vertical normal, donde los valores disminuyen desde la supercie hasta los 7 m y aumentan en 0.66 mg/l a los 8 m, con una posterior disminuci´on gradual de dicho indicador hacia el fondo (Fig. 3). En la prueba Anova para establecer el efecto de interacci´on de las distintas combinaciones de niveles de profundidad (supercie, medio y fondo) con los procesos de estraticaci´on t´ermica y mezcla sobre las concentraciones medias de ox´geno, se obtuvieron los siguientes resultados: 1. No se observ´o diferencia signicativa entre la supercie, medio y fondo, durante el proceso de mezcla del embalse. 2. Mientras ocurr´a la estraticaci´on t´ermica del embalse se encontraron diferencias sig-

28

Betancourt et al. 0

nicativas al comparar supercie con medio ( p < 0.031) y fondo ( p = 0.000), pero no entre la profundidad media y fondo.

-2

mV 200

-3

180

Profundidad (m)

3. Al comparar ambos procesos (mezcla y estraticaci´on t´ermica en conjunto), se encontr´o diferencia signicativa ( p < 0.031) entre el medio (estraticaci´on t´ermica) y supercie (mezcla); fondo (estraticaci´on t´ermica) y supercie (mezcla) ( p = 0.000); y fondo (estraticaci´on t´ermica) y medio (mezcla) ( p = 0.000).

-1

160 140

-4

120 100

-5

80 60 40

-6

20 0 -20

-7

Estas consideraciones ponen de maniesto que el d´ecit de OD durante la estraticaci´on t´ermica se verica desde las profundidades medias del embalse donde se ubica el punto de toma. Potencial Redox

-40 -60 -80

-8

-100 -120

-9

-10 Sep_06 Nov_06 Dic_06 Feb_07 May_07 1 Oct_06 2 3 4 5 6 7Jul_07 8Oct_07

Meses

El 85.7 % de las mediciones durante el estudio se enmarcaron entre los 90 y 200 mV (Fig. 4). El mayor valor (200 mV) se registr´o en el mes de Noviembre de 2006 cuando el embalse estaba circulando, mientras que las cifras m´as bajas corresponden con el per´odo de estraticaci´on t´ermica (Julio, Septiembre y Octubre de 2006), llegando a alcanzar valores negativos en la zonas pr´oximas al fondo del embalse (−125.5 mV) durante el mes de Octubre de 2006. En Julio, cuando se inicia el proceso de estraticaci´on t´ermica del embalse, se observa un gradiente del indicador (redoxclina) entre los 9 y 10 m, mientras que el gradiente de ox´geno se observa entre 1 y 2 m. A medida que avanza el proceso de estraticaci´on t´ermica, la oxiclina comienza a descender y la redoxclina a ascender de tal manera que hacia nales de la estraticaci´on t´ermica (Octubre de 2006) coinciden la oxiclina, termoclina y redoxclina. Esta coincidencia en la columna de agua no resulta com´un (Garc´a-Gil y Camacho, 2001). Al comparar el Eh del mes de Octubre de 2007 (valores bajos y bastante homog´eneos en la columna de agua) con el resto de los meses, se obtuvieron diferencias estad´sticamente signicativas ( p ≤ 0.032), corroborando que el Eh es inferior al resto de los meses estudiados desde la super-

Figura 4. Evoluci´on temporal y vertical del potencial redox. Temporal and vertical evolution of Redox potential.

cie hasta los 6 m de profundidad. En Diciembre y Mayo tambi´en se observ´o homogeneidad en toda la columna de agua, pero con valores m´as altos. Adicionalmente, en este propio mes, el Eh registr´o una disminuci´on gradual hasta los 8 m, aument´o ligeramente en los 9 m y alcanz´o valores m´as bajos a los 10 m. Esta anomal´a se puede observar en la gura 4. Modelo emp´rico para el Eh Considerando que el Eh es una variable dependiente del pH, la temperatura y la concentraci´on de ox´geno, se realizaron gr´aficos de dispersi´on para explorar la naturaleza de la relaci´on entre ellos. En la regresi´on del Eh sobre el resto de las variables en estudio, fue excluida la variable pH con el empleo del m´etodo paso a paso. Sin embargo, existen autores (Wagman et al., 1982 y Bachmanm et al., 2001) que han encontrado ecuaciones dependientes del pH. Por su parte, Chen et al., (1983), (citado por Wallace, 2007) encontraron ecuaciones que incluyen adem´as del pH, el ox´geno. En este estudio se obtuvieron tres modelos; uno que incluy´o todo el per´odo evaluado, otro

29

Variabilidad f´sica y qu´mica del embalse de Paso Bonito

El modelo que se obtuvo para el per´odo de estraticaci´on t´ermica mostr´o una baja correlaci´on, por lo que fue excluido de los resultados.

Eh calculado

200

Modelo considerando todo el per´odo evaluado. Eh = 91.8 + 76.154OD − 6.492(OD)2 − 6.687T.

100

(r2 = 0.798)

Modelo para el per´odo de mezcla. Eh = 597.64 + 38.335OD − 2.69(OD)2 − 24.146T. 0 -140

(r2 = 0.808)

-40

60

160

La relaci´on entre el Eh observado y el obtenido mediante los modelos durante los procesos de estraticaci´on t´ermica y mezcla se muestran en las guras 5 y 6 respectivamente.

-100 Eh observado

Figura 5. Comparaci´on de los valores de Eh observados y calculados mediante el modelo (mezcla y estraticaci´on t´ermica). Comparisson of the Eh values observed and calculated by the model (mixing and thermal stratication).

durante el proceso de mezcla del embalse, y otro para la estraticaci´on, todos dependientes de la concentraci´on de ox´geno y de la temperatura.

pH Los valores de pH en todas las mediciones realizadas se enmarcan en el intervalo de 7.11 (Septiembre) a 8.50 (Mayo), es decir entre ligeramente alcalino y alcalino respectivamente (Fig. 7). 0

-2 8.5 8.4

-3

8.3

Profundidad (m)

Eh calculado

-1

200

150

8.2

-4

8.1 8 7.9

-5

7.8 7.7 7.6

-6

7.5

100

7.4

-7

7.3 7.2 7.1

-8

-9

50 50

100

150

200

-10 1

Eh observado Figura 6. Comparaci´on de los valores de Eh observados y calculados mediante el modelo (mezcla). Comparisson of the Eh values observed and calculated by the mode (mixing).

2

3

Sep_06 Oct_06 Nov_06

4

5

6

7

8

Dic_06 Feb_07 May_07 Oct_07 Nov_07

Meses Figura 7. Variabilidad temporal y vertical del pH. pH temporal and vertical variability.

30

Betancourt et al.

Observaciones superiores a 8 (pH alcalino) se registraron en Mayo en toda la columna de agua y en Febrero hasta los 6 m de profundidad, el resto de las mediciones estuvo por debajo de 8 (ligeramente alcalino). Los registros m´as bajos se observaron en la cercan´a del fondo del embalse, fundamentalmente durante la estraticaci´on t´ermica y durante el mes de Octubre de 2007, mientras que los m´as altos por niveles de profundidad se detectaron generalmente a 1 m. En Diciembre y Octubre de 2007 se observ´o un comportamiento an´omalo en la distribuci´on del pH en la columna de agua, detect´andose aumento de valores en profundidades intermedias seguidos por una disminuci´on gradual. En la comparaci´on de medias de Febrero y Mayo, y en toda la columna de agua, se observaron diferencias significativas con el resto de los meses estudiados ( p < 0.028), excepto para las mediciones en el fondo del embalse (10 m) durante el mes Mayo, donde se pierden esas diferencias. Correlaciones Las correlaciones m´as fuertes encontradas durante la estraticaci´on t´ermica del embalse fueron entre profundidad y ox´geno (r = −0.819), profundidad y tempeartura (r = 0.700), pH y ox´geno (r = 0.817) y Eh y px´geno (r = 0.668) (Tabla 4). Por el contrario durante el proceso de mezcla las correlaciones mayores resultaron entre el Eh y ox´geno (r = 0.676) y pH y ox´geno (r = 0.613) (Tabla 5). Finalmente, en el an´alisis conjunto de todos las correlaciones m´as elevadas fueron entre el pH y el ox´geno (r = 0.722) y entre Eh y ox´geno (r = 0.678). Tabla 4. Matriz de correlaci´on de Pearson (estraticaci´on t´ermica) n = 45 y * p < 0.01. Pearson correlation matrix (thermal stratication) n = 45 and * p < 0.01.

Profundidad OD Eh pH T

Profundidad

OD

Eh

1 −0.819* −0.453* −0.456* −0.700*

1 0.668* 0.817* 0.543*

1 0.506* 0.234*

pH

T

Tabla 5. Matriz de correlaci´on de Pearson (mezcla) n = 55 y * p < 0.01. Pearson correlation matrix (mixing) n = 55 and * p < 0.01. Profundidad Profundidad OD Eh pH T

1 −0.461* −0.023* −0.111* −0.467*

OD

pE

pH

1 −0.676* 1 −0.613* −0.245* 1 −0.200* −0.626* −0.181

Tem

1

´ DISCUSION Temperatura Seg´un los muestreos realizados durante el 2006, el embalse result´o monom´ctico, con un solo proceso de mezcla en ese a˜no, comportamientos similares han sido reportados en otros embalses de diferentes regiones del mundo (Salmaso et al., 2003; Varekamp, 2003; Gonz´alez et al., 2004). El comportamiento an´omalo observado en Octubre de 2007 podr´a ser consecuencia de las abundantes lluvias antes del muestreo. Seg´un informaci´on de la gerencia de Recursos Hidr´aulicos en Cienfuegos, el escurrimiento incorporado al embalse durante la semana anterior al muestreo fue de 3.941 hm3 , valor que representa casi la mitad del volumen de almacenamiento del embalse. La entrada de esta cantidad de agua en tan poco tiempo durante el mes de Octubre del 2007, unido a la morfometr´a del embalse y de su cuenca de alimentaci´on (Tabla 1), pudo haber afectado su din´amica y haber producido la mezcla que se observ´o entre los 2 y 9 m de profundidad. En esta ocasi´on el embalse se comport´o como polim´ctico, comportamiento que pudiera repetirse en per´odos de intensas precipitaciones. Los gradientes en la supercie y fondo observados en este mes pudieran relacionarse con el establecimiento de las condiciones normales correspondientes al verano en Octubre, y a la estabilizaci´on del escurrimiento del r´o. Ox´geno Disuelto

1 0.065

1

Los valores m´as altos de saturaci´on observados a 1 m de profundidad se podr´an relacionar con

Variabilidad f´sica y qu´mica del embalse de Paso Bonito los resultados de un estudio realizado en el embalse durante los a˜nos 2005 y 2006 (Comas et al., 2007), donde se encontr´o la mayor concentraci´on de toplancton (productor de ox´geno por la actividad fotosint´etica) entre 0.5 y 1.5 m. Cuando se comparan los patrones de distribuci´on del ox´geno los de la temperatura, se evidencia que este embalse posee una distribuci´on termal del tipo clin´ograda. Este tipo de curva se caracteriza por una concentraci´on relativamente mayor de ox´geno cerca de la supercie, donde se desarrolla la actividad fotosint´etica, con una fuerte estraticaci´on, mientras que el hipolimnion presenta concentraciones bajas de ox´geno, pudiendo llegarse a la anoxia. Este patr´on de distribuci´on vertical de ox´geno se observa en cuerpos de agua estraticados, con una alta productividad y una reducci´on signicativa de ox´geno en el hipolimnion, como resultado de la descomposici´on aer´obica de la materia org´anica generada por lo fototrofos, (Fuentes y Massol-Day´a, 2002; Sawyer et al., 2003) y puede interpretarse como un s´ntoma de eutroa (Margalef, 1983). Como es caracter´stico en las curvas clin´ogradas (Wetzel, 1975), en este trabajo tambi´en se evidencia que los gradientes de concentraciones de ox´geno entre la superficie y el fondo durante los per´odos de circulaci´on son mayores que los de temperatura. Tanto la distribuci´on de ox´geno de tipo clin´ograda, como la clasicaci´on del agua contaminada en el fondo del embalse y durante los meses de Octubre por los bajos porcentajes de saturaci´on de ox´geno, podr´an ser una respuesta al aporte de contaminantes realizado por la cuenca (residuales porcinos, vacunos y algunos asentamientos humanos). Potencial Redox La homogeneidad observada en el Eh en Octubre de 2007, se explica por el efecto de la mezcla del embalse producto de las lluvias intensas ocurridas la semana anterior al muestreo. Es probable que antes de la ocurrencia de estas lluvias el patr´on de distribuci´on de Eh fuera similar al registrado durante el mes de Octubre de 2006 marcado por gradientes de poten-

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ciales entre el epilimnion e hipolimnion y que al ocurrir la mezcla antes mencionada provocara los valores signicativamente m´as bajos en los primeros 6 m de profundidad. pH Los valores altos de pH en los meses de Febrero y Mayo podr´an corresponderse con la mayor abundancia del de toplancton, registrada para este per´odo por Comas et al. (2007) en este embalse, considerando que la utilizaci´on fotosint´etica de CO2 provoca un aumento en los valores de pH (Conde y Gorga, 1999). Comas et al. (2007), encontraron las concentraciones m´as altas de microalgas entre 0.5 y 1 m de profundidad, lo cual tambi´en explica los valores m´as altos de pH en el metro de profundidad. En el fondo del embalse durante los meses de estraticaci´on se produce un reciclado de los nutrientes, que en el caso del f´osforo es favorecido por los bajos valores del pH y del Eh (Moore & Reddy, 1994). Se ha planteado que la mezcla de agua en un embalse produce una subida de nutrientes desde el fondo hacia las capas superciales, con el consiguiente aumento de biomasa de toplancton (Armengol y Dolz, 2004) y de la producci´on primaria. La anomal´a registrada en la distribuci´on del ox´geno disuelto, Eh y pH correspondiente a Diciembre y Octubre de 2007, consistente en un aumento en los valores de estos indicadores en profundidades intermedias, pudiera estar relacionada con procesos sucesivos de estraticaci´on y mezcla condicionados por factores meteorol´ogicos. Probablemente las capas de aguas profundas con valores m´as bajos de pH, Eh y ox´geno se trasladaron hasta las profundidades intermedias y a su vez las capas de aguas superciales con cifras superiores de pH, Eh y OD ocuparon las capas m´as profundas. Muchos de los cambios en la calidad del agua que no encontraban explicaci´on cuando se analizaban en el contexto del ciclo anual, se pueden entender muy bien cuando se analizan las condiciones meteorol´ogicas de unos pocos d´as antes de que se produzca los cambios detectados (Spigel & Imberger 1987).

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Betancourt et al.

Correlaciones La fuerte correlaci´on encontrada entre el concentraci´on de ox´geno y la profundidad, puede ser interpretada como una manifestaci´on del deterioro de la calidad del agua respecto a este indicador, durante la estraticaci´on t´ermica del embalse. El ox´geno estuvo adem´as muy correlacionado con el pH de forma positiva. La fotos´ntesis en el epilimnion incrementa la concentraci´on de ox´geno y disminuye la concentraci´on del CO2 , produci´endose un aumento del pH (Wetzel, 1975), por otra parte la degradaci´on de la materia org´anica presente en los sedimentos produce un consumo de OD y un aumento de pH por la respectiva liberaci´on de CO2 (B´edard & Knowles, 1991, Gonz´alez et al., 2004).

oxiclina desde el metro de profundidad hasta las capas intermedias (6 m), mientras que la redoxclina se ubic´o generalmente pr´oxima al fondo, exceptuando al final de la estratificaci´on t´ermica (Octubre de 2006), que hubo coincidencia de termoclina, oxiclina y redoxclina entre los 4 y 6 m de profundidad. Las mayores correlaciones encontradas fueron entre Eh y ox´geno, pH y temperatura as´ como entra pH y ox´geno. Finalmente, se encontr´o un modelo emp´rico que relaciona el Eh con la concentraci´on de ox´geno y la temperatura. El comportamiento an´omalo registrado en la columna de agua en el mes de Diciembre y durante la ocurrencia de lluvias intensas, merece atenci´on y ser´a objeto de estudios posteriores.

´ BIBLIOGRAFIA CONCLUSIONES Seg´un el patr´on de evoluci´on temporal de la temperatura, el embalse puede clasicarse como polim´ctico durante el a˜no 2007 debido a condiciones clim´aticas puntuales (lluvias intensas) y monom´ctico en el 2006, con un patr´on de distribuci´on del ox´geno de tipo clin´ogrado y an´omalo para el verano dada las condiciones clim´aticas puntuales (intensas lluvias), con pH ligeramente alcalino y alcalino en toda la columna de agua, mientras que el Eh se mueve en un intervalo que favorece las reacciones redox durante el per´odo de estraticaci´on t´ermica. El proceso de estraticaci´on t´ermica comenz´o en Julio extendi´endose durante todo el verano, para dar comienzo a la mezcla con la llegada del invierno en Noviembre de 2006. Los valores m´as bajos de todos los indicadores en estudios se encontraron en las profundidades cercanas al fondo del embalse, y las concentraciones de ox´geno registraron los valores m´as altos a 1 m de profundidad y durante los per´odos de mezcla, coincidiendo con las temperaturas m´as bajas del a˜no. Durante la estraticaci´on t´ermica la calidad del agua puede considerarse como “dudosa” o “contaminada” seg´un los valores de saturaci´on de ox´geno que se midieron. Se registr´o coincidencia de la termoclina y

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´ de la calidad ecologica ´ Propuesta de un protocolo de evaluacion de ´ a dos cuencas en Ecuador y Peru´ r´os andinos (CERA) y su aplicacion Ra´ul Acosta ∗ , Blanca R´os 1 , Maria Rieradevall 2 y Narc´s Prat 3 Grupo de Investigaci´on FEM (Freshwater Ecology and Management). Departament d’Ecologia. Universitat de Barcelona. Diagonal 645. 08028. Barcelona 1 [email protected] 2 [email protected] 3 [email protected] 2

∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

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Recibido: 10/6/08

Aceptado: 1/10/08

ABSTRACT Proposal for an evaluation protocol of the ecological quality of Andean rivers (CERA) and its use in two basins in Ecuador and Peru A Rapid Protocol is presented for Evaluation of the Ecological Status of Andean Rivers (CERA) localized over 2000 m.a.s.l. from the Northern Andes (Venezuela) through the Altiplano in the Central Andes (Bolivia). This protocol was used in 45 sampling sites in the Guayllabamba River Basin in Ecuador and in 42 sampling sites in the Ca˜nete River Basin in Peru. Previously, and in order to test if the sampling stations may or not be considered reference stations, we constructed a method that assesses 24 basin attributes, hydrology, reach and riverbed and that uctuates from 24 to 120 points; sites with values higher than 100 were considered as potential reference sites. Besides the benthic macroinvertebrats’ evaluation, the river habitat and riparian vegetation were also evaluated through of the application of the indices ABI (R´os et al., submitted), IHF (Pardo et al., 2002) and QBR-And, respectively. The convenience of the initial allocation of the reference sites was evaluated as well. These indices have been properly adapted to the conditions and characteristics of the high Andes rivers. The results obtained for both basins were compared and discussed. Through the use of the CERA protocol, the particular perturbation gradients and the natural variability of the reference sites in both countries were recognized. Key words: South America, Ecuador, Peru, High Andes rivers, reference conditions, aquatic macroinvertebrates, Andean Biotic Index (ABI), QBR-And, IHF, ECOSTRIAND. RESUMEN Propuesta de un protocolo de evaluaci´on de la calidad ecol´ogica de r´os andinos (CERA) y su aplicaci´on a dos cuencas en Ecuador y Peru´ Se presenta un protocolo r´apido de evaluaci´on de la Calidad Ecol´ogica de R´os Andinos (CERA), situados sobre los 2000 m.s.n.m, desde los Andes del Norte (Venezuela) hasta el Altiplano de los Andes Centrales (Bolivia). Este protocolo ha sido aplicado en 45 estaciones de muestreo en la cuenca del r´o Guayllabamba en Ecuador y en 42 estaciones de muestreo en la cuenca del r´o Ca˜nete en Per´u. Previamente, para probar si las estaciones de muestreo pueden o no ser estaciones de referencia construimos un m´etodo que valora 24 atributos de cuenca, hidrolog´a, tramo y lecho y que uct´ua de 24 a 120 puntos; valores superiores a 100 fueron considerados como sitios potencialmente de referencia. Adem´as del estudio de los macroinvertebrados bent´onicos, se evalu´o el h´abitat uvial y la comunidad vegetal de ribera a trav´es de la aplicaci´on de los ´ndices ABI (R´os et al., sometido), IHF (Pardo et al., 2002) y QBR-And respectivamente; as´ como la conveniencia de la asignaci´on inicial de las estaciones de referencia. Estos ´ndices han sido adecuadamente adaptados a las condiciones y caracter´sticas propias de los r´os altoandinos. Los resultados obtenidos fueron comparados y discutidos entre ambas cuencas. Mediante la aplicaci´on del protocolo CERA se han reconocido los respectivos gradientes de perturbaci´on y la variabilidad natural de las estaciones de referencia en ambos pa´ses. ´ Palabras clave: Sudam´erica, Ecuador, Per´u, r´os Altoandinos, condiciones de referencia, macroinvertebrados acu´aticos, Indice Bi´otico Andino (ABI), QBR-And, IHF, ECOSTRIAND.

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Acosta et al.

´ INTRODUCCION Actualmente a nivel mundial existe un creciente inter´es en preservar los ecosistemas uviales. Pese a ello, en Latinoam´erica se presenta una constante degradaci´on de estos ecosistemas por el aumento de la explotaci´on del recurso y la contaminaci´on de las aguas (Pringle et al., 2000). Particularmente importantes son los ecosistemas uviales altoandinos ya que proporcionan el suministro de agua a centros urbanos y rurales y la generaci´on de energ´a el´ectrica, entre otros benecios directos. Sin embargo, la expansi´on de la frontera agr´cola y el aumento de la poblaci´on humana han incrementado la presi´on sobre estos ecosistemas y el impacto sobre la calidad del agua (Jacobsen, 1998); de manera que s´olo el 5 % de las aguas residuales de la regi´on reciben alg´un tipo de tratamiento (UNEP, 2002). Las distintas realidades hist´orico-sociales y de crecimiento econ´omico, ocasionan situaciones de conicto al no encontrar un equilibrio entre el desarrollo econ´omico de la regi´on y la conservaci´on del medio ambiente (Parra, 1992). Las escasas pol´ticas de saneamiento y la promulgaci´on de leyes de agua demasiado tolerantes con los niveles permisibles de contaminantes org´anicos e inorg´anicos, han tenido poco e´ xito en detener deterioro ambiental existente y la recuperaci´on de los ecosistemas ya deteriorados. Asimismo, esta problem´atica ambiental conlleva la consecuente p´erdida de una biodiversidad que es adem´as, pr´acticamente desconocida en muchas zonas tropicales. Una de las principales deciencias de los estudios de impacto ambiental realizados en Latinoam´erica es que la mayor´a de ellos han enfatizado solamente el aspecto sicoqu´mico del agua; el cual representa solo una de las varias m´etricas que se deben utilizar para la determinaci´on de la calidad del agua; por lo que es necesario el uso de herramientas integradoras que resuman el efecto global de los principales componentes que conforman el ecosistema acu´atico (Chapman, 1996; Boon & Howell, 1997), tal y como ya ha reconocido la Uni´on Europea mediante la Directiva Marco del Agua (D.O.C.E, 2000). Algunos estudios en Colombia, Ecuador, Bolivia, Argentina y Chile han utilizado la comuni-

dad bent´onica para evaluar el efecto de los vertidos org´anicos de ciudades (Rold´an et al., 1973; Ballesteros et al., 1997; Machado et al., 1997; Z´un˜ iga de Cardozo et al., 1997; Jacobsen, 1998; Rold´an 1999; Monaghan et al., 2000; Posada et al., 2000; Figueroa et al., 2003). Asimismo, la comunidad de macroinvertebrados ha sido reportada como un buen indicador de los impactos producidos por s´olidos en suspensi´on en los Andes Bolivianos (Fossati et al., 2001). Sin embargo, aunque la actividad minera representa una de las principales fuentes de contaminaci´on para los r´os de Per´u, Bolivia y el sur de Ecuador (Pringle et al., 2000) y genera una gran cantidad de estudios de impacto ambiental en dichos pa´ses, son escasos aquellos que eval´uan de forma ecaz su efecto sobre la comunidad de macroinvertebrados bent´onicos y son menos a´un, aquellos que nalmente son difundidos en forma de publicaci´on cient´ca, pasando la mayor´a de ellos a formar parte de una extensa y restringida literatura gris. As´ pues, la falta de m´etodos ecaces de diagn´ostico r´apido del estado ecol´ogico, as´ como la carencia de una validaci´on de dichos m´etodos reejada en un protocolo de evaluaci´on; hacen poco comparables los estudios de calidad ecol´ogica de agua entre r´os o entre pa´ses, de modo que no se puede llegar a generalizaciones v´alidas que puedan ser usadas como herramientas por los organismos p´ublicos y privados gestores de los recursos h´dricos en los pa´ses de la regi´on. El objetivo de esta publicaci´on es ofrecer una primera versi´on de una metodolog´a de muestreo y determinaci´on del estado ecol´ogico de los r´os altoandinos que ha desarrollado el grupo de investigaci´on F.E.M. (Freshwater Ecology and Management) del Departamento de Ecolog´a de la Universidad de Barcelona. Esta metodolog´a est´a basada en los trabajos realizados por el mismo grupo desde 1994 en r´os mediterr´aneos: protocolo ECOSTRIMED (http: //www.diba.es/mediambient/ecostrimed.asp, Prat et al., 2000) y protocolo GUADALMED (J´aimez Cu´ellar, 2002) los cuales han sido convenientemente adaptados a la realidad andina. Este protocolo constituye un primer esfuerzo en generar una herramienta u´ til para la gesti´on de los r´os andinos; su uso y aplicaci´on

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) futura permitir´an consolidar cada uno de sus apartados para la zona de estudio. El trabajo fue desarrollado para proporcionar unas sencillas herramientas que incluyen varios ´ndices: biol´ogico de macroinvertebrados de calidad de h´abitat uvial (I.H.F., Pardo et al., 2002) y de estado de la vegetaci´on de ribera (QBR-And, modicado a partir del ´ndice QBR, Munn´e et al., 1998a; Munn´e et al., 2003). La integraci´on de estos, permite reconocer la calidad de los r´os (ver tambi´en J´aimez-Cu´ellar et al., 2002). En los ap´endices de esta publicaci´on se proporcionan las hojas de campo de los respectivos ´ndices. Una versi´on m´as detallada de la aplicaci´on de los mismos se puede encontrar en http://ecostrimed.net. No obstante, a pesar de la sencillez del m´etodo, para el caso del ABI y el QBR-And se requiere algunos conocimientos taxon´omicos generales de macroinvertebrados acu´aticos andinos a nivel de familia y de los a´ rboles y arbustos de ribera m´as comunes, especialmente de las especies vegetales introducidas en la regi´on. Para ello, hemos incluido en los anexos una lista de los a´ rboles de ribera m´as comunes, tanto introducidos como nativos. Las claves taxon´omicas y dibujos que facilitan el reconocimiento de los macroinvertebrados a nivel de familia pueden ser consultadas en la p´agina web mencionada anteriormente. ´ AREA DE ESTUDIO La Cordillera de los Andes se encuentra ubicada en el extremo occidental de Sudam´erica desde el sur de Venezuela hasta la Tierra de Fuego y constituye una de las cadenas monta˜nosas m´as extensas del planeta. Se pueden diferenciar en ella: Andes del Norte, Centrales y del Sur. Los Andes del Norte se ubican desde el sur de Venezuela hasta la depresi´on de Huancabamba, en el Norte de Per´u (5o lat. S.), atravesando los territorios de Colombia y Ecuador. Es una de las regiones tect´onicas mas activas del continente debido a la convergencia de tres placas: la de Nazca, la Sudamericana y la del Caribe. Particularmente importante es la depresi´on de Huancabamba, porci´on de la cordillera con mas baja elevaci´on y que representa una barrera que divide biogeogracamente los Andes en

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dos porciones, siendo considerada como un foco de endemismos y de cambios entre las formaciones vegetales altoandinas (Myers et al., 2000). Los Andes centrales se extienden desde los 5 a 33o lat. S., es el segmento m´as largo y alto de toda la cordillera, recorriendo Per´u, Bolivia, y el norte de Argentina y Chile. Comprende tres sectores: Per´u central (5-14o S), AltiplanoPuna (14-26o S) y Sierras Pampeanas (26-33o S). Finalmente, los Andes del Sur se ubican desde los 33o lat S. hasta el extremo del continente en la Tierra de Fuego (Corval´an, 1990; Gregory-Wodzicki 2000; Argollo, 2006). La compleja topograf´a y climatolog´a de la regi´on ha favorecido la presencia de distintas formaciones vegetales que pueden ser encontradas a lo largo del a´ rea de estudio de este protocolo, cuyo reconocimiento es de gran importancia, ya que ellas no s´olo determinan la estructura de la ribera de los r´os, sino que inuyen en la composici´on tr´oca de las comunidades de macroinvertebrados acu´aticos. Algunas de las formaciones mas conspicuas son los Bosques Secos Interandinos (Aguirre et al., 2006) y los Bosques Montanos H´umedos, considerados como uno de los principales centros de diversidad en el mundo (Churchill et al., 1995; Araujo-Murakami & Zenteno-Ruiz, 2006; Young, 2006). Sobre los 3800 m snm la cobertura normalmente disminuye notablemente, generando formaciones vegetales caracter´sticas como son los P´aramos (Mena & Hofstede, 2006) y Punas (Garc´a & Beck, 2006). Los p´aramos est´an situados en los Andes del Norte, sobre la l´nea de los bosques andinos y llegan hasta debajo las nieves perpetuas; desde la Sierra Nevada de Santa Marta en Colombia y la Cordillera de M´erida en Venezuela, hasta la depresi´on de Huancabamba en el norte de Per´u. Constituyen un componente importante de la diversidad de Venezuela, Colombia, Ecuador y Per´u (Mena & Hofstede, 2006) y se diferencian de la Puna por ser m´as h´umedos y tener una mayor cobertura vegetal no estacional (S´anchez-Vega & Dillon, 2006). El ecosistema de Puna comprende una extensa regi´on de los Andes Centrales situada entre el norte de Argentina y la parte central del Per´u dominada por especies herb´aceas, en su mayor´a gram´neas y al-

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Acosta et al.

gunas asociaciones de arbustos y a´ rboles de bajo porte. En el anexo 1 se presentan algunas de las principales comunidades vegetales caracter´sticas de los p´aramos y punas. La introducci´on de la ganader´a de ovinos y vacunos, la quema del pajonal para que surjan plantas j´ovenes m´as apetecibles para el ganado ex´otico; el avance de la frontera agr´cola a grandes altitudes; la plantaci´on de especies arb´oreas ex´oticas como Pinus spp. y Eucalyptus spp., y otras actividades como el turismo y la miner´a, han generado una situaci´on de creciente impacto y amenaza para los ecosistemas de p´aramos y punas. Este impacto, aparte de los da˜nos sobre la biodiversidad y el ambiente, se maniesta en un descenso en la calidad de vida tanto de las comunidades campesinas marginadas, que viven directamente del ecosistema, como de los millones de personas que usan el agua (cada vez de menor cantidad y calidad) para riego, agua potable e hidroelectricidad en las tierras bajas. En los p´aramos y punas, la intervenci´on humana que se inici´o en tiempos precolombinos y se intensic´o posteriormente, ocasion´o un grave deterioro en las comunidades vegetales y en muchas zonas las formaciones vegetales est´an representadas hoy en d´a por comunidades secundarias de gram´neas, matorrales y turberas (bofedales). Muchos de los bosques relictos de Polylepis spp. se encuentran limitados a zonas de poca accesibilidad generalmente sobre los 4000 metros (Kessler, 2006). Aunque recientemente se ha mencionado que tambi´en existen limitaciones ecosiol´ogicas ya que esta especie no prospera en zonas inundadas como turberas, propios del altiplano de Per´u y Bolivia y preeren quebradas encajonadas con suelos rocosos y pendientes pronunciadas (Kessler, 2006). Por lo tanto, la presencia de bosques relictos altoandinos no es imprescindible para denir un estado de conservaci´on o´ ptimo de la ribera en las punas y p´aramos, ya que este puede conseguirse tambi´en con los pajonales y/o matorrales, ya sean naturales o producto de una antigua intervenci´on humana, considerando la baja tasa de germinaci´on, crecimiento lento y supervivencia de los a´ rboles nativos.

´ METODOLOGIA Dentro del marco del proyecto CERA (Calidad Ecol´ogica de R´os Andinos), el presente protocolo ha sido desarrollado en base primero a una exhaustiva revisi´on bibliogr´aca tanto de la comunidad de macroinvertebrados bent´onicos como de las comunidades vegetales presentes sobre los 2000 metros de altitud, comprendiendo los andes del norte y centrales hasta el subdominio del Altiplano-Puna a los 26o S, especialmente para los territorios de Colombia, Ecuador, Per´u y Bolivia. Luego, en segundo lugar, en el marco del proyecto CERA (Calidad Ecol´ogica de R´os Andinos), se evaluaron de forma preliminar algunas cuencas de Ecuador y Per´u, durante las estaciones secas de los a˜nos 2003, 2004 y 2006. La distribuci´on de las estaciones de muestreo y su ubicaci´on georeferenciada en ambos pa´ses se muestran en la Tabla 1 y el anexo 2 respectivamente. En Ecuador, se evaluaron 45 puntos de muestreo en un rango altitudinal de 2200 a 3800 m snm y situados en las cuencas de los r´os San Pedro, Pita y Mach´angara, en el Valle central de los Andes Ecuatorianos del norte, cerca a la ciudad de Quito. Estos r´os pertenecen a la cuenca del r´o Guayllabamba, el cual desemboca en el Pac´co a trav´es del r´o Esmeraldas, que tiene un a´ rea aproximada de 21 000 km2 . La cuenca del r´o san Pedro nace al Sur Occidente de la hoya de Quito y recibe sus aguas de auentes que nacen en los Illinizas, Coraz´on, Atacazo, la Viudita, el Rumi˜nahui y el Pasochoa. La cuenca del r´o Pita nace al Sur Oriente de la hoya de Quito y recibe sus aguas de auentes que nacen en El Rumi˜nahui, el Cotopaxi, el Pasochoa, el Sincholagua, y el Antisana. En Per´u, se evaluaron 42 estaciones ubicadas en la cuenca del r´o Ca˜nete entre los 2500 y los 4500 m snm y ubicadas en las subcuencas de los r´os Miraores, Alis, Laraos, Yauyos, Huant´an, Tupe y Lincha, tributarios de la cuenca alta del r´o Ca˜nete, as´ como tambi´en algunas estaciones ubicadas en las cabeceras y el curso principal del r´o Ca˜nete. El r´o Ca˜nete pertenece a la vertiente del Pac´co, se origina de los glaciares de las cordilleras de Ticlla y Pichahuarco a 4830 m snm.

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) Tabla 1. Distribuci´on de las estaciones de muestreo en Ecuador y Per´u. Distribution of the sampling sites in Ecuador and Peru. Pa´s

Cuencas

Ecuador

Guayllabamba: San Pedro Pita Mach´angara ˜ Canete: Cabeceras Alis Miraores Huant´an Yauyos Laraos Tupe Lincha

Peru´

No Estaciones 45 23 15 07 42 15 07 04 04 02 04 02 04

Tiene una extensi´on de 215 km y un a´ rea aproximada de 6192 km2 , surca las provincias de Yauyos y Ca˜nete (Departamento de Lima). La aplicaci´on del protocolo CERA consta de las siguientes etapas: Selecci´on de la estaci´on de muestreo La selecci´on de las estaciones de muestreo se realizar´a en base a una cartograf´a 1:50000 o inferior. En esta fase previa de gabinete se deben tener en cuenta una serie de recomendaciones como que el n´umero de estaciones de muestreo depender´a de la longitud del r´os objeto de estudio y del detalle que queramos conseguir, lo que puede incluir auentes o no seg´un el objeto de estudio. La distancia entre estaciones no deber´a ser superior a 10 kil´ometros para una red de vigilancia y localizarse en puntos estrat´egicos para la calidad del agua, como antes y despu´es de las poblaciones principales. El lugar seleccionado en el gabinete se redenir´a en el campo si es necesario, siendo muy importante para esto la facilidad de acceso que presenten las estaciones previstas. Evaluaci´on de las condiciones de referencia de los r´os andinos Para establecer un protocolo de evaluaci´on de la calidad ecol´ogica de un r´o es necesario contar con informaci´on de estaciones de muestreo

39

de referencia. En ese sentido, la Directiva Marco del Agua, indica que las condiciones de referencia deben asignarse seg´un los diferentes tipos de cuerpos de agua y no necesariamente representan condiciones pr´stinas y totalmente inalteradas, sino que cierta presi´on humana puede presentarse mientras no existan efectos ecol´ogicos o estos sean m´nimos (Wallin et al., 2003). Existen muchas metodolog´as para establecer las condiciones de referencia y todas ellas presentan ventajas e inconvenientes. El primer paso es decidir si se seleccionan las estaciones de referencia por las posibles presiones o impactos que en ellas se producen y que son el origen de la mala calidad ecol´ogica de los r´os o al rev´es, es decir, estudiar directamente las comunidades de organismos y a partir de ellos establecer las condiciones de referencia. En nuestro caso, se seguir´a el primer criterio, es decir, se medir´a una serie de caracter´sticas que pueden ser origen de la degradaci´on de las comunidades acu´aticas. Si esto se produce o no, se validar´a con las medidas de estado ecol´ogico que tomamos en cada estaci´on (en nuestro caso los ´ndices IHF, QBR-And y ABI). Por esta raz´on no se pueden usar de forma directa las medidas de estos ´ndices para jar las condiciones de referencia. Para los r´os andinos hemos adoptado una metodolog´a que se deriva de nuestros estudios anteriores (Bonada et al., 2002; Chaves et al., 2006) con una cuanticaci´on de las presiones o impactos de forma similar a como se hace en los ´Indices de Integridad Bi´otica. Uno de sus principales aportes, es que se incluye una manera de evaluar la condici´on de referencia de los diferentes puntos de muestreo incorporando una visi´on en cuatro niveles jer´arquicos: cuenca, hidrolog´a, tramo y lecho del r´o. Esta es una metodolog´a potencial que debe ser testada en m´as r´os para ver su posible utilidad. Los respectivos apartados de esta evaluaci´on se incluyen en el anexo 3. Para valorar los t´erminos “Poco”, “Medio” o “Mucho” en cada uno de los apartados se indican algunos valores que de forma aproximada pueden usarse. Para el apartado de cuenca puede usarse la informaci´on disponible en formato GIS (o bien el Google-earth, fotos a´ereas o recursos similares). Para el apartado hidrolog´a deber´a poder acce-

40

Acosta et al.

derse a la informaci´on disponible de la cuenca o sino se estima de acuerdo a la informaci´on que se tiene del punto de muestreo. Los apartados tramo y lecho se pueden evaluar mediante una visita o bien con fotograf´as del lugar. En los distintos apartados se ha intentado reejar la amplia variedad de posibles impactos frecuentes en la regi´on andina, desde las actividades ganaderas, agr´colas y mineras, la introducci´on de especies arb´oreas ex´oticas, la presencia de presas, canalizaci´on del r´o, derivaci´on de aguas, etc., cada una de ellas evaluadas en las respectivas escalas espaciales. El valor m´aximo del ´ndice es 120 y el m´nimo 24. Para que una estaci´on pueda inicialmente ser considerada como de referencia, debe puntuar m´as de 100 puntos y obtener como m´nimo 20 puntos en cada apartado. As´ mismo, existen algunas situaciones que considerando la gravedad de su impacto, su presencia en la estaci´on determina inmediatamente que no pueda ser considerada como de referencia, esto b´asicamente se debe a la explotaci´on minera, la presencia de grandes presas, trasvases, derivaciones para centrales hidroel´ectricas y canalizaci´on del r´o. Toma de muestras Evaluaci´on f´sicoqu´mica del agua Para que el muestreo sea lo m´as representativo posible las mediciones y tomas de muestras deben realizarse en puntos que representen los tipos de h´abitats presentes en el a´ rea de estudio, para ello hay que seleccionar zonas donde el agua est´e bien mezclada, evitando rebosaderos de los embalses, conuencias de r´os poco importantes, lugares de peque˜nos vertidos, etc. ya que s´olo tienen efectos muy localizados en la qu´mica del agua de ese tramo, y evaluar´an incorrectamente el estado del r´o y las caracter´sticas del agua en el tramo de estudio. Las medidas sicoqu´micas y tomas de muestras de agua deben ser tomadas antes o en su defecto, aguas arriba de la zona donde se realicen los otros muestreos (especialmente el biol´ogico) ya que estos pueden alterar algunas de las caracter´sticas del agua. Debido que el caudal del r´o puede condicionar las caracter´sticas sicoqu´micas del agua y el

tipo de organismos presentes, es importante medirlo. El caudal se calcular´a al nal de los dem´as muestreos en las localidades donde sea posible, en general en r´os de hasta 10 m de ancho, donde el canal sea m´as estrecho. No es recomendable medir este par´ametro en los tramos m´as bajos de los r´os, puesto que la gran profundidad del cauce diculta la toma de datos. En estos casos, se pueden tomar como caudales de referencia los que provienen de estaciones de aforamiento cercanas. La metodolog´a para calcular el caudal puede consultarse en http://ecostrimed.net. La temperatura, el ox´geno disuelto, la conductividad y el pH cambian de manera signicativa en cuesti´on de minutos y por ello fueron determinados en campo. La conductividad y el pH fueron medidos en ambos pa´ses con una sonda YSI-63, mientras el ox´geno y la temperatura con una ox´metro YSI-550A, el cual incluye compensaci´on por temperatura y altitud. Tambi´en, en cada estaci´on se tomaron muestras de agua para evaluar nutrientes, que fueron llevadas a laboratorios especializados en universidades locales y analizadas mediante los m´etodos estandarizados de la American Public Health Association (APHA). Para el caso de r´os altoandinos situados a mas de 3000 metros de altitud, hay que considerar que muchos equipos no est´an dise˜nados para trabajar por encima de esta altitud, por lo que pueden generar un error que debe ser consultado con las respectivas casas distribuidoras para intentar estimarlo y dar valores mas reales con el uso de alg´un tipo de factor de correcci´on. En nuestro caso, el equipo fue inicialmente calibrado en el aire a nivel del mar (100 % de saturaci´on) y a 62.5 % a partir de los 3900 m snm, correcci´on derivada del ajuste proporcionada por tablas del ox´metro YSI. En el caso de poder hacer an´alisis fisicoqu´micos m´as completos, como por ejemplo de nutrientes, estos ser´an u´ tiles para contrastar los datos biolo´ gicos, aunque en este protocolo no son imprescindibles. Evaluaci´on de la calidad del h´abitat uvial (IHF) La calidad del h´abitat ser´a evaluada a partir del ´ndice IHF (Pardo et al., 2002) el cual b´asica-

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) mente ha sido aplicado sin mayores cambios para la zona de estudio, debido a que la mayor´a de las caracter´sticas f´sicas del h´abitat uvial evaluadas en sus seis apartados son factibles de ser encontradas y valoradas en los r´os altoandinos (Anexo 4). Sin embargo hay que hacer algunas aclaraciones con respecto a dos de sus apartados. En el apartado 5: “Porcentaje de sombra en el cauce”, es importante se˜nalar que generalmente sobre los 4000 metros, mucha de la vegetaci´on de ribera en los r´os altoandinos esta representada u´ nicamente por pajonal de gram´neas o matorrales de bajo porte, por lo que es com´un que estas a´ reas est´en totalmente expuestas a la radiaci´on solar. Esta misma caracter´stica determina tambi´en la valoraci´on en el apartado 6, correspondiente a los “Elementos de heterogeneidad” ya que algunos de estos elementos como presencia de hojarasca, troncos, ramas y ra´ces expuestas s´olo se presentan a altitudes por debajo de los 4000 metros donde es mas frecuente encontrar una comunidad vegetal de ribera mas compleja. Por lo tanto, estas limitaciones impuestas por la comunidad de ribera deben ser valoradas en la discusi´on de resultados. En general se ha establecido que los valores del IHF por debajo de 40 indican serias limitaciones de calidad de h´abitat para el desarrollo de una comunidad bent´onica diversa, siendo el o´ ptimo superior a 75 (Pardo et al., 2002). ´ Indice de la calidad de la vegetaci´on de ribera Andina (QBR-And) El ´ndice QBR ha sido utilizado eficazmente para evaluar la calidad del bosque de ribera en las cuencas mediterr´aneas (Su´arez-Alonso & Vidal- Abarca, 2000; Su´arez-Alonso et al., 2002). La evaluaci´on de la vegetaci´on de ribera andina, se realizar´a mediante una observaci´on de como m´aximo 100 metros lineales del r´o (aunque puede ser menor en r´os peque˜nos o en el caso de cambios bruscos en las caracter´sticas del r´o como por ejemplo un salto de agua). En dicho transecto se aplicar´a una adaptaci´on del ´ndice de calidad de vegetaci´on de ribera, QBR (Munn´e et al., 1998b y b; Munn´e et al., 2003) al que llamaremos QBR-And que en su forma m´as completa incluye cuatro apartados:

41

Grado de Cubierta de la Ribera, Estructura de la Cubierta, Calidad de la Cubierta y Grado de Naturalidad del Canal Fluvial (Anexo 5). En t´erminos generales, considerando las principales formaciones vegetales andinas y sus tipos de riberas podemos denir 3 tipos: Tipo 1: Ribera de tipo rocoso, que no permite el desarrollo de una comunidad vegetal. Tipo 2: Ribera t´pica de p´aramos y punas, conformada por pajonal de gram´neas, en algunos casos con matorrales bajos, almohadillas y turberas de altura (bofedales). Tipo 3: Ribera conformada por una comunidad arb´orea y/o arbustiva muy diversa. Este tipo de ribera es la m´as frecuente entre los 2000 y 4000 m snm y en algunos de los bosques relictos sobre los 4000 m snm en los p´aramos y punas. Para las estaciones con riberas del tipo 1, solo se puede aplicar el u´ ltimo apartado del protocolo (grado de naturalidad del canal uvial), al no poder exig´rsele m´as a la ribera, ya que presentan fuertes consolidados rocosos que imposibilitan el crecimiento vegetal. Entonces, para este tipo de r´os, si el grado de naturalidad del canal es o´ ptimo, obtendr´a directamente los 100 puntos. Las evidentes diferencias entre las comunidades vegetales de los pajonales de p´aramos y punas (tipo 2) y los bosques (tipo 3) hacen necesaria la separaci´on del QBR en dos entradas diferentes para estos tipos de formaciones vegetales. Para el caso del pajonal de p´aramos y punas, en el primer apartado (grado de cubierta de la ribera) se incorpora el efecto de una de las actividades que m´as modican la cubierta vegetal de orilla: las quemas de pajonal, pr´actica usual en muchas comunidades andinas realizadas actualmente con el objetivo de mejorar los pastizales y antiguamente con nes de cacer´a (Kessler & Driesch 1993; Kessler, 2006). Las siguientes opciones dentro de este apartado se reeren a los porcentajes de cobertura de la ribera y se suman puntos seg´un exista conectividad con la comunidad vegetal adyacente a la ribera. En las riberas de p´aramos y punas, al no poder definirse una estructura vegetal adecuada que reper-

42

Acosta et al.

cuta en la din´amica fluvial, se excluye de evaluaci´on el segundo apartado correspondiente a este aspecto. As´ mismo, en el tercer apartado, correspondiente a la calidad de la ribera, aunque no es tan frecuente encontrar especies introducidas como Eucalyptus spp. y Pinus spp., es m´as com´un la ocurrencia de especies propias de vegetaci´on secundaria, como consecuencia de la actividad ganadera y/o agr´cola. Garcia & Beck (2006) mencionan que en zonas del altiplano degradado por sobrepastoreo prosperan especies vegetales secundarias como Tetraglochin cristatum, Senecio spinosus, Aciachne pulvinata, A. acicularis, y Astraglaus garbancillo. Considerando esto, se recomienda antes de aplicar el QBR en este apartado documentarse sobre las especies vegetales secundarias en las respectivas zonas donde se vaya a aplicar. El cuarto apartado (grado de naturalidad del canal fluvial) no ha sido modificado para los pajonales de p´aramos y punas, ya que las situaciones planteadas pueden ocurrir indistintamente en bosques o en p´aramos y punas. En las riberas de tipo 3, es decir, compuestas por vegetaci´on arb´orea/arbustiva, la principal diferencia del QBR-And con respecto al QBR original se encuentra en el tercer apartado correspondiente a la calidad de la cubierta, ya que en el QBR-And queda simplificado a estimar el porcentaje de la cubierta vegetal representado por especies aut´octonas e introducidas, independiente del n´umero de las mismas y del tipo geomorfol´ogico de la estaci´on en estudio. Esta modicaci´on responde a la gran diversidad de especies vegetales arb´oreas reportadas en las riberas de los r´os andinos, especialmente entre los 2000 y 3000 m snm, muchas de los cuales, a diferencia de las riberas mediterr´aneas, no son exclusivas de los ecosistemas uviales. En el anexo 6 se muestran algunas de

las principales especies vegetales arb´oreas introducidas y aut´octonas en los Andes. Los dem´as apartados en las riberas tipo 3, correspondientes a grado de cubierta, estructura y grado de naturalidad del r´o se han mantenido sin variaciones. Cada apartado puede obtener una puntuaci´on m´axima de 25 y el total del QBR-And para una ribera tipo 3 perfectamente conservada ser´a de 100. Sin embargo para las riberas tipo 1 y 2 al no obtener directamente la puntuaci´on m´axima, por falta de evaluaci´on de uno (tipo 2) o tres de sus apartados (tipo 1), los valores de cada apartado tendr´an que ser ponderados de modo que indirectamente alcancen el valor m´aximo y as´ poder ser comparados con las riberas de tipo 3. Los rangos de calidad y conservaci´on de las riberas, propuestos para el ´ndice QBR-And se presentan en la Tabla 2. Muestreo multih´abitat de macroinvertebrados y c´alculo del Andean Biotic Index (ABI) Con nes de biomonitoreo, es aconsejable muestrear tanto en la estaci´on seca como la de lluvias; Jacobsen (1998) encontr´o que en lugares limpios de los Andes de Ecuador, una mayor cantidad de taxa fueron colectados en la estaci´on seca, mientras en sitios contaminados la mayor riqueza se present´o en la estaci´on de lluvias. En condiciones pr´stinas o de poca perturbaci´on la menor riqueza de taxa en la estaci´on de lluvias, esta relacionada con la mayor inestabilidad hidrol´ogica durante la e´ poca de lluvias, que genera una alta mortalidad de taxa debida a las fuertes avenidas y la consiguiente aparici´on de comunidades pioneras, de ciclos de vida corto y altas densidades (Jacobsen & Encalada, 1998). El muestreo de macroinverte-

Tabla 2. Rangos de calidad de conservaci´on de la vegetaci´on de ribera propuestos para el QBR-And. Conservation quality ranks of the riparian vegetation proposed for the QBR-And. Nivel de calidad

QBR-And

Color representativo

Vegetaci´on de ribera sin alteraciones. calidad muy buena. estado natural

≥ 96

Vegetaci´on ligeramente perturbado. calidad buena

76-95

Verde

Inicio de alteraci´on importante. calidad intermedia

51-75

Amarillo

Azul

Alteraci´on fuerte. mala calidad

26-50

Naranja

Degradaci´on extrema. calidad p´esima

≤

Rojo

25

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) brados debe ser el primero en realizarse, usando una red de mano de 250 μ y en todos los tipos de h´abitats presentes en el r´o (muestreo multih´abitat), que es lo que requiere el ABI. No se debe aplicar m´etodos que usen datos de un solo tipo de h´abitat, por ejemplo solo en zonas re´olas, ya que estos s´olo describen una parte de la riqueza de la comunidad bent´onica. Despu´es de haber obtenido la muestra, se puede hacer una primera identificaci´on de los organismos en campo y registrar sus rangos de abundancia en la hoja de campo donde se listan las familias de macroinvertebrados que es posible encontrar en los Andes por encima de los 2000 m snm. El muestreo se repetir´a hasta que no aparezcan nuevas familias de macroinvertebrados en la identicaci´on en campo; las claves taxon´omicas y dibujos aunque facilitan el reconocimiento de los macroinvertebrados requieren de un cierto conocimiento previo para su correcta utilizaci´on. Para las estaciones de referencia, se recomienda llevar las muestras al laboratorio, previo etiquetado y conservaci´on con formol al 10 % (o alcohol al 90 %) y hacer una separaci´on e identicaci´on de los individuos, ya que de esta manera se puede evaluar el grado de concordancia entre la identicaci´on en campo y la de laboratorio, as´ como los correspondientes valores del ABI. El inventario taxon´omico de familias del ABI y sus respectivos valores de tolerancia/sensibilidad se han derivado de publicaciones cient´cas internacionales y regionales, y literatura gris (reportes t´ecnicos y tesis universitarias no publicadas). La revisi´on sobre la cual fue construido este ´ndice, incluye desde descripciones taxon´omicas de especies hasta estudios ecol´ogicos y de impacto ambiental (R´os et al., sometido) y su c´alculo es similar al del IBMWP (Alba-Tercedor & S´anchez Ortega, 1988; Alba-Tercedor et al., 2002), el cual constituye una suma de las puntuaciones de todas las familias presentes en el sitio. Los niveles de tolerancia/sensibilidad de cada familia se han derivado principalmente de presiones provenientes de contaminaci´on org´anica (Anexo 7). Con un determinado nivel de experiencia en la identicaci´on de las familias en campo se puede llegar a obtener un valor del ABI cercano al real sin tener que procesar la muestra en el la-

43

boratorio, esto es especialmente u´ til en estaciones de no referencia caracterizadas por un baja riqueza de familias. Asimismo, considerando el escaso conocimiento taxon´omico de los macroinvertebrados acu´aticos altoandinos es importante mantener colecciones de referencia con el n de posteriores estudios a nivel de g´enero que profundicen en el grado de tolerancia con un mayor nivel de resoluci´on taxon´omica. Para una determinaci´on mas detallada de los organismos se aconseja recurrir a bibliograf´a especializada para la regi´on neotropical (Rold´an, 1988; Fern´andez & Dom´nguez 2001) y tambi´en revisar los recursos propuestos en www.ecostrimed.net. Determinaci´on de la calidad ecol´ogica de los r´os andinos El ECOSTRIAND (ECOlogical STatus RIver ANDean) es un ´ndice que pretende valorar de forma global la calidad del ecosistema fluvial, incluyendo la ribera adem´as de la calidad de las aguas y de la comunidad de macroinvertebrados. Pertenece a la familia de los ´ndices de evaluaci´on r´apida de la calidad del agua, ya que requiere una infraestructura m´nima y un tiempo corto de muestreo. Su c´alculo requiere los siguientes pasos: 1. Valorar el ´ndice de h´abitat (IHF). Si es superior a 40 puntos podemos asegurar que los valores del ´ndice no van a ser inuenciados por la falta de heterogeneidad del h´abitat, la cual puede ser tan limitante como la calidad sicoqu´mica del agua. 2. Un ´ndice de calidad biol´ogica del r´o basado en los macroinvertebrados (A.B.I.). 3. El ´ndice de valoraci´on del estado de conservaci´on del sistema de ribera (´ndice QBR-And).

RESULTADOS Los valores de los diferentes ´ndices aplicados para cada estaci´on en ambos pa´ses se muestran en el anexo 2. as´ como tambi´en las puntuaciones de referencia obtenidos de acuerdo al protocolo.

44

Acosta et al.

Tabla 3. Principales medidas estad´sticas de los ´ndices y caracter´sticas qu´micas de las estaciones de muestreo en Ecuador. Main statistical parameters of the indices and chemical characteristics of sampling sites in Ecuador. Ecuador Estaciones de referencia (27)

IHF ABI # familias QBR O2 (mg/l) pH

Media Mediana 082.74 85 112.52 118 022.04 22 069.44 80 007.09 6.73 007.44 7.61

D.S (Min-Max) 7.32 (66-90) 20.34 (68-140) 2.14 (18-25) 21.55 (25-100) 1.28 (5.54-11.59) 1.11(2.43-8.55)

Estaciones alteradas (18)

C.V ( %) 25 % 75 % 008.85 77 89 018.08 96 128 009.71 21 24 031.03 60 85 018.05 6.15 7.87 014.92 7.28 8.03

Media Mediana 057.27 57 024.61 19 007.55 7 019.17 20 006.50 7.19 007.72 7.87

D.S (Min-Max) 8.29 (37-70) 17.98 (3-68) 4.27 (2-16) 8.95 (0-30) 2.16 (0.51-8.58) 0.56(6.52-8.59)

C.V ( %) 25 % 75 % 14.48 54 63 73.06 15 26 56.56 5 10 46.69 20 25 33.23 6.02 7.95 07.25 7.44 8.15

Conductividad (μS cm−1 )

166.13

148

Nitratos (mg/l) 000.31

0.07

107.15(29.8-463.56) 064.50 88.33 210.1 512.73 0.49(0.02-2.14)

158.06

0.04

La variabilidad de los ´ndices en las estaciones de referencia e impactadas en ambos pa´ses se gracaron por medio de diagramas de cajas en STATISTICA (6.0) (StatSoft, 1999). As´ mismo, las Tablas 3 y 4 resumen los principales estad´sticos descriptivos de variabilidad de los ´ndices y de algunas de las variables sicoqu´micas medidas; tambi´en se muestran las medias y medianas de las estaciones de referencia e impactadas de las cuencas de ambos pa´ses. Calicaci´on de las estaciones de referencia En Ecuador, 27 (60 %) de las 45 estaciones fueron valoradas como de referencia, mientras 18

0.3

001.13

533

216.51 (118.9-797)

42.23

286.1 695

1.11

0.58(0.05-2.48)

51.33

0.74 1.59

(40 %) no pueden ser consideradas como tal, b´asicamente debido a presencia de basuras, contaminaci´on org´anica evidente y derivaci´on del caudal. Las estaciones que no lograron ser consideradas como de referencia se ubican en el r´o Mach´angara, y los tramos bajos del San Pedro y Pita, en donde conuyen los vertidos org´anicos de la ciudad de Quito, la acumulaci´on de basura, el efecto de la ganader´a y las derivaciones de las aguas para usos urbanos, ganaderos e industriales, entre otras alteraciones importantes. En Per´u, de las 42 estaciones de muestreo, 35 fueron consideradas como de referencia (83.3 %), las siete restantes (16.4 %) no fueron incluidas debido a graves alteraciones a nivel de desviaci´on del cau-

Tabla 4. Principales medidas estad´sticas de los ´ndices y caracter´sticas qu´micas de las estaciones de muestreo en Per´u. Main statistical parameters of the indices and chemical characteristics of sampling sites in Peru. Per´u Estaciones de referencia (35)

Estaciones alteradas (7)

Media Mediana

D.S (Min-Max)

C.V ( %) 25 % 75 % Media Mediana

IHF ABI # familias QBR O2 (mg/l) pH Conductividad

048.97 085.56 017.26 077.76 007.33 007.73

46 80 17 85 7.3 8

15.34 (26-87) 20.20 (58-139) 3.66 (11-27) 15.63 (40-100) 0.66 (6.2-9.6) 0.52 (6.7-8.7)

031.33 023.61 021.21 020.10 009.00 006.73

38 72 15 65 7 7.2

(μS cm−1 )

362.00

290

255.13 (50-1250)

070.48

150

Nitratos (mg/l) 000.46

0.62

0.48 (0-1.86)

104.35

0

D.S (Min-Max)

52 92 19 86.45 7.5 8.12

050.57 038.71 008.43 026.43 006.90 007.67

49 45 10 15 7.16 7.6

9.68(38-67) 29.63 (0-78) 7 (0-14) 21.9 (0-60) 0.86 (5.71-7.96) 0.51 (7-8.3)

500

254.47

249.5

0.62 000.29

0.29

C.V ( %) 25 % 75 % 19.14 76.54 83.04 82.86 12.46 06.65

42 0 0 10 5.84 7.1

131.65 (87.5-470)

51.73

126.4 353.1

0.24 (0-0.63)

82.76

0

58 61 13 45 7.59 8.2

0.47

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) dal, presencia de basuras (r´o Yauyos) o actividad minera intensa (r´o Tom´as). IHF En todos los casos el IHF presenta un valor promedio superior a 40, lo que indicar´a que el h´abitat uvial es apropiado para albergar una comunidad de macroinvertebrados diversa, present´andose el valor promedio mas bajo (48.97) en las estaciones de referencia de Per´u y el mas alto en las estaciones de referencia de Ecuador (82.74), siendo estas las que presentan el menor coeciente de variabilidad, (C.V) (8.85 %). As´ mismo, las estaciones de referencia de Per´u, son las que reportan tambi´en el mayor C.V (31 %), con un valor m´nimo de 26, lo cual ya esta indicando problemas de falta de h´abitat adecuado en algunos de los r´os, a´un habiendo sido considerados inicialmente de referencia por falta de presiones. Al analizar el efecto disgregado en cada una de las subcuencas se observa que esta baja heterogeneidad reejada en el IHF ocurre principalmente en las estaciones ubicadas en las cabeceras del r´o Ca˜nete, es decir en el ecosistema de Puna, sobre los 4000 m snm (Fig. 1a). A´un las estaciones consideradas como alteradas, ubicadas en las cuencas del San Pedro, Pita y Mach´angara en Ecuador y Alis y Yauyos en Per´u, no llegan a tener valores tan bajos en el IHF como los encontrados en las estaciones de Puna del r´o Ca˜nete (Fig. 1b). Los valores mas elevados del IHF se presentan en las estaciones de referencia de las subcuencas de los r´os San Pedro y Pita en Ecuador y Lincha en Per´u (Fig. 1a). QBR-And Los principales estad´sticos del QBR-And se muestran en las Tablas 3 y 4, y en las guras 1c y 1d. El valor promedio mas bajo se presenta en las estaciones consideradas como alteradas en Ecuador (19.17) y el m´as alto en las estaciones de referencia de Per´u (77.76). Por otro lado, la mayor variabilidad se presenta en las estaciones impactadas de Per´u (82.86 % C.V), con valores extremos de 0-60 (Fig. 1d). Las riberas de las estaciones de referencia en Per´u, obtuvieron una va-

45

riabilidad del 20.1 % C.V, y estuvieron especialmente bien conservadas en las cabeceras del r´o Miraores, Alis, y Ca˜nete, usando los protocolos adecuados para cada tipo de r´o. Por otra parte, las estaciones de referencia de Ecuador presentaron una variabilidad de 31,03 % C.V con valores extremos de 25 a 100, registr´andose los valores m´as altos en las cabeceras del r´o San Pedro y el m´as bajo en el r´o Pita. Macroinvertebrados y ABI El promedio del nu´ mero de familias de macroinvertebrados en las estaciones alteradas en ambos pa´ses fue 8, siendo las mas frecuentes, Baetidae, Elmidae, Chironomidae y Oligochaeta. Sin embargo, en las estaciones ubicadas r´o abajo del poblado de Tomas, en la cuenca del r´o Alis, (Peru´ ), el efecto de la contaminaci´on minera ha sido tan fuerte que inclusive no se colectaron taxas considerados resistentes como Chironomidae y Oligochaeta. Los mayores valores promedio de n´umero de familias se hallaron en las estaciones de referencia en Ecuador, con 22 familias, frente a las 17 de Per´u. El mayor coeciente de variabilidad de las estaciones de referencia de Per´u (21.21 %), casi el doble del presentado en Ecuador (11.26 %) nos indica una mayor variabilidad en las referencias de Per´u. Sin embargo, los valores m´aximos del n´umero de familias son similares tanto en Ecuador como en Per´u (29 y 27, respectivamente). Los mayores valores promedio del ABI, se presentaron en las estaciones de referencia en Ecuador (114) frente a las de Per´u (85.56) (Figura 1e), con C.V menores de 25 % para ambos pa´ses. Por el contrario, en las estaciones alteradas (Figura 1f), los C.V fueron en ambos pa´ses superiores al 70 %, lo que reeja el amplio rango de los datos, present´andose en Per´u algunas estaciones con valores de 0 como en el r´o Tomas (Alis) hasta 78 en el r´o Laraos, reejando distintas presiones de diferentes intensidad: minera y agr´cola respectivamente. De la igual manera, se encontraron amplios rangos de variaci´on del ABI en las estaciones alteradas de Ecuador variando de 3 en el r´o San Pedro y 70 en el Mach´angara. La asignaci´on de las distintas clases de cali-

46

Acosta et al. Estaciones de referencia (a)

Estaciones impactadas (b)

90

70

80

65

70

60

60

55 IHF

IH F

50 40

50 45

Mean ±SE Outliers

30

Mean ±SE Outliers

40

20

35 Cañete Cab. Alis Huantan Lincha San Pedro Miraflores Laraos Tupe Pita

Alis

Pita Yauyos

Cuencas

Cuencas

Estaciones de referencia (c)

Estaciones impactadas (d)

110

45

100

40

90

35

80

30

70

25

60

20 QBR-And

QBR-And

50 40 Mean ±SE Outliers

30

Machangara San Pedro

15 10 Mean ±SE

5

20

0 Cañete Cab. Alis Huantan Lincha San Pedro Miraflores Laraos Tupe Pita

Alis

Pita Yauyos

Cuencas

Machangara San Pedro

Cuencas

Estaciones de referencia (e)

Estaciones impactadas (f)

150

70

140

60

130 50 120 110

40

100

30 ABI

ABI

90

20

80 10 70

Mean ±SE Outliers

60 50

Mean ±SE Outliers

0 -10

Cañete Cab. Alis Huantan Lincha San Pedro Miraflores Laraos Tupe Pita Cuencas

Alis

Pita Yauyos

Machangara San Pedro

Cuencas

Figura 1. Diagrama de cajas para los ´ndices IHF (a, b), QBR-And (c, d) y ABI (e, f) seg´un cuencas en las estaciones de referencia e impactadas. Box Plots for the IHF (a, b), QBR-And(c, d) and ABI (e, f) indices according to basins in the reference and impacted sites.

dad ecol´ogica a partir del ABI, fue diferente en ambos pa´ses considerando que las comunidades

de referencia eran menos diversas en Per´u de forma natural, sin considerar perturbaci´on alguna.

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) Tabla 5. Clases de Estado Ecol´ogico seg´un ABI en Ecuador y Per´u. Ecological Status classes according to ABI in Ecuador and Peru. Muy Bueno Bueno Moderado Malo P´esimo

Ecuador

Per´u

> 96 59-96 35-58 14-34 < 14

> 74 45-74 27-44 11-26 < 11

En ambos casos, se consider´o el valor del percentil 25 de las estaciones de referencia como una ligera desviaci´on de las mismas y por lo tanto una buena aproximaci´on al l´mite entre las categor´as “Muy bueno” y “Bueno”. A partir de ello, siguiendo la metodolog´a de la Directiva Marco del Agua (D.O.C.E, 2000; Alba-Tercedor et al. 2002) y considerando que el ABI es una adaptaci´on del BMWP, y este tiene un comportamiento exponencial en relaci´on a los gradientes de alteraciones (Munne & Prat, 2009, en prensa), los cortes correspondientes a las siguientes categor´as de calidad de agua se realizaron tambi´en de forma tambi´en proporcional al tipo de relaci´on exponencial, deni´endose dichos l´mites con el 61, 36 y 15 % del percentil 25 de las estaciones de referencia (Tabla 5). En la Tabla 6 se presenta la valoraci´on del estado de referencia de las estaciones muestreadas en ambos pa´ses, mediante el protocolo y el l´mite superior que representa el estado o´ ptimo de los ´ndices QBR-And, IHF y ABI. Las 18 estaciones designadas a priori como alteradas en Ecuador, coincidieron con valores por debajo del o´ ptimo tanto del ABI como del QBR-And. Mientras en Per´u, fueron seis de las siete estaciones consideradas como perturbadas, las que mostraron la misma tendencia y que adem´as coincidieron con limitaciones de h´abitat reejadas en valores del IHF por debajo del o´ ptimo.

47

En cuanto a las estaciones designadas como de referencia, aunque varias de ellas no alcanzaron el o´ ptimo de estado de conservaci´on de la ribera tanto en Ecuador (13 de 27) como en Per´u (14 de 35); un elevado valor del ABI increment´o la calidad ecol´ogica nal de algunas de estas estaciones, resultando nalmente que solo tres estaciones para el caso de Ecuador y cuatro para Per´u no alcanzaron los limites de o´ ptimos para el ABI y el QBRAnd simult´aneamente. Estos puntos de muestreo estuvieron situados, dos en la subcuenca del Pita y una en la del San Pedro, para el caso de Ecuador y en los cursos de los r´os Ca˜nete, Laraos y Huant´an en Per´u, todos adem´as con limitaciones de h´abitat. En general los resultados conrman la eciente aproximaci´on del protocolo de Estaciones de Referencia en designar posibles estaciones alteradas y de referencia. Con el ´ndice biol´ogico y de ribera calculados, la calidad ecol´ogica de los r´os (ECOSTRIAND) se obtiene utilizando la Tabla 7, la entrada por la calidad de ribera es la misma para ambas cuencas, pero la entrada por el ABI se separa, ya que como se mencion´o anteriormente, las cuencas estudiadas tienen diferentes potenciales de riqueza de familias de macroinvertebrados en condiciones de referencia. El l´mite inferior del ECOSTRIAND en la columna correspondiente al ABI, se hizo corresponder con el extremo inferior del rango de la calidad ecol´ogica “Moderado” del ABI espec´ca para ambos pa´ses. De esta manera, el valor m´as importante es el del ´ndice biol´ogico; no es posible considerar que el r´o tiene un buen estado ecol´ogico si el ´ndice biol´ogico es bajo, a pesar de que la ribera tenga un buen estado; pero el papel de la ribera tambi´en es importante, puesto que cuando est´a degradada, aunque las aguas est´en muy limpias, el estado ecol´ogico es regular. La nomenclatura de las

Tabla 6. Comparaci´on entre la propuesta de las estaciones de referencia y los ´ndices QBR-And. IHF y ABI en Ecuador y Per´u. Comparison between the proposed reference sites and the indices QBR-And. IHF and ABI in Ecuador and Peru. Ecuador

n

QBR-And < 75

IHF < 60

ABI < 96

ABI < 96 y QBR-And < 75

Referencia Alteradas Peru´ Referencia Alteradas

27 18 n 35 7

13 18 QBR < 75 14 7

0 11 IHF < 60 28 6

5 18 ABI < 74 10 6

3 18 ABI < 74 y QBR-And < 75 4 6

48

Acosta et al.

Tabla 7. Propuesta de establecimiento del Estado Ecol´ogico de las estaciones de muestreo en funci´on de los resultados del ABI y QBR-And (´Indice ECOSTRIAND). Proposal for the establishment of the Ecological Status of the sampling sites according to the results of the ABI and QBR-And (ECOSTRIAND Index) ABI1

ABI2

> 96 59-96 35-58 < 35

> 74 45-74 27-44 < 27

QBR-And 45-75 BUENO REGULAR MALO ´ PESIMO

> 75 MUY BUENO BUENO REGULAR MALO

< 45 REGULAR MALO ´ PESIMO ´ PESIMO

ABI1 = Estaciones de la cuenca del r´o Guayllabamba (Ecuador) ABI2 = Estaciones de la cuenca del r´o Ca˜nete (Per´u)

cinco clases de estado ecol´ogico que se exponen aqu´, derivan de la Directiva Marco de la Uni´on Europea, las cuales deben seguir siendo validadas posteriormente en los diferentes ecosistemas uviales andinos del a´ rea de estudio. Finalmente, comparando el ECOSTRIAND con las valoraciones del protocolo de Estados de Referencia, s´olo una estaci´on ubicada en la subcuenca del r´o Pita en Ecuador (1.4PI) y otra en la subcuenca del r´o Huant´an (CA-29) en Per´u, fueron calicadas originalmente como de referencia y nalmente resultaron como “malas” seg´un el ECOSTRIAND y fue debido principalmente al gran deterioro de la vegetaci´on de sus riberas.

Se realiz´o un an´alisis MDS (Multidimensional Scaling) en PRIMER 6.0 (Clarke & Warwick, 1994) con todas las estaciones de muestreo de Ecuador y Per´u (Fig. 2). Las estaciones de referencia y de las cabeceras del r´o Ca˜nete y de sus subcuencas tributarias del curso alto (Miraores, Alis, Laraos) se ubican agrupadas en la parte inferior central del diagrama (c´rculos), las estaciones de referencia de Ecuador se ubican en la parte superior derecha del diagrama (cruces), mezcladas con algunas estaciones de los tributarios de la cuenca media del r´o Ca˜nete(Lincha, Tupe y algunas de Huant´an y Laraos) que por tener una mayor riqueza de familias de macroinvertebrados Resemblance: D1 Euclidean distance 2D Stress: 0,05

1.2 PI 1.1 PI PI 1.3 PI3 CA38 1.4 PI

CA36

TAMB-2

PI1

CA41

SP3 SP1

TAMB-1 2.4 PI CA35 CA34

M1

M8

CA39 CLARA-2 SP2 SP4

SP5

2.3 PI 3.3 PI

CLARA-1 3.4 SP 2.2 PI

M2M3 M4 M5 M6 SP7 SP6M7

CA33 CA32 CA28

CA29 CA42

JAM-1

CA30 2.1 SP SP 2.6 2.4 2.5SP SP 2.3 SP 3.2PISP3.3 SP 2.1 PI4

CA37 1.4 SP CA26

CA25

CA40

PI2

CA22 CA13CA12

1.3 SP 1.1 SP CA24

3.1 SP

1.2 SP

CA27

CA31 CA07 CA23

CA14 CA15

CA04 CA02 CA09 CA19 CA16 CA21 CA08 CA01 CA10 CA17

CA11 CA20 CA18 CA03 CA05 CA06

Figura 2. Distribuci´on espacial de las estaciones de muestreo en las cuencas estudiadas, seg´un MDS. Spatial distribution of the sampling stations in the studied basins according to MDS.

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) con puntuaciones altas, se acercan mas a las estaciones de referencia de Ecuador. En la zona central superior se ubican las estaciones alteradas de nivel de calidad regular tanto de Ecuador como de Peru´ . En la parte superior izquierda se ubican muy juntas las estaciones de calidad mala a p´esima de Ecuador y finalmente las dos estaciones fuertemente impactadas en Tomas, CA-39 y CA-40 (subcuenca del r´o Alis, Can˜ ete), con los peores valores de ABI (0) se ubican en la periferia del espacio multidimensional.

DISCUSION Las formaciones vegetales dominantes en las punas de los Andes, permiten estudiar un caso evidente en el cual la estructura de la vegetaci´on de ribera no condiciona la estructura de la comunidad de macroinvertebrados. Los bajos valores del IHF presentados en las estaciones de puna de las cabeceras del r´o Ca˜nete, reejan en algunas estaciones la baja heterogeneidad del h´abitat uvial y la escasa incorporaci´on de elementos al´octonos provenientes de las riberas del pajonal de gram´neas y peque˜nos arbustos de la puna. Esta misma composici´on vegetal de ribera determina que el porcentaje de sombra en estos r´os sea nulo y se encuentren completamente expuestos a la radiaci´on solar, por lo que se esperar´a una elevada producci´on primaria en estos r´os de cabecera, lo cual representar´a variaciones a modelos cl´asicos de funcionamiento y estructura de r´os de cabecera, como el “R´o Continuo” (Vannote et al., 1980; Allan, 1995) La importancia de la heterogeneidad del h´abitat fluvial en la ecolog´a de r´os ha sido puesta de manifiesto en muchas ocasiones, tanto en climas templados (Pringle et al., 1988, Palmer & Poff, 1997; Flory & Milner, 1999; Beisel et al., 2000; Taniguchi & Tokeshi, 2004) como en tropicales (Rinc´on, 1996; Ramirez et al., 1998). En las punas la baja heterogeneidad se corresponde con una escasa oferta de nichos ecolo´ gicos, que a su vez condiciona una escasa diversidad de macroinvertebrados bent´onicos de forma natural, como lo demuestran los bajos valores del nu´ mero de familias y del ABI.

49

Cuando las formaciones vegetales cambian con el descenso de la altitud y dan paso a bosques montanos altos h´umedos (Ecuador) o secos (Per´u), entre los 2000 y los 3000 m snm, los valores del IHF se elevan y las comunidades bent´onicas se hacen m´as complejas y diversas. La menor riqueza de familias con el incremento de la altitud en p´aramos y punas debe considerar tambi´en factores hist´oricos, especialmente en algunos taxa como Heteroptera, Coleoptera y Odonata. Jacobsen et al. (1997) se˜nalaron el efecto de las glaciaciones en los Andes como un factor que produjo cambios muy fuertes en las comunidades bent´onicos y sugiere que la comunidad presente actualmente es relativamente joven y se encuentra en un proceso de recolonizaci´on desde los cursos mas bajos hacia los mas altos, limitados en parte no s´olo por las barreras f´sicas sino tambi´en por restricciones t´ermicas, por lo que actualmente existen muchos nichos ecol´ogicos vac´os dentro del h´abitat uvial altoandino (Jacobsen et al., 2003). Si se incorpora adem´as el efecto de la escasa heterogeneidad del medio, es probable que en su conjunto ambos factores limiten fuertemente la distribuci´on y riqueza de la fauna bent´onica altoandina. Recientemente, otro factor ha sido puesto de maniesto en cuanto a la baja riqueza de familias presentes en h´abitats altoandinos. Jacobsen & Marin (2007) han reportado una riqueza de familias extremadamente baja en los ecosistemas de la puna del altiplano de Bolivia en comparaci´on a los p´aramos ecuatorianos y lo han atribuido no s´olo a los factores anteriormente mencionados, sino tambi´en a las severas uctuaciones diarias de temperatura y ox´geno disuelto, que implican fuertes presiones siol´ogicas limitando una elevada riqueza de familias y especies. Al incorporar el efecto de las distintas presiones antr´opicas, independientes del tipo de ribera y del h´abitat fluvial, la riqueza de familias y especialmente el valor del ABI decae notablemente, hasta llegar a graves extremos de perturbaci´on como son los casos del r´o Tomas y Yauyos en Per´u y San Pedro y Pita en Ecuador. En muchos de estos casos incluso con h´abitats potencialmente apropiados (IHF > 40), se presentan valores extremadamente bajos del ABI como en las estaciones bajas del r´o San Pedro en Ecuador.

50

Acosta et al.

Las estaciones ubicadas en la puna de Per´u, donde dominan los pajonales de gram´neas, pueden presentar un QBR-And alto comparable a una ribera forestada de bajas altitudes (entre los 2000 a 3000 m snm, por ejemplo), debido a que el ´ndice se ha equiparado al m´aximo potencial que estas riberas pueden mantener considerando las limitaciones altitudinales. En otras a´ reas como la cabecera del r´o Miraores en Per´u, aun estando sobre los 4000 m snm, las caracter´sticas topogr´acas y la escasa intervenci´on humana, las hacen apropiadas para el desarrollo de bosques de Polylepis spp., por lo tanto estas estaciones se valoran tal como se hubiera hecho en una ribera de menor altitud. Las principales alteraciones de las riberas de bosque est´an representadas por la presencia de especies introducidas (Eucalyptus spp., Pinus spp.), la disminuci´on de la cobertura vegetal por deforestaci´on, la canalizaci´on del r´o, presencia de estructuras r´gidas transversales en el lecho como presas y la presencia de basura. La introducci´on de Eucalyptus es especialmente importante en las estaciones de la subcuenca de los r´os Huant´an, Laraos y Lincha en Per´u y en Ecuador est´a generalizado en pr´acticamente toda la cuenca del San Pedro y Pita. La presencia de basuras es caracter´stica de las estaciones de la cuenca baja del San Pedro, Pita y Mach´angara en Ecuador y del Yauyos en Per´u. La canalizaci´on total del r´o y la presencia de estructuras transversales como puentes se observ´o en la estaci´on ubicado r´o abajo del poblado de Tom´as en la cuenca del r´o Alis en Per´u. Aunque las tolerancias del ABI han sido asignadas principalmente en base a presiones de tipo org´anica sobre las comunidades bent´onicas, en casos extremos de contaminaci´on minera, como los del r´o Tomas (Alis), el ´ndice funciona de igual ma nera. Sin embargo hay que tener precauci´on con niveles intermedios de contaminaci´on minera, cuyos efectos subletales y los umbrales de tolerancia de las familias no han sido aun especificados para los r´os altoandinos. Se sabe por ejemplo que grupos ampliamente conocidos por su sensibilidad a la contaminaci´on org´anica, como los Plecoptera, y Trichoptera pueden sin embargo ser tolerantes a pH a´ cidos (Winterbourn & McDiffett, 1996) frecuentes en situaciones de contaminaci´on minera.

Por otro lado, tambi´en hay que tener precauci´on con los t´picos efectos de la contaminaci´on org´anica en las zonas altoandinas, especialmente la concentraci´on de ox´geno disuelto, si bien en las estaciones estudiadas no son tan bajas (exceptuando casos extremos como el r´o Mach´angara en Ecuador), hay que tener en cuenta que en r´os por encima de los 3000 m snm los porcentajes de saturaci´on de ox´geno est´an inuenciados por las baja presi´on parcial del ox´geno en comparaci´on al nivel del mar, lo cual hace que las concentraciones y porcentajes de saturaci´on obtenidos en campo no reejen las limitaciones reales de las comunidades bent´onicas (Jacobsen, 1998). Por lo que estos r´os son m´as sensibles a contaminaciones de tipo org´anica que r´os de zonas bajas. En cuanto a la valoraci´on global, podemos mencionar que el ECOSTRIAND acert´o mayoritariamente con la valoraci´on inicial de las estaciones de referencia, ya que en todo el estudio, solo dos estaciones, una en cada pa´s, que inicialmente fueron denominadas como de referencia nalmente obtuvieron una calicaci´on de “malas” y tales casos se debieron principalmente a la degradaci´on de la ribera y a limitaciones del h´abitat, como la estaci´on CA-29 sobre la subcuenca del r´o Huant´an, en Per´u, que al ser un r´o grande y de elevado caudal, el h´abitat es poco heterog´eneo, adem´as de las limitaciones del muestreo biol´ogico que ello implica. El an´alisis MDS agrup´o consistentemente las estaciones de muestreo de ambos pa´ses seg´un el grado de perturbaci´on y la similitud de sus caracter´sticas generales resumidas en el ABI, IHF y QBR-And. Adem´as, es importante mencionar las similitudes entre las estaciones referencia de Ecuador y las de la cuenca media del r´o Ca˜nete (Lincha, Tupe, Laraos), las cuales al estar a menor altitud y presentar una mayor heterogeneidad del h´abitat uvial y una vegetaci´on de ribera mas desarrollada y compleja; originan mayores riquezas de macroinvertebrados, muchos de ellos sensibles, lo cual incrementa el ABI, haci´endolas mas semejantes a las estaciones de referencia de Ecuador que a las cabeceras del Ca˜nete. En esta versi´on de valoraci´on r´apida y simplicada, el ´ndice no considera ni el estado de las comunidades ict´colas, ni los valores de dife-

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) rentes par´ametros sicoqu´micos, ni la comunidad de vertebrados o diatomeas. Muchos de estos par´ametros quedan reejados, total o parcialmente, en los valores del ´ndice bi´otico (par´ametros sicoqu´micos, peces) o el QBR-And (aves). Las especies al´octonas (como algunos peces –trucha, carpas o tilapias o el cangrejo americano, Procambarus clarkii) deber´an ser tenidos en cuenta para la valoraci´on nal del estado ecol´ogico y, si est´an presentes en zonas de un ´ndice ECOSTRIAND alto, e´ ste deber´a tomarse con precauci´on. En muchos r´os andinos, el estado de las poblaciones ´cticas est´an compuestas casi exclusivamente de truchas de repoblaci´on y las repercusiones de las especies al´octonas sobre los ecosistemas, son todav´a desconocidas. Por ejemplo en el a´ mbito de un parque natural podr´amos pensar que el objetivo nal deber´a ser eliminar las truchas u otras especies introducidas, mientras que en otras a´ reas, dado el valor econ´omico que puedan tener las truchas para la poblaci´on local, este objetivo podr´a no ser el mas importante. Finalmente, hay que hacer notar que lo presentado en esta publicaci´on es una primera aproximaci´on de un protocolo que se tiene que validar y/o modicar a medida que nuevas cuencas puedan ser tratadas; incorporando otros factores de variabilidad de distinto origen como por ejemplo, tipos de formaciones vegetales, variaciones latitudinales, vertientes y tipos de presiones antr´opicas. Las evaluaciones de r´os provenientes de distintas formaciones vegetales son de gran importancia ya que estas comunidades intr´nsecamente incorporan en su composici´on y estructura or´stica el efecto de otros tipos de variables abi´oticas como temperatura, precipitaci´on y altitud. El objetivo u´ ltimo ser´a obtener un pro-

51

tocolo de r´apido uso y del cual se pueda obtener informaci´on conable de la calidad ecol´ogica de los r´os altoandinos, y que a la vez discierna el efecto de los principales factores de variabilidad natural y antr´opica.

AGRADECIMIENTOS Los autores agradecer´an todas las observaciones sobre el uso de este protocolo que les puedan llegar, tanto directamente como a trav´es de la p´agina web ECOSTRIMED (http://www.ub.edu/ecostrimed) donde el grupo F.E.M. mantiene su base de datos y su metodolog´a a disposici´on p´ublica. Para la elaboraci´on de este protocolo se ha contado con la inestimable ayuda de diferentes colaboradores entre los que destacamos: Andrea Encalada, Carolina Arroyo y Karla Jim´enez del Laboratorio de Ecolog´a Acu´atica de la Universidad de San Francisco en Quito, Gunther Reck de ECOLAP, Andr´es Vallejo de la Corporaci´on de Salud Ambiental de Quito, Ximena Bastidas y Esteban Terneus de Fundaci´on AGUA, Juan Jos´e V´asconez, FONAG, EMAAPQ, The Nature Conservancy y al programa Education for Nature Programme de WWF que proporciona la beca a Blanca R´os, Clorinda Vergara y Eduardo Oyague del Museo de Entomolog´a de la Universidad Nacional Agraria La Molina, Lima, Antoni Munn´e, N´uria Bonada, Carolina Sol`a y Mireia Vila quienes junto con Narc´s Prat y Mar´a Rieradevall fueron los creadores del Protocolo Ecostrimed. Los compa˜neros del grupo Guadalmed de cuyo protocolo nal se han tomado varios de los textos del CERA convenientemente modicados.

52

Acosta et al.

Anexo 1. Formaciones vegetales frecuentes en los ecosistemas de p´aramo y puna en los Andes. Frequent vegetation formations in the paramo (moor) and puna ecosystems in the Andes. Ecosistema de P´aramo Formaciones:

Especies dominantes

P´aramo de pajonal de gram´neas P´aramo de Frailejones P´aramo de Chuscales P´aramo de almohadillas Bosques achaparrados Arbustivas

Calamagrostis, Festuca, Agrostis, Bromus, Poa, Stipa, Sysirinchium Espeletia Chusquea Azorella, Werneria, Plantago Polylepis, Buddleja, Escallonia, Hesperomeles Miconia, Oreocallis, Weinmannia

Ecosistema de Puna Formaciones: Puna de pajonal de gram´neas Puna de hierbas en roseta Puna de tolares Puna de almohadillas Puna de Bofedales Bosques achaparrados

Especies dominantes Calamagrostis, Deyeuxia, Festuca, Agrostis, Eragrostis, Poa, Stipa, Muhlenbergia, Aristida, Eragrostis Arenaria,Gamochaeta,Perezia, Baccharis, Parastrephia Azorella, Pycnophyllum Distichia muscoides Polylepis, Buddleja, Escallonia, Gynoxis, Puya

53

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA)

Anexo 2. Estaciones de Muestreo en las cuencas de los r´os Guayllabamba (Ecuador) y Ca˜nete (Per´u). Sampling stations in the Guayllabamba (Ecuador) and Ca˜nete (Peru) basins. Código SP1 SP2 SP3 SP4 SP5 SP6 SP7 M1 M2 M3 M4(SP9) M5(SP8) M7 M8(SP10) 1.1 SP 1.2 SP 1.3 SP 1.4 SP 2.1 SP 2.3 SP 2.4 SP 2.5 SP 2.6 SP 3.1 SP 3.2 SP 3.3 SP 3.4 SP TAMB1 TAMB2 JAM1 PI1 3.1 PI (PI 2) 3.2 PI (PI 3) 3.4 PI (PI 4) 1.1 PI 1.2 PI 1.3 PI 1.4 PI 2.1 PI 2.2 PI 2.3 PI 2.4 PI 3.3 PI Sta. Clara 1 Sta. Clara 2 CA-01 CA-02 CA-03 CA-04 CA-05 CA-06 CA-07 CA-08 CA-09 CA-10 CA-11 CA-12 CA-13 CA-14 CA-15 CA-16 CA-17 CA-18 CA-19 CA-20 CA-21 CA-22 CA-23 CA-24 CA-25 CA-26 CA-27 CA-28 CA-29 CA-30 CA-31 CA-32 CA-33 CA-34 CA-35 CA-36 CA-37 CA-38 CA-39 CA-40 CA-41 CA-42

Cuenca San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro Machángara Machángara Machángara Machángara Machángara Machángara Machángara San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro San Pedro Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Pita Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete(Cab.) Río Cañete Río Cañete Río Cañete Miraflores Miraflores Miraflores Alis Alis Alis Alis Laraos Laraos Laraos Río Cañete Huantán Huantán Huantán Huantán Tupe Tupe Lincha Lincha Lincha Lincha Yauyos Yauyos Laraos Alis Alis Alis Miraflores

X 786613 784257 783676 783676 776591 773441 772868 769156 775779 782067 788424 792512 785158 779714 759230 759190 758722 759001 770123 782727 784921 784914 783669 776437 775665 785034 783475 772449

Y 9976012 9970450 9966080 9966080 9957292 9946768 9941394 9964517 9972088 9978491 9981748 9992904 9999042 9959454 9935360 9935399 9932970 9932279 9937412 9952967 9950085 9950044 9951707 9953556 9953910 9954865 9954347 9955190

7679 787558 791466 791466 788781 789230 788627 783876 784972 785620 789151 785420 785782 789094 786712 784916 389558 389889 390012 389848 395627 406031 407327 411685 411743 411084 413278 413292 412549 411491 404357 404562 411166 419486 419683 419466 419776 417018 415667 412118 408850 413330 413515 411069 409507 412709 410978 428006 424512 418943 418606 399700 400726 413340 419173

9937000 9963698 9956138 9956137 9954114 9933108 9935085 9934858 9937998 9948161 9949452 9946610 9946620 9953749 9961756 9963872 8656452 8656121 8658592 8659023 8663778 8663202 8662811 8662890 8662876 8660443 8655824 8651242 8646752 8644779 8643299 8643612 8642433 8653899 8653796 8653506 8649066 8633332 8634651 8635845 8632227 8622529 8622453 8624868 8625131 8591200 8591010 8585100 8583658 8581722 8580849 8623088 8622764 8636285 8647580

414590 407970

8642064 8643198

Altitud 2305 2386 2450 2460 2631 2825 2935 3190 2799 2589 2142 1932 2382 2534 3621 3618 3595 3610 3192 3199 3333 3300 3300 2787 2750 2800 2953 2812 2812 3002 2600 2788 2789 2843 3824 3743 3754 3694 3300 3180 3295 3290 2900 2557 2509 4396 4425 4352 4309 4276 3913 3935 4065 4065 3906 3912 3537 3450 3400 4117 4061 3300 3900 3900 3850 3650 3736 3600 3050 2800 3726 3350 3140 3126 2800 2580 3497 3208 2553 2563 2946 2881 3223 3542 3420 3218 3642

Punt. Ref 74 70 64 70 72 76 82 92 72 84 82 76 78 72 120 120 116 110 106 110 110 110 110 120 118 110 110 102 68 102 84 110 110 102 118 118 118 116 110 106 110 110 106 82 76 107 107 107 107 113 113 107 107 107 107 107 104 102 110 113 113 112 105 105 105 111 108 104 110 114 108 104 104 100 108 112 104 104 104 108 90 90 96 84 90 90 94

IHF 50 61 45 63 70 54 63 58 56 54 52 57 57 56 85 87 79 77 90 90 90 85 85 90 90 85 85 78 37 75 66 89 89 87 76 66 70 66 89 84 77 87 83 70 62 46 43 41 46 36 41 41 45 47 36 31 31 29 26 52 52 65 49 42 51 48 33 37 68 38 47 52 55 45 79 47 78 76 74 87 67 49 49 38 42 51 58

QBR-And 5 20 0 20 25 25 30 25 20 20 20 25 25 20 90 100 90 85 80 80 85 85 80 90 80 80 65 60 0 70 20 65 60 85 25 25 25 25 80 65 70 60 70 30 15 86,45 86,45 100 86,45 99,75 99,75 73,15 93,1 86,45 86,45 86,45 60 55 70 85 85 95 99,75 86,45 99,75 86,45 55 75 85 60 65 75 55 40 75 70 65 65 65 65 15 40 15 0 60 10 45

ABI 24 3 18 3 21 16 25 60 11 14 15 19 19 49 115 138 113 84 106 137 123 132 123 134 93 121 68 124 26 96 68 124 99 96 114 132 118 92 97 68 140 123 128 37 15 69 92 82 86 85 66 75 91 75 92 92 75 72 76 58 66 66 70 86 75 74 63 82 119 46 78 110 97 65 119 76 98 103 139 137 61 35 78 0 0 45 52

54

Acosta et al.

Anexo 3.

Protocolo de condiciones de referencia en r´os andinos. Reference conditions protocol in Andean Rivers.

CONDICIONES DE REFERENCIA EN RIOS ANDINOS

1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6

Apartado CUENCA Cobertura de especies introducidas (Eucaliptos y Pinos especialmente) Porcentaje de cobertura en pastos artificiales Porcentaje de cobertura en usos urbanos Ausencia de vegetación autóctona Explotaciones mineras Explotaciones ganaderas intensivas (intensivas)

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6

Poco Medio Mucho 5 5 5 5 5 5

3 3 3 3 3 3

1 1 1 1 1 1

HIDROLOGÍA Presencia de grandes presas aguas arriba del lugar Derivaciones de agua para hidroeléctricas azudes < 10m Trasvases a otras cuencas o desde otras cuencas Derivaciones para usos en agricultura y ganadería Derivaciones para uso en mineria Derivaciones para uso urbano (usos domésticos e industriales)

5 5 5 5 5 5

3 3 3 3 3 3

1 1 1 1 1 1

3.1 3.2 3.3 3.4 3.5 3.6

TRAMO (Incluye ribera y zona inundación) Canalización del río por infraestructuras rígidas (escolleras, etc…) Canalización del río por terraplenes Presencia de cultivos i/ovacas y pasto en la llanura de inundación Infraestructuras laterales (carreteras, construcciones…) Falta de cubierta de la zona de ribera (árboles o arbustos) % Cubierta vegetal por especies introducidas (árboles o arbustos)

5 5 5 5 5 5

3 3 3 3 3 3

1 1 1 1 1 1

4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

LECHO Sustrato del lecho totalmente artificial (p.e. cemento, escollera….) Infraestructuras transversales (p.e. azudes, vados) Presencia de efluentes directos al río Contaminación orgánica evidente Contaminació minera evidente Presencia de basuras y escombros (sea en la ribera o en el mismo lecho)

5 5 5 5 5 5

3 3 3 3 3 3

1 1 1 1 1 1

El valor máximo del índice es de 120, el mínimo de 24. Se considera que valores superiores a 100 son necesarios para poder considerar un punto como de referencia. De todas formas un punto de referencia debe obtener como mínimo 20 puntos en cada apartado.

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA)

55

Especificaciones de cada Apartado El significado de Poco, Medio o Mucho en cada caso se explica a continuación. 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6

2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6

3.1 3.2 3.3 3.4 3.5 3.6 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

CUENCA Poco < 10%, Medio 10 -30%, Mucho>30% Idem Poco 10%. Incluye la presencia de floriculturas. Poco < 10%, Medio 10 -50%, Mucho>50% Poco:inexistente o de muy baja intensidad, Medio:1 grande o varias de poca intensidad, Mucho: 2 grandes o muchas de pequeña intensidad Poco: inexistente o mínimas, Medio: presencia de una gran explotación, Mucho: varias explotaciones grandes HIDROLOGIA Grandes presas (>10m). Poco: inexistente, Medio: 1, Mucho > 1 Reducción caudal. Poco50% Reducción caudal. Poco: sin trasvase, Medio < 25%, Mucho >25%. Incluir también trasvases de otras cuencas Reducción caudal. Poco: sin desvío, Medio < 25%, Mucho >25% (Atención si hay múltiples pequeñas pasar de medio a mucho) Reducción caudal. Poco: sin desvío, Medio < 25%, Mucho >25% (Atención si hay múltiples pequeñas pasar de medio a mucho) Reducción caudal. Poco: sin desvío, Medio < 25%, Mucho >25% (Atención si hay múltiples pequeñas pasar de medio a mucho) TRAMO Poco: sin canalización, Medio < 25%, Mucho >25% Poco: sin canalización, Medio < 50%, Mucho >50% Poco: sin cultivos, Med io 50% Poco: no hay, Medio: en uno de los lados, Mucho: en los dos lados (cubriendo >10% superficie) Poco: totalmente cubierto por vegetación nativa, Medio >50%, Mucho < 50% Poco: sin especies introducidas, Medio 50% LECHO Poco: nada, Medio 10% Poco: ninguno, Medio: 1, Mucho > 1 (los puentes que cruzan el río no se incluyen) Poco: no hay, Medio: 1 o 2 efluentes de poco caudal, Mucho: varios de poco caudal o uno de mucho caudal relati vo al del río. Poco: río transparente y sin olor, Medio: río turbio y poca olor, Mucho: río con espuma y mucha olor Poco: no hay minas, Medio: río con sedimentos en suspensión, Mucho: sedimentos muy abundantes y conocimiento de pH muy ácido o muy básico Poco: no hay o solo aisladamente, Medio: acumulaciones d e forma aislada, Mucho: vertedero .

Apartados Restrictivos Apartados que pueden constituir por ellos mismos una restricción para declarar un punto como de referencia por su afectación grave (puntación 1 en el apartado): Bloque 1 1.3, 1.5 Bloque 2 2.1, 2.3. (Respecto a los apartados 2.2, 2.4, 2.5, 2.6, solo se aplica si la derivación es próxima, pero no si se ha producido ya el retorno al río del agua derivada en puntos aguas debajo dela cuenca) Bloque 3 3.1. Bloque 4 4.1, 4.4 y 4.5 si el valor es 1.

56

Acosta et al.

Anexo 4. ´Indice de h´abitat fluvial (IHF) (Adaptado de Pardo et al., 2002). River habitat index (IHF) (Adapted from Pardo et al., 2002) Bloques 1. Inclusión rápidos Rápidos

Puntuación

10 Piedras, cantos y gravas no fijadas por sedimentos finos. Inclusión 0 - 30%. 5 Piedras, cantos y gravas poco fijadas por sedimentos finos. Inclusión 30 - 60%. 0 Piedras, cantos y gravas medianamente fijadas por sedimentos finos. Inclusión > 60%. TOTAL (una categoría)

2. Frecuencia de rápidos Alta frecuencia de rápidos. Relación distancia entre rápidos / anchura del río < 7 10 Escasa frecuencia de rápidos. Relación distancia entre rápidos / anchura del río 7 - 15 8 Ocurrencia ocasional de rápidos. Relación distancia entre rápidos / anchura del río 15 - 25 6 Constancia de flujo laminar o rápidos someros. Relación distancia entre rápidos/anchura del río >25 4 Sólo pozas 2 TOTAL (una categoria)

3. Composición del substrato (en caso de ausencia absoluta el valor debe ser 0 para cada apartado) % Bloques y piedras % Cantos y gravas % Arena % Limo y arcilla

1 - 10% > 10% 1 - 10% > 10% 1 - 10% > 10% 1 - 10% > 10%

2 5 2 5 2 5 2 5 TOTAL (sumar categorías)

4. Regímenes de velocidad / profundidad 10 8 6

somero:< 0.5 m 4 categorías. Lento-profundo, lento-somero, rápido-profundo y rápido-somero. lento:< 0.3 m/s Sólo 3 de las 4 categorías Sólo 2 de las 4

4 TOTAL (una categoría)

Sólo 1 de las cuatro

5. Porcentaje de sombra en el cauce 10 7 5 3 TOTAL (una categoría)

Sombreado con ventanas Totalmente en sombra Grandes claros Expuesto

6. Elementos heterogeneidad (si hay ausencia de hojarasca el valor debe ser 0 puntos) Hojarasca

> 10% ó < 75% < 10% ó > 75%

Presencia de troncos y ramas Raíces expuestas Diques naturales

4 2 2 2 2 TOTAL (una categoría)

7. Cobertura de vegetación acuática (en caso de ausencia absoluta el valor debe ser cero para cada apartado) % Plocon + briófitos

% Pecton

% Fanerógamas

10 - 50% < 10% ó > 50% Ausencia absoluta 10 - 50% < 10% ó > 50% Ausencia absoluta 10 - 50% < 10% ó > 50% Ausencia absoluta

10 5 0 10 5 0 10 5 0 TOTAL (sumar categorías)

PUNTUACIÓN FINAL (suma de las puntuaciones anteriores)

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA)

57

Anexo 5. ´Indice de calidad de la vegetaci´on de ribera Andina (QBR-And). Andean riparian vegetation quality Index (QBR-And).

ÍNDICE QBR-And Calidad de la ribera para Comunidades arbóreas Protocolo CERA

La puntuación de cada uno de los 4 apartados no puede ser negativa ni exceder de 25 puntos

Grado de cubierta de la zona de ribera

Grup de recerca F.E.M . (Freshwater Ecology and Management) Management) Departament d’Ecologia

Estación Observador Fecha Puntuación bloque 1

Puntuación 25 10 5 0 + 10 +5 -5 -10

> 80 % de cubierta vegetal de la zona de ribera (las plantes anuales no se contabilizan) 50-80 % de cubierta vegetal de la zona de ribera 10-50 % de cubierta vegetal de la zona de ribera < 10 % de cubierta vegetal de la zona de ribera si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es total si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es superior al 50% si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es entre el 25 y 50% si la conectividad entre el bosque de ribera y el ecosistema forestal adyacente es inferior al 25% Estructura de la cubierta (se contabiliza toda la zona de ribera) Puntuación bloque 2 Puntuación recubrimiento de árboles superior al 75 % 25 recubrimiento de árboles entre el 50 y 75 % o recubrimiento de árboles entre el 25 y 50 % y en el 10 resto de la cubierta los arbustos superan el 25 % recubrimiento de árboles inferior al 50 % y el resto de la cubierta con arbustos entre 10 y 25 % 5 sin árboles y arbustos por debajo del 10 % 0 si en la orilla la concentración de helófitos o arbustos es superior al 50 % + 10 +5 si en la orilla la concentración de helófitos o arbustos es entre 25 y 50 % si existe una buena conexión entre la zona de arbustos y árboles con un sotobosque. +5 si existe una distribución regular (linealidad) en los pies de los árboles y el sotobosque es > 50 % -5 si los árboles y arbustos se distribuyen en manchas, sin una continuidad -5 si existe una distribución regular (linealidad) en los pies de los árboles y el sotobosque es < 50 % - 10 Calidad de la cubierta Puntuación bloque 3

Puntuación 25 10 5 0 + 10 +5 -5 - 10

Todos los árboles de la zona de ribera autóctonos Como máximo un 25% de la cobertura es de especies de árboles introducidas 26 a 50% de loa árboles de ribera son especies introducidas Más del 51% de los árboles de la ribera son especies introducidas >75% des los arbustos son de especies autóctonas. 51-75% o más de los arbustos de especies autóctonas 26-50% de la cobertura de arbustos de especies autóctonas Menos del 25% de la cobertura de los arbustos de especies autóctonas

Grado de naturalidad del canal fluvial Puntuación 25 10 5 0 - 10 - 10 -5 -10

Puntuación bloque 4

el canal del río no ha estado modificado modificaciones de las terrazas adyacentes al lecho del río con reducción del canal signos de alteración y estructuras rígidas intermitentes que modifican el canal del río río canalizado en la totalidad del tramo si existe alguna estructura sólida dentro del lecho del río si existe alguna presa o otra infraestructura transversal en el lecho del río si hay basuras en el tramo de muestreo de forma puntual pero abundantes si hay un basurero permanente en el tramo estudiado Puntuación final (suma de las anteriores puntuaciones)

58

Acosta et al. ÍNDICE QBR-And Calidad de la ribera de Comunidades de Pajonales de Páramos y Punas Protocolo CERA La puntuación de cada uno de los 3 apartados no puede ser negativa ni exceder de 25 puntos

Grado de cubierta de la zona de ribera

Grup de recerca F.E.M . (Freshwater Ecology and Management) Management) Departament d’Ecologia

Estación Observador Fecha Puntuación bloque 1

Puntuación 25 10 5 0 + 10 +5 -5

> 80 % de cubierta vegetal de la ribera (Gramíneas y/o matorral y/o “almohadillas” 50-80 % de cubierta vegetal de la ribera 10-50 % de cubierta vegetal de la ribera < 10 % de cubierta vegetal de la ribera si la conectividad entre la vegetación de ribera y la comunidad vegetal adyacente es total si la conectividad entre la vegetación de ribera y la comunidad vegetal adyacente es >50% Si la conectividad entre la vegetación de ribera y la comunidad vegetal adyacente es entre el 2550% -5 Si se presentan evidencias de quema de pajonal de gramíneas de ribera 50% -10 Calidad de la cubierta Puntuación bloque 2

Puntuación 25 10 5 0

Todas las especies vegetales de ribera autóctonas (gramíneas, matorral o almohadillas) Ribera con 80% de especies introducidas o arbustivas secundarias

Grado de naturalidad del canal fluvial Puntuación 25 10 5 0 - 10 - 10 -5 -10

Puntuación bloque 3

El canal del río no ha estado modificado Modificaciones de las terrazas adyacentes al lecho del río con reducción del canal Signos de alteración y estructuras rígidas intermitentes que modifican el canal del río Río canalizado en la totalidad del tramo si existe alguna estructura sólida dentro del lecho del río si existe alguna presa o otra infraestructura transversal en el lecho del río si hay basuras en el tramo de muestreo de forma puntual pero abundantes si hay un basurero permanente en el tramo estudiado

Puntuación final (suma de las anteriores puntuaciones)

59

Calidad de r´os andinos (Protocolo CERA) Anexo 6. Especies vegetales nativas e introducidas en los Andes. Native and introduced vegetation species in the Andes.

Especies nativas Familia

Especies introducidas Especie

Familia

´ Arboles Actinidaceae Anacardiaceae Apocynaceae Araliaceae Asteraceae Asteraceae Berberidaceae Betulaceae Buddlejaceae Caesalpinaceae Clethraceae Clusiaceae Cunoniaceae Eaelocarpaceae Eaelocarpaceae Fabaceae Fabaceae Mimosaceae Poaceae Podocarpaceae Podocarpaceae Rosaceae Rosaceae Rutaceae Saxifragaceae Solanaceae Solanaceae Verbenaceae Zygophyllaceae

Sauraria spp Schinus spp Aspidosperma quebracho-blanco Oreopanax spp Barnadesia spinosa Gynoxis spp Berberis spp Alnus acuminata Buddleja spp Senna weddelliana Clethra spp Clusia spp Weinmannia spp Vallea stipulans Vallea spp Cercidium andicola Acacia feddeana Prosopis spp Cortaderia nitida Podocarpus spp Prumnopitys spp Polylepis spp Hesperomeles spp Schinopsis haenkeana Escallonia spp Solanum culcullatum Solanum felinum Citharexylum spp Bulnesia rivas-martinezii

Asteraceae Asteraceae Asteraceae Grossulariaceae Melastomataceae Melastomataceae

Parastrephia spp Baccharis spp Diplostephium spp Ribes spp Brachyotum spp Miconia spp

Especie ´ Arboles

Fabaceae Myrtaceae Pinaceae Platanaceae Salicaceae Salicaceae Salicaceae Salicaceae Simaroubaceae Ulmaceae Frutales diversos

Robinia pseudo-acacia Eucalyptus spp Pinus spp Platanus x hispanica Populus deltoides Populus nigra spp italica Populus x canadensis Salix babylonica Ailanthus altissima Celtis australis

Arbustos

Hierbas y arbustos sumergidos Apiaceae Brassicaceae Gesneriaceae Gesneriaceae Gunneraceae

Aracha sculenta Nasturtium spp Koehleria spp Besteria spp Gunnera spp

Informaci´on recopilada por cortes´a de Vlastimil Zak (Universidad San Francisco de Quito) y desde Ibisch et al. (2002) y Moraes et al. (2006).

60

Acosta et al.

´ Anexo 7. Propuesta para el Indice Bi´otico Andino (ABI) para evaluar la calidad del agua de los r´os andinos. Proposal for the Andean Biotic Index ABI) to evaluate water quality in Andean Streams.

Trichoptera Turbellaria Hirudinea Oligochaeta Gasteropoda

Ancylidae Physidae Hydrobiidae Limnaeidae Planorbidae

Bivalvia

Sphaeriidae

Amphipoda

Hyalellidae

Ostracoda Hydracarina Ephemeroptera

Baetidae Leptophlebiidae Leptohyphidae Oligoneuridae

Odonata

Aeshnidae Gomphidae Libellulidae Coenagrionidae Calopterygidae Polythoridae

Plecoptera

Perlidae Gripopterygidae

Heteroptera

Veliidae Gerridae Corixidae Notonectidae Belostomatidae Naucoridae

5 3 1 6 3 3 3 3 3 6 3 4 4 10 7 10 6 8 6 6 8 10 10 10 5 5 5 5 4 5

Chironomidae

10 10 10 8 8 6 8 8 7 5 10 8 7 4 5 5 5 5 3 5 5 3 3 3 5 10 5 4 5 4 4 4 3 4 4 4 2

Culicidae

2

Muscidae

2

Ephydridae

2 10 1

Helicopsychidae Calamoceratidae Odontoceridae Leptoceridae Polycentropodidae Hydroptilidae Xiphocentronidae Hydrobiosidae Glossosomatidae Hydropsychidae Anomalopsychidae

Philopotamidae Limnephilidae Lepidoptera

Pyralidae

Coleoptera

Ptilodactylidae Lampyridae Psephenidae Scirtidae (Helodidae)

Staphylinidae Elmidae Dryopidae Gyrinidae Dytiscidae Hydrophilidae Hydraenidae Diptera

Blepharoceridae Simuliidae Tabanidae Tipulidae Limoniidae Ceratopogonidae Dixidae Psychodidae Dolichopodidae

Estación:____________

Stratiomyidae Empididae

Fecha:_______________

Operador:__________

Athericidae Syrphidae

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c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

´ preliminar de los sedimentos de un embalse tropical: Caracterizacion represa La Fe (El Retiro, Antioquia, Colombia) Juan Carlos Arias Almeida 1,∗ y John Jairo Ram´rez Restrepo 2 1

Grupo de Limnolog´a B´asica y Experimental, Instituto de Biolog´a, Universidad de Antioquia, Apartado A´ereo 1226, Medell´n. 2 Instituto de Biolog´a, Universidad de Antioquia, Apartado A´ereo 1226, Medell´n. [email protected] 2

∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

2

Recibido: 26/10/07

Aceptado: 12/11/08

ABSTRACT Preliminary characterisation of the sediments of a tropical reservoir: La Fe (El Retiro, Antioquia, Colombia) With the aim to investigate possible differences among zones of the body of water, in May and August of 2006, the interface water-sediment and three sections of sediment column were analysed in two sampling stations (dam and tail end) in La Fe reservoir (Antioquia), Colombia. In situ measurements of pH, temperature, electric conductivity and dissolved oxygen of overlying water were carried out. Later in the laboratory, the chlorophyll a and phaeopigments content, diversity and density of phytobenthic, organic matter, nutrients, heavy metals (Cd, Pb, Ni, Cr), bentic demand, and texture of sediments were quantied. Exploratory and descriptive analyses of the data indicated a mean temperature of 19 ◦C, acid pH, low concentration of ions in solution, and signicant differences of dissolved oxygen among stations. A silt texture was dominant in the entrance to the reservoir and a clay one in the sediment of the dam. Nitrates concentrations were low in the sediment sections and high in the overlying water; the concentration of dissolved inorganic phosphate had a tendency to low concentrations in liquid and solid samples. The so-called “short-circuit metabolism” would explain the quick mineralization of the organic matter in the water column and the low percentage found in the sediments. The concentration of dissolved inorganic silica in both stations would be related to the high density of the diatom genera Cyclotella, Navicula and Gomphonema. Similar values of benthic demand were established for the sampling stations, being slightly higher in the dam (2.84 g·m−2 ·day−1 ) than in the tail (2.09 g·m−2 ·day−1 ). The mean concentrations of trace metals were higher for Cr (tail end) and Ni (reservoir dam), but only the latter was outside the limits reported by the available sediment literature. These results provide preliminary information about the dynamic of the sediments in La Fe reservoir, which is regulated by the granulometric composition and available dissolved oxygen, besides the quantity, type and speed of aloctonous material sedimentation and that originated from resuspension. Furthermore, the higher anthropic activity in the entrance to the reservoir (Los Salados Park) in comparison to that of the dam, promotes the interaction between the sediments and the water column. Key words: Lacustrine sediments, texture, dissolved oxygen, diatoms, heavy metals, tropical reservoir.

RESUMEN Caracterizaci´on preliminar de los sedimentos de un embalse tropical: represa La Fe (El Retiro, Antioquia, Colombia) Con el n de investigar posibles diferencias entre zonas del cuerpo de agua, en mayo y agosto de 2006, fueron analizadas muestras de la interface agua-sedimento y de tres secciones de la columna de sedimento de dos estaciones: presa y cola del embalse La Fe (Antioquia), Colombia. Se realizaron medidas in situ de pH, temperatura, conductividad el´ectrica y ox´geno disuelto del agua sobreyaciente. Luego se realiz´o la cuanticaci´on en el laboratorio del contenido de clorola a y feopigmentos, diversidad y densidad del tobentos, materia org´anica, nutrientes, metales pesados (Cd, Pb, Ni, Cr), demanda b´entica y textura de los sedimentos. El an´alisis exploratorio y descriptivo de los datos indica una temperatura media de 19 ◦C, pH a´ cido, bajo contenido de iones en soluci´on y diferencias signicativas en la concentraci´on de ox´geno disuelto entre estaciones. La textura limosa domin´o en la entrada del embalse y las arcillas en el sedimento de la presa. Las concentraciones de nitratos fueron bajas en las secciones de sedimento y altas en el agua sobrenadante; el f´osforo tuvo una tendencia a las bajas concentraciones en las muestras l´quidas y s´olidas. El llamado “metabolismo de cortocircuito” explicar´a la r´apida

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Arias y Ram´rez

mineralizaci´on de la materia org´anica en la columna de agua y el bajo porcentaje encontrado en los sedimentos. Los compuestos inorg´anicos de s´lice presentes en ambas estaciones estar´an relacionados con la alta densidad de diatomeas de los g´eneros Cyclotella, Navicula y Gomphonema. Valores similares de demanda b´entica se establecieron en los dos sitios, siendo ligeramente mayor en la presa (2.84 g · m−2 · d´a−1 O2 ) que en la cola (2.09 g · m−2 · d´a−1 O2 ). Las concentraciones medias de metales pesados fueron m´as altas para Cr (cola) y Ni (presa del embalse), pero solo este u´ ltimo estuvo fuera de los l´mites reportados por la literatura disponible para sedimentos. Estos resultados brindan informaci´on preliminar acerca de la din´amica de los sedimentos del embalse La Fe, la cual est´a regulada por la composici´on granulom´etrica y el ox´geno disuelto disponible, adem´as de la cantidad, tipo y velocidad de sedimentaci´on del material al´octono y del originado por resuspensi´on. As´mismo, la intensa actividad antr´opica en la entrada del embalse (Parque Los Salados) en comparaci´on con el sitio de la presa, inuye en la constante interacci´on del sedimento con la columna de agua. Palabras clave: Sedimento lacustre, textura, ox´geno disuelto, diatomeas, metales pesados, embalse tropical.

´ INTRODUCCION La direcci´on horizontal dominante en los embalses crea diferencias longitudinales en la columna de agua y los sedimentos. Estos u´ ltimos son importantes en el mantenimiento de la calidad del agua, debido a su capacidad para ligar e inmovilizar en forma casi permanente metales pesados, herbicidas y plaguicidas (Leite, 1998; Castro y Campos, 2005). Los sedimentos como agregado de part´culas, constituyen una fuente o trampa de nutrientes y compuestos t´oxicos a trav´es de procesos de adsorci´on, quelaci´on, intercambio i´onico o co-precipitaci´on (Gunkel, 2003; Zambrano et al., 2005). Todas estas reacciones est´an reguladas por factores f´sicos y qu´micos que removilizan estos compuestos a la columna de agua, generando niveles de toxicidad mayores a los que pose´an cuando estaban ligados. Estos factores corresponden a cambios en el pH, el potencial Redox o la concentraci´on de ox´geno disuelto, incremento de la salinidad, presencia de agentes complejantes y alteraciones en las condiciones f´sicas del material s´olido (Gonz´alez et al., 2006; Peralta y Le´on, 2006). Los sedimentos son considerados “archivos” y su exploraci´on se considera m´as relevante cuando la columna supera los 10-15 cm, dado que proporciona informaci´on sobre la cantidad y calidad de la materia sedimentada (Wetzel, 2001). Con estos datos puede inferirse la distribuci´on espacial de algunos contaminantes, la estructura de poblaciones bacteria-

nas y bent´onicas, el contenido de polen, tolitos, metales pesados y otros componentes que son estudiados por la paleolimnolog´a. Los s´olidos sedimentables son clasicados en tres categor´as –arcillas, limos y arenas– que var´an en tama˜no desde 2 a 50 μm, y su velocidad de sedimentaci´on puede alcanzar valores t´picos del orden de 1, 10 y 100 m/d´a, respectivamente. Los procesos de dep´osito son afectados por el nivel del agua, el tiempo de residencia, la temperatura, la morfometr´a y la cantidad de sedimento previamente depositado en el embalse (Leite, 1998; Rosas, 2001). Esta fracci´on qu´micamente activa presenta una tendencia general de distribuci´on en la que las part´culas gruesas se sedimentan en la cola del embalse y las de material m´as no se depositan cerca de la presa (Mera, 1994). Los sedimentos superciales o recientes juegan un papel esencial en los procesos que regulan la disponibilidad de nutrientes en el embalse. Diferentes estados de oxidaci´on del N (amonicaci´on, nitricaci´on) y del P (fosfatos), incrementan la velocidad de intercambio en la interface agua-sedimento, acompa˜nada de eventos de hipoxia y anoxia (Ram´rez y Pizarro, 2005). Esta condici´on es compensada con el consumo del ox´geno disuelto disponible en la columna de agua, proceso llamado demanda b´entica de ox´geno y regulado por la temperatura, la bioturbaci´on y la profundidad (Villegas, 1997). En algunos casos, la concentraci´on de f´osforo en los primeros mil´metros de sedimento es superior

Los sedimentos del embalse de La Fe (Colombia) a la presente en la columna de agua, logrando ser liberado seg´un el nivel de oxigeno. En el hipolimnio oxigenado, se produce una difusi´on de f´osforo en un gradiente de concentraci´on entre ambos medios; en condiciones de anoxia, el f´osforo sedimentario es liberado r´apidamente hacia la columna de agua y se presenta disminuci´on del pH (Peralta y Le´on, 2006; De Anda y Maniak, 2007). Por constituir un dep´osito de trazas met´alicas, los sedimentos llegan a presentar elevada toxicidad, alta persistencia y r´apida acumulaci´on de estos materiales, lo que representa un peligro potencial de contaminaci´on para la salud humana (Palacio, 2007). Su toxicidad se debe en parte a su alta anidad por grupos amino y a su capacidad de remplazar otros metales que participan en la actividad enzim´atica, inuyendo en procesos siol´ogicos y metab´olicos de los organismos. Los perles verticales de sedimentos sugieren entonces la secuencia hist´orica de la intensidad de la contaminaci´on y el dep´osito de materiales, mientras la distribuci´on horizontal es usada para evaluar fuentes locales de poluci´on (Kamau, 2001). Sobre la caracterizaci´on de sedimentos en embalses de Colombia, se reportan algunos estudios como Mera (1994), Villegas (1997) y Ni˜no y Guillot (2004). Las tasas de sedimentaci´on han sido estudiadas por Ram´rez y Nore˜na (2001) y Vargas y Ram´rez (2002) y sobre an´alisis de sedimento por Nore˜na y Ram´rez (2004). Para el embalse La Fe se reporta la investigaci´on de Vargas y Ram´rez (2002) donde se establece la ausencia de evidencias signicativas sobre alg´un tipo de patr´on de dep´osito del material sedimentado y que los mayores aportes corresponden a material inorg´anico, posiblemente debido a la mineralizaci´on in situ o a la resuspensi´on. No se reportan investigaciones sobre topigmentos o la presencia de metales pesados en el agua o sedimentos y su incidencia sobre la din´amica del cuerpo de agua. De acuerdo con C´ordoba (2006) y Vergara (2005), el patr´on t´ermico es poco variable en el embalse La Fe en respuesta a una atelomixis parcial (mezcla incompleta, irregular y de corta duraci´on) que muestra un epilimnio poco denido y un hipolimnio bastante extenso, con anoxia a partir de los 12-16 m. El perl de luz tambi´en presenta pocas diferencias entre puntos del em-

67

balse, alcanzando los 10 m de profundidad m´axima. Igualmente, las investigaciones de Hernani y Ram´rez (2002) y Vergara (2005), revelan la existencia de estraticaci´on qu´mica (CO2 , conductividad el´ectrica y pH), as´ como periodos prolongados de anoxia e hipoxia en la columna de agua de este embalse, posiblemente debido al periodo relativamente alto de retenci´on hidr´aulica (m´as de 2 meses). Considerando entonces que los efectos f´sicos de los sedimentos corresponden al aumento de la turbidez y la sedimentaci´on (disminuci´on de la producci´on primaria, colmataci´on), que su dimensi´on reactiva radica en la carga qu´mica acumulada y que los sedimentos tienen una variabilidad espacial y temporal debida a la cantidad y caracter´sticas del material s´olido, en esta investigaci´on se plantean las siguientes preguntas: ¿Dada la caracter´stica hip´oxica y an´oxica del hipolimnio en la cola y la presa del embalse, existen en el perl vertical del sedimento diferencias signicativas de demanda b´entica, textura y concentraci´on de nutrientes, metales pesados, topigmentos y materia org´anica? y ¿Cu´al es la variaci´on de la conductividad el´ectrica, pH, temperatura y ox´geno disuelto en la interface agua-sedimento entre estaciones de muestreo? Si los sedimentos de la zona de presa del embalse son arcillosos y las interacciones en la interface agua-sedimento se presentan bajo condiciones an´oxicas, se prev´e que la caracterizaci´on f´sica, qu´mica y biol´ogica de la columna de sedimentos de esta estaci´on de muestreo presenta diferencias signicativas respecto a la cola del embalse, mostrando un contenido de materia org´anica superior al 10 %, bajas concentraciones de clorola a y valores altos de demanda b´entica, de feopigmentos y de metales pesados. ´ MATERIAL Y METODOS ´ Area de estudio La zona de captaci´on del embalse La Fe se ubica entre las coordenadas 6◦ 12 − 5◦ 59 Norte y 75◦ 35 − 75◦ 28 Oeste; cubre un a´ rea de 173 km2 con alturas que oscilan entre los 2175 y 3000 msnm. El embalse fue llenado en 1973

68

Arias y Ram´rez

y se sit´ua en su totalidad en la formaci´on vegetal bosque muy h´umedo, montano bajo seg´un el sistema de Holdridge (bmh-MB). Pertenece a las Empresas P´ublicas de Medell´n E.S.P. y recibe las aguas de las quebradas Las Palmas, Potreros, La Miel y Esp´ritu Santo por gravedad y aportes de los r´os Pantanillo, Piedras y Buey por mecanismo de bombeo. Las aguas del r´o Pantanillo (3000 l/s) son tratadas previamente por el sistema de lodos activados en una planta de tratamiento localizada en el municipio de El Retiro, disminuyendo el aporte de material particulado, pero no del material disuelto. El per´metro del embalse est´a poblado por la macr´ota Egeria densa y las vertientes con pino (Pinus patula) y cipr´es (Cupressus lusitanica). Bajo la inuencia del batolito antioque˜no, los suelos son arcillosos, de color

rojo y pardo rojizo, ricos en materia org´anica y nitr´ogeno total, muy a´ cidos (pH entre 4.4 y 4.5) y grandes jadores de f´osforo. Los desechos provenientes de las actividades ganadera y agr´cola son vertidos a las quebradas, cuyas aguas desembocan en el embalse. Otros detalles de la descripci´on del a´ rea de captaci´on y del embalse pueden consultarse en Sierra y Ram´rez (2000) y en Hernani y Ram´rez (2002). Caracterizaci´on de los sedimentos En mayo y agosto de 2006, se extrajeron columnas de sedimento en dos estaciones de muestreo del eje longitudinal de la represa La Fe: E-1 (Presa) y E-2 (Cola del Embalse) (Fig. 1). Se utiliz´o un extractor de sedimentos tipo “corer” de

Figura 1. Mapa del embalse La Fe con la ubicaci´on aproximada de las dos estaciones de muestreo. Map of La Fe reservoir with the approximate location of the two sampling stations.

Los sedimentos del embalse de La Fe (Colombia) 56 mm de di´ametro y 600 mm de longitud, marca Uwitec. De cada estaci´on fueron extra´das tres muestras de material sedimentario para ser estudiadas as´: muestra 1 para los an´alisis f´sicos y qu´micos, muestra 2 para las pruebas de demanda b´entica y muestra 3 para la evaluaci´on cristalogr´aca y granulom´etrica (12 muestras en total). Cada muestra fue protegida de la luz directa por medio de una envoltura oscura que cubr´a el extractor. En el agua sobrenadante de la interface agua-sedimento (≈ 5 cm) fueron medidas in situ la temperatura (◦ C) y el ox´geno disuelto (mg/l) con un equipo multiparam´etrico YSI modelo 52CE. El pH y la conductividad el´ectrica (μS/cm) fueron medidos con equipos digitales PH 2000 y WTW LF330, respectivamente. El l´quido fue envasado sin previa ltraci´on, en botellas oscuras procurando no reoxigenar la muestra. Cada columna de sedimento fue dividida en tres secciones (Inferior, Media, Superior) de 1015 cm de altura de acuerdo con la cantidad de material colectado. Las muestras fueron almacenadas a 3 ◦C en bolsas oscuras de sellado herm´etico y rotuladas por estaci´on, secci´on y fecha. En cada secci´on de sedimento, los an´alisis f´sicos y qu´micos incluyeron medidas de NT, P2 O5 , K2 O, CaO, MgO, materia org´anica, pH, humedad, densidad, conductividad el´ectrica y concentraci´on de metales pesados. En las muestras l´quidas de la interface agua-sedimento fueron cuanticados N Kjeldahl, N amoniacal, NO−3 , PT y PO3− 4 . Estas mediciones siguieron las recomendaciones de APHA (1995) y algunas normas NTC (Tabla 3). Se realizaron dos ensayos de demanda b´entica de ox´geno por secci´on de sedimento en cada estaci´on de muestreo (12 en total) siguiendo el Sistema Batch utilizado por Villegas (1997). La concentraci´on de ox´geno disuelto se midi´o cada 30 minutos durante 12 horas a una temperatura promedio de 19 ◦C. La tasa de consumo de ox´geno se obtuvo a partir del producto de la pendiente de la curva de consumo de ox´geno-tiempo (obtenida del ajuste por m´nimos ´ cuadrados) y la relaci´on Volumen/Area del reactor (200 l/m2 ). En los an´alisis cristalogr´acos del sedimento se emple´o un difract´ometro RIGA-Q con un paso angular en 2 θ de 0.05◦ (5◦ a 70◦ ) y 3 s de conteo por paso. El polvo policrista-

69

lino fue el m´etodo empleado en la difracci´on de RX para identicar minerales cristalinos en un porcentaje superior al 1 %, utilizando el programa XPAS Powder Diffraction y la base de datos PDF-4-2004. Las fracciones granulom´etricas del sedimento fueron estimadas con el m´etodo de densimetr´a de Bouyoucos citado por Le´on Arteta (2001) y Arauzo et al. (2005), usando el hexametafosfato de sodio (NaPO3 )6 como agente dispersante. Los topigmentos activos y degradados fueron evaluados con la metodolog´a de Esteves y Camargo (1982) para las muestras s´olidas y de Sartory & Grobbelaar (1984) para las muestras l´quidas, utilizando etanol 96 % como agente extractor. El recuento del tobentos de la interface agua-sedimento fue realizado en c´amaras de sedimentaci´on Uterm¨ohl mediante el uso de un microscopio invertido LEITZ DIAVERT; los resultados fueron expresados en ind/l seg´un las recomendaciones de Ram´rez (2000). An´alisis estad´stico Se utilizaron m´etodos descriptivos como medidas de tendencia central (media aritm´etica) y dispersi´on absoluta (desviaci´on est´andar) y relativa (coeciente de variaci´on) de los datos. Para evaluar la signicancia de las diferencias encontradas entre muestreos, estaciones y secciones de sedimento respecto a concentraciones de clorola a y feopigmentos, se llev´o a cabo un an´alisis factorial de varianza de 3 × 3, previa vericaci´on de los supuestos requeridos (normalidad, homoscedasticidad y aleatoriedad de los datos); la concentraci´on de clorola a fue sometida a transformaci´on logar´tmica. Los datos de las variables f´sicas y qu´micas del agua sobrenadante fueron igualmente sometidos a un an´alisis de varianza de dos v´as. Estos an´alisis fueron efectuados en el programa Statgraphics Plus, versi´on 4.0.

RESULTADOS Descriptores biol´ogicos Los datos de topigmentos (Tabla 1) muestran valores medios de clorola a bajos y muy varia-

70

Arias y Ram´rez

Tabla 1. Valores de los estad´sticos de tendencia central y dispersi´on para los descriptores clorola a y feopigmentos en la interface (μg/l) y en secciones de sedimento (μg/g p.h. –peso h´umedo–) en cada estaci´on de muestreo. Values for the central tendency statistics and dispersion for chlorophyll a and phaeopigments descriptors in the water-sediment interface (μg/l) and sediment sections (μg/g wet weight) in each sampling station. Variable Secci´on Interface agua-sedimento Superior Media Inferior

Clorola a

Feopigmentos

Estaci´on

Media

CV ( %)

Media

CV ( %)

E-1

01.14

144.75

222.11

58.43

E-2

10.04

092.01

108.46

53.65

E-1

01.18

120.45

020.80

05.29

E-2

00.63

089.85

016.14

35.54

E-1

01.53

110.51

015.77

19.23

E-2

00.41

173.21

023.21

30.36

E-1

01.88

043.71

012.82

22.14

E-2

01.89

076.53

011.35

07.76

bles en ambas estaciones, contrario al comportamiento de los feopigmentos que mostraron cierta similitud en sus concentraciones y coecientes de variaci´on bajos. Las mayores concentraciones de pigmentos activos se encontraron en las capas m´as profundas, mientras en la interface y la capa superior del material s´olido, los feopigmentos tuvieron una mayor participaci´on que la clorola a. El an´alisis de varianza mostr´o s´olo diferencias signicativas de la concentraci´on de feopigmentos entre secciones de sedimento (α = 0.032), siendo la capa inferior estad´sticamente diferente. Se encontr´o un total de 21 g´eneros toplanct´onicos de los cuales 16 pertenecen a la divisi´on Bacillariophyta (76.3 % del total), una a la divisi´on Dinophyta (4.7 %) y cuatro a la divisi´on Chlorophyta (19 %). En ambas estaciones, la interface agua-sedimento estuvo dominada por diatomeas, principalmente de los g´eneros Cyclotella (729 000 ind/l), Navicula (469 000 ind/l) y Gomphonema (196 000 ind/l), seguidos por desmidi´aceas del g´enero Staurastrum (544 000 ind/ml) y Netrium (137 000 ind/l) y dinoagelados del g´enero Ceratium (539 000 ind/l). La E-2 present´o una mayor riqueza de diatomeas (17 g´eneros) que E-1 (9 g´eneros, 1 854 000 ind/l), pero con una densidad menor (1 060 000 ind/l). Descriptores f´sicos y qu´micos En la interface agua-sedimento los registros obtenidos (Tabla 2) indican estaciones con tempera-

tura media de 19 ◦C, pH a´ cido y bajo contenido de iones en soluci´on. Los valores del coeciente de variaci´on no superaron el 10 %, salvo el de la conductividad el´ectrica (24.31 %) y el ox´geno disuelto (19.52 %) en E-1. La ANOVA mostr´o diferencias estad´sticamente signicativas para el ox´geno disuelto entre muestreos (α = 0.036) y entre estaciones (α = 0.000). El N total Kjeldahl y el N amoniacal en la interface presentaron valores inferiores al l´mite de detecci´on (0.03 mg/l), mientras los nitratos en E-2 alcanzaron valores 34 veces m´as altos que los medidos en E-1 (4.36 mg/l). La mayor concentraci´on de P total se encontr´o en la presa (6.5 mg/l); en la cola del embalse la concentraci´on de f´osforo soluble reactivo fue 46 veces mayor que en la presa (0.05 mg/l) Los sedimentos presentan un color marr´on oscuro, un alto contenido de agua (> 60 %) y una capa supercial semi-l´quida. Los resultados de las pruebas f´sicas y qu´micas de las secciones de sedimento (Tabla 3), muestran que algunas variables en E-1 como N total, P2 O5 , K2 O, CaO, MgO, materia org´anica, humedad y pH, tienden a disminuir hacia la zona media para luego aumentar hacia las capas m´as profundas. La conductividad el´ectrica mostr´o una tendencia a disminuir con la profundidad, lo que indicar´a una menor cantidad de iones disueltos en los estratos inferiores del sedimento. El pH del material s´olido vari´o desde 5.22 hasta 7.01 unidades en E-1 y desde 5.85 a 5.98 unidades en E-2, observ´andose una menor variaci´on en esta estaci´on

71

Los sedimentos del embalse de La Fe (Colombia) Tabla 2. Valores de los estad´sticos de tendencia central y dispersi´on para las variables f´sicas y qu´micas evaluadas in situ en la interface agua-sedimento en cada estaci´on de muestreo. Values for the central tendency statistics and dispersion for physical and chemical variables evaluated in situ in water-sediment interface in each sampling station. Variable

Estaci´on Media CV ( %)

Temperatura (◦ C) Ox´geno Disuelto (mg/l) Conductividad El´ectrica (μS/cm) pH (unidades de pH)

E-1 E-2 E-1 E-2 E-1 E-2 E-1 E-2

18.60 19.00 01.07 12.07 61.22 47.23 06.57 06.82

05.07 09.53 19.52 02.53 24.31 07.73 02.39 00.90

(1.13 %). El valor medio del pH en ambas estaciones fue muy similar (5.9 unidades) indicando caracter´sticas a´ cidas del sedimento. El porcentaje medio de materia org´anica en ambas estaciones fue bajo; en E-1 el valor m´as alto se obtuvo en la secci´on inferior, mientras para E-2 fue en la secci´on media. Las variables P2 O5 , CaO, Zn y humedad, tuvieron menor concentraci´on media

en E-2 y coecientes de variaci´on bajos respecto de E-1. El porcentaje de MgO, materia org´anica y ceniza, al igual que la conductividad el´ectrica, fue superior en E-2. Los an´alisis indican niveles muy bajos de N total y K2 O, no superando los umbrales m´nimos de detecci´on. Los an´alisis de absorci´on at´omica en E-1 mostraron que Cr y Pb tienen una variaci´on similar a los otros descriptores analizados, disminuci´on de la supercie a la capa media e incremento desde la secci´on central hacia la profunda, siendo importante la variaci´on entre capas (Cr = 24.2 %; Pb = 22 %). Ambos metales presentaron valores medios muy inferiores respecto del encontrado para el Ni (1614.8 μg/g), el cual presenta un importante incremento en su concentraci´on hacia las capas m´as profundas y un coeciente de variaci´on bastante alto (158.1 %). El Cd no super´o el l´mite de detecci´on de la t´ecnica de an´alisis (< 0.05 mg/kg) en ninguna muestra. Un ordenamiento decreciente del contenido de metales traza en E-1 ser´a Ni > Cr > Pb > Cd; para E-2, el orden ser´a Cr > Ni > Pb > Cd (Tabla 3).

Tabla 3. Valores porcentuales y de concentraci´on de las variables f´sicas y qu´micas evaluadas en las secciones de sedimento de las estaciones de muestreo. Percentages and concentration values for the physical and chemical variables evaluated in the sediment sections of the sampling stations. Variable

T´ecnica

Estaci´on Presa (E-1)

Norma S.I.

S.M.

S.S.

Media

Estaci´on Cola del Embalse (E-2) CV ( %)

S.I.

S.M.

S.S.

Media

< 0.02

–

% N-Total

Kjeldahl

NTC 370

0000.10 000.07 000.10 0000.09

021.35

< 0.02 < 0.02

% P2 O5

Fotometr´a

NTC 234

0000.27 000.22 000.66 0000.38

062.67

000.18 000.20 0000.24 0000.20

CV ( %) – 015.64

% K2 O

E.C.

N.A.*

0000.47 000.17 000.52 0000.39

050.13

% CaO

E.C.

N.A.*

0000.50 000.23 000.34 0000.35

038.11

% MgO

E.C.

N.A.*

0000.49 000.34 000.47 0000.43

019.60

000.55 000.49 0000.55 0000.53

006.60

% Zn

E.C.

N.A.*

0000.20 000.12 000.12 0000.14

030.85

000.07 000.08 0000.08 0000.08

002.63 017.99

N.D.

N.D.

N.D.

–

000.11 000.10 0000.20 0000.14

– 040.94

% M.O.

Oxidaci´on

NTC 5167

0005.92 005.18 005.77 0005.62

006.96

006.76 008.13 0005.67 0006.85

% Cenizas

Gravimetr´a

NTC 5167

0078.43 083.15 079.32 0080.30

003.12

082.74 083.25 0081.91 0082.64

000.80

% Humedad

Gravimetr´a

NTC 5167

0066.80 065.43 075.86 0069.36

008.17

061.49 062.94 0070.30 0064.91

007.28

pH

Potenciometr´a SSLMM-42-2-92 0007.01 005.22 005.72 0005.98

015.44

005.98 005.85 0005.89 0005.91

001.13

C.E. (μS/cm)

Potenciometr´a SSLMM-42-2-92 0033.85 122.20 143.40 0099.82

058.21

431.00 830.50 6730.00 2663.80

132.41

Densidad (g/cm) Gravimetr´a

NTC 5167

0000.47 000.48 000.49 0000.48

002.08

000.49 000.50 0000.46 0000.48

004.31

0048.71 031.73 051.28 0043.91

024.20

122.56 111.18 0112.07 0115.27

005.49

Cr (μg/g p.s.)

E.A.A.

SM 3111B

Cd (μg/g p.s.)

E.A.A.

SM 3111B

Pb (μg/g p.s.)

E.A.A.

SM 3111B

0035.01 023.65 036.31 0031.66

022.00

048.79 012.85 0002.52 0021.39

113.50

Ni (μg/g p.s.)

E.A.A.

SM 3111B

4563.10 165.80 115.50 1614.80

158.10

071.15 091.85 0089.53 0084.18

013.47

N.D.

N.D.

N.D.

–

–

N.D.

N.D.

N.D.

–

–

CONVENCIONES: S.I.: Secci´on Inferior. S.M.: Secci´on Media. S.S.: Secci´on Superior. CV: Coeciente de Variaci´on NTC: Norma T´ecnica Colombiana. E.C.: Electroforesis Capilar. N.A.*: No Aplica (m´etodo adaptado o desarrollado por el GIEM (Grupo Interdisciplinario de Estudios Moleculares). N.D.: No Detectado. SSLMM-42-2-92: Soil Survey Laboratory Methods Manual Reporte No. 42, Versi´on 2.0, 1992. p.s.: peso seco. E.A.A.: Espectrofotometr´a de Absorci´on At´omica. S.M.: Standard Methods.

72

Arias y Ram´rez

Tabla 4. Valores absolutos, medios y de dispersi´on relativa para la demanda b´entica (g·m−2 ·dia−1 de O2 ) en secciones de sedimento en cada estaci´on de muestreo. Absolute, average, and relative dispersion values for the bentic demand in sediment sections in each sampling station. Estaci´on Presa E-1 Cola del Embalse E-2

Secci´on Inferior

Secci´on Media

Secci´on Superior

2.03

1.01

1.84

5.52

3.39

3.23

3.55

1.26

2.37

2.36

1.34

1.64

Los resultados de la demanda b´entica de ox´geno (Tabla 4) indican una tasa promedio de consumo de ox´geno de 2.84 g·m−2 ·d´a−1 en la presa y de 2.09 g · m−2 · d´a−1 en la cola del embalse, con coecientes de variaci´on de 56 % y 41.4 %, respectivamente. El ajuste lineal (r2 ) entre el consumo de ox´geno y el tiempo puede considerarse bueno (E-1: 0.96; E-2: 0.98). El mayor valor fue obtenido en la capa inferior de ambas estaciones, mientras los registros m´as bajos se presentaron en la secci´on media del sedimento, conservando esta tendencia entre las pruebas realizadas. La temperatura promedio fue de 18.7 ◦C (E-1) y 19.3 ◦C (E-2), valores muy pr´oximos a los registros de temperatura in situ y a las recomendaciones de la prueba. El ox´geno disuelto en el agua sobresaturada fue consumido hasta un valor promedio de 0.72 g/ml en un tiempo experimental de 12 horas. Los an´alisis cristalogr´acos cualitativos mostraron compuestos inorg´anicos de s´lice como las fases dominantes en todas las capas de sedimento de ambas estaciones. Estos compuestos cristalinos corresponden a o´ xido de s´lice o cuarzo (SiO2 ), sulfuro de s´lice (SiS2 ), silicato de hidr´oxido de hierro (Fe3 Si2 O5 (OH)4 ) y silicato de o´ xido de aluminio (Al2 O3 -SiO2 ). El an´alisis de textura del sedimento mostr´o predominio de las arcillas en E-1 y de los sustratos limosos en E-2, tal como se muestra en la gura 2. ´ DISCUSION Los topigmentos presentaron una marcada diferencia cuantitativa en su distribuci´on tanto vertical como horizontal, con una tendencia general de aumento de la concentraci´on de clorola a y disminuci´on de pigmentos degradados con la

Media

CV ( %)

2.84

56.1

2.09

41.4

profundidad del sedimento. Estas diferencias entre pigmentos fotosint´eticos activos y degradados pueden explicarse por las caracter´sticas de extinci´on de luz solar en las estaciones de muestreo. La radiaci´on fotosint´eticamente activa en E-1 alcanza los 10-11 m en la columna de agua, con un coeciente de atenuaci´on lum´nica K de 0.66 m−1 (C´ordoba, 2006), por lo cual la luz incidente en la columna de 28 m de profundidad no alcanza los sedimentos y es atenuada en los primeros metros de la columna de agua; se limita as´ la capacidad fotosint´etica de las algas presentes en el sedimento con la consecuente degradaci´on de sus pigmentos fotosint´eticamente activos. La atelomixis parcial de la columna de agua (Vergara, 2005; C´ordoba, 2006) reduce las posibilidades de transporte del material resuspendido en el sedimento y de los organismos presentes en el hacia capas superiores donde la luz no sea un factor limitante. La existencia de una mayor capa productiva en la interface agua-sedimento en E-2 (Tabla 1) est´a relacionada con la mayor penetraci´on de la luz (K = 0.29 m−1 ) y con el cintur´on de macr´otas que rodea esta zona del embalse (C´ordoba, 2006). Aunque Egeria densa contribuye a aumentar la transparencia y la profundidad o´ ptica por retenci´on de gran parte de los sedimentos aportados por los auentes (Vargas y Ram´rez, 2002), la poca profundidad de la estaci´on (7 m) permite la resuspensi´on del material s´olido por acci´on de botes, lanchas y posiblemente peces bent´onicos, debido a su ubicaci´on en el a´ rea de inuencia del Parque Recreativo Los Salados. Se esperar´a entonces que la luz incidente act´ue como factor limitante del proceso fotosint´etico en estos sedimentos y explique el efecto negativo que provoca al disminuir las concentraciones de clorola a y aumente la participaci´on de los feopig-

73

Los sedimentos del embalse de La Fe (Colombia)

Porcentaje por Sección de Sedimento

70

58,7

58,7

60

60,4

Sección Superior 50

40

Sección Media 40,0

Sección Inferior

33,3 30

21,3

20,0

20

10

6,3 1,3

0

ARENA

ARCILLA

LIMO

a. Estación E-1 80

Porcentaje por Sección de Sedimento

71,7

70,0

70

66,7

Sección Superior 60

Sección Media

50

Sección Inferior

40

30

27,1

27,1

27,1

20

10

6,3 1,3

2,9

0

ARENA

LIMO

ARCILLA

b. Estación E-2

Figura 2. Resultado de las pruebas de textura en las secciones de sedimento. a. Estaci´on E-1 (Presa). b. Estaci´on E-2 (Cola del Embalse). Texture tests results for the sediment sections. a. Station E-1 (dam). b. Station E-2 (tail end).

mentos (Ram´rez y Pizarro, 2005). Se considera que la alta concentraci´on de clorola a est´a asociada con la presencia de abundante materia org´anica en los sedimentos (Rosas, 2001), situaci´on que no concuerda con los resultados obtenidos en ambos sitios de muestreo (Tablas 1 y 3). No existen criterios claros que permitan establecer la contaminaci´on por metales pesados de sedimentos, en especial en sistemas lacustres tropicales. Sin embargo, comparando los datos de

este estudio con los valores de referencia reportados por Rosas (2001) y PRODIA (2004) que denen intervalos de contaminaci´on, se observa que s´olo el valor medio del Ni en ambas estaciones supera estos l´mites. Las altas concentraciones de este metal pueden deberse a procesos de transporte atmosf´erico y actividades antr´opicas (Urrutia et al., 2002) o a que haga parte de los minerales presentes en la zona y drenados al embalse por la escorrent´a en la e´ poca de llu-

74

Arias y Ram´rez

via. Aunque el Ni en los ecosistemas acu´aticos suele estar en forma soluble, s´olo una baja cantidad forma complejos poco estables en el sedimento (Labunska et al., 2000), contrario a lo observado en la capa inferior donde el contenido result´o ser signicativamente mucho mayor respecto a las capas superiores del sedimento. Esto indicar´a la estabilizaci´on qu´mica de esta secci´on debido a la adsorci´on permanente de iones Ni2+ sobre part´culas s´olidas de minerales arcillosos, dominantes en un 60.4 % del material s´olido. Mientras que Ni y Pb fueron los metales dominantes en E-1, el Cr present´o su mayor concentraci´on en E-2, posiblemente originada en los aportes antr´opicos y de actividades industriales y agr´colas de la cuenca. El bajo contenido de otros metales puede ser causado por la resuspensi´on del sedimento que provoca la resolubilizaci´on de estos compuestos hacia la columna de agua y su transporte hacia otras a´ reas del embalse. Estas diferencias estacionales no s´olo dependen de fuentes antropog´enicas y litog´enicas, sino tambi´en de la textura del sedimento, puesto que su concentraci´on media de metales pesados se encuentra muy ligada a los par´ametros granulom´etricos y a su composici´on mineral (Arauzo et al., 2005). Los minerales y silicatos de Al de las arcillas en E-1 poseen supercies con cargas negativas que pueden ser compensadas por cationes adsorbidos (Rosas, 2001) como Ni, Pb o´ Zn. El Pb en un rango de pH entre 5 y 7, tiende a adsorberse al material arcilloso y a la materia org´anica (Rosas, 2001) con una mayor predisposici´on de dep´osito en direcci´on a la presa (Tabla 3). Las bajas concentraciones de Pb en el estrato superior del sedimento en E-2 indicar´an que este metal tiene poca anidad con los sustratos limosos o que el aporte al´octono se ha visto reducido. Sin embargo, teniendo en cuenta que el Pb es un metal de vida media larga y peligroso para la salud (Zambrano et al., 2005), cualquier aumento en su movilizaci´on es importante y requiere la implementaci´on de programas de monitoreo y control. Sin embargo, los valores medios reportados por Zambrano et al. (2005) –Pb:30.4, Ni:29.4, Cr:33.3 mg/g)– para los sedimentos de la Presa Aguamilpa (M´exico), son muy superiores a los encontrados en este estudio. Otras investigaciones presentan re-

sultados inferiores, como los de Urrutia et al. (2002) en sedimentos de tres lagos andinos de Chile y Baldantoni et al. (2004) en el lago Averno (Italia) en los que hallaron concentraciones de 2.95 μg/g para Pb y 3.31 μg/g para Cr. Las diferencias en textura del sedimento afectan no s´olo el contenido natural de metales pesados, sino tambi´en la cantidad de materiales org´anicos presentes. A un menor tama˜no del grano, mayor acumulaci´on de materia org´anica, por tanto las fracciones representadas por el limo y las arcillas tienen de 27 a 30 veces m´as contenido de carbono org´anico que la fracci´on arenosa, condici´on que puede ser atribuida al incremento del a´ rea supercial de dichas part´culas (Calva & Torres, 2000; Arauzo et al., 2005). No obstante, los resultados experimentales no permiten denir un patr´on de distribuci´on de la materia org´anica, ya que solo se observ´o una tendencia hacia mayores porcentajes en las secciones inferiores y un porcentaje en E-1 menor al hallado en E-2. Este hallazgo posiblemente se deba a las caracter´sticas granulom´etricas de cada estaci´on o a que se ha llegado a un l´mite de la cantidad relativa de materia org´anica que es posible fosilizar en el sistema (Parra, 2005). Este bajo contenido org´anico en la supercie del sedimento podr´a explicarse a partir de lo que Gunkel (2003) llama temperatura de “incubadora” de los lagos tropicales que permite que el material org´anico presente en el sedimento se descomponga a altas velocidades a´un mientras se hunde en la columna de agua, bajo la inuencia de la variaci´on de la temperatura y la radiaci´on solar; por ello, la concentraci´on de materia org´anica en estos lagos es menor y su mineralizaci´on mucho m´as alta y r´apida que la de sus equivalentes en zonas templadas. Al ser reducida la materia org´anica, diferentes formas del s´lice pueden llegar a constituir la fracci´on m´as importante del sedimento (Parra, 2005) como se encontr´o en las muestras del embalse La Fe. La disponibilidad en el n´ucleo o en la interface aguasedimento de s´lice reactivo soluble (SiO2 ), potencialmente regula el crecimiento y la diversidad de las diatomeas (Wetzel, 2001). Aun desconociendo las concentraciones de SiO2 y silicatos en la columna de sedimento, una gran cantidad del s´lice particulado podr´a corresponder a

Los sedimentos del embalse de La Fe (Colombia) Si biog´enico asociado con fr´ustulas de diatomeas vivas o muertas, cuyos individuos fueron los de mayor representaci´on en este estudio (76.3 %). El s´lice amorfo de las diatomeas frecuentemente se establece en el sedimento mediante la condensaci´on bioqu´mica del s´lice disuelto, al formar complejos con oxihidr´oxidos de Fe o Al (silicatos) o a trav´es de la hidr´olisis de minerales de arcilla (Wetzel, 2001; Isaji, 2003). Teniendo presente que el Si biog´enico est´a ligado al crecimiento de las diatomeas (Isaji, 2003), en an´alisis cuantitativos del sedimento se esperar´a encontrar una mayor concentraci´on de Si amorfo y una menor concentraci´on de s´lice soluble en el agua de la presa donde hubo una mayor densidad de diatomeas. Algunos g´eneros algales encontrados en este estudio como Eunotia, Pinnularia y Frustulia resultan muy comunes en cuerpos de aguas blandas de alta montan˜ a cuyo lecho rocoso est´a dominado por compuestos de s´lice (Negro & De Hoyos, 2005). El bajo contenido de materia org´anica y las condiciones o´ xicas de las estaciones, reducen la amonicaci´on e intensican la fase de nitricaci´on en la interface agua-sedimento. La hipoxia en E-1 (1.07 mg/l) origina una concentraci´on de nitratos (4.36 mg/l) comparativamente menor respecto a la hallada en la cola del embalse (149.3 mg/l) con mayor disponibilidad de ox´geno disuelto (12.07 mg/l), condici´on e´ sta que favorece la nitricaci´on especialmente en la columna de agua y en la supercie del sedimento (Wetzel, 2001). Las altas concentraciones de nitrato observadas pueden deberse tambi´en a aportes importantes de nitr´ogeno provenientes de la fertilizaci´on de suelos agr´colas en algunas partes de la cuenca, adem´as de que el medio a´ cido donde se encuentran los sedimentos origina una r´apida y abundante formaci´on de nitratos mediante oxidaci´on biol´ogica (9.7×109 u.f.c. –unidades formadoras de colonias– encontradas). En forma semejante, la din´amica del f´osforo guarda relaci´on con la disponibilidad de ox´geno. Las condiciones anaer´obicas favorecen la liberaci´on del P desde el sedimento (Kassila et al., 2001) como se encontr´o en la interface (6.5 mg/l P2 O5 ) y en el material s´olido (0.38 % P2 O5 ) de la presa donde se liber´o m´as f´osforo hacia la columna

75

de agua gracias a la condici´on de hipoxia de E-1. Este resultado diere de lo encontrado por Peralta y Le´on (2006) en el sentido de que el nivel de f´osforo en los primeros mil´metros de sedimento es superior al presente en la columna de agua. Por el contrario, las condiciones o´ xicas tienen un efecto positivo sobre la adsorci´on del P en forma de Fe(OOH) ≈ P o CaCO3 ≈ P (Kassila et al., 2001). El ox´geno disuelto disponible en E-2 favorecer´a la formaci´on de estos complejos y por tanto las bajas concentraciones de f´osforo en el sedimento (0.2 %) y en la interface (1.53 mg/l); adem´as la gran cantidad de Egeria densa y el periton asociado a ella, pueden adsorber cantidades importantes de f´osforo desde los sedimentos y la columna de agua, reduciendo la concentraci´on en estos compartimientos. El ujo de los ortofosfatos desde el sedimento a la columna de agua puede ser el resultado de remineralizaci´on microbiol´ogica, descomposici´on de materia org´anica (Castro y Campos, 2005) o cambio en las condiciones qu´micas de cada n´ucleo (O2 y pH) durante su extracci´on, transporte y an´alisis en el laboratorio. Posiblemente esto u´ ltimo determin´o los bajos niveles de f´osforo soluble en ambas estaciones de muestreo. Los resultados de demanda b´entica de ox´geno indican una alta tasa de consumo de ox´geno por parte de los sedimentos, tanto en la entrada como en la presa del embalse. Esta tendencia sigue los estudios en laboratorio que resultan mayores a los registros in situ, debido a la dicultad para recrear las condiciones naturales del sedimento y el control de variables ambientales que afectan este compartimiento, como temperatura, turbidez, luz y velocidad de ujo en la interface agua-sedimento (Villegas, 1997). La demanda b´entica de ox´geno obtenida puede ser resultado de un r´apido consumo de ox´geno al inicio de las pruebas por mineralizaci´on de la materia org´anica remanente, con disminuci´on de la velocidad en las siguientes horas luego de la estabilizaci´on del material s´olido. La entrada de agua por bombeo al hipolimnio de la zona de presa, al mismo tiempo que aporta ox´geno, puede causar resuspensi´on y aumentar el a´ rea supercial org´anica en contacto con el agua de la interface (Wisniewski, 1991). Este mismo fen´omeno

76

Arias y Ram´rez

podr´a presentarse en E-2 por acci´on de los botes y corrientes subsuperciales de los auentes. Por tanto, en un sistema oligotr´oco como el embalse La Fe (V´asquez, 2001) con aportes m´nimos de ox´geno y con mineralizaci´on relativamente constante, la tasa de consumo puede ser muy alta. Seg´un la ley de Van’t Hoff incrementos de 10 ◦C de temperatura en las partes bajas de los cuerpos de agua tropicales, duplican o triplican la velocidad del consumo de ox´geno en comparaci´on con sistemas de otras latitudes (Palacio, 2007). Sin embargo, la tasa de consumo puede considerarse lenta respecto a otras investigaciones con metodolog´as similares, donde el tiempo de gasto de ox´geno hasta condiciones casi an´oxicas oscil´o entre cinco y seis horas, en comparaci´on con las 12 horas de este estudio y a pesar de que la demanda b´entica de ox´geno promedio en cada estaci´on result´o casi equivalente al valor encontrado en esas pruebas (Villegas, 1997: 2.85 g · m−2 · d−1 ). CONCLUSIONES Los resultados experimentales de esta investigaci´on no permiten aceptar la hip´otesis planteada. A las preguntas formuladas se puede responder que: 1) a pesar del cumplimiento parcial de algunos supuestos planteados en el perl vertical de sedimentos (concentraci´on de nutrientes, metales pesados y topigmentos), las diferencias entre estaciones de muestreo y profundidad del sedimento no fueron estad´sticamente signicativas; y 2) la hipoxia de la interface agua-sedimento en E-1 result´o estad´sticamente muy diferente respecto del ox´geno disuelto disponible en E-2. Las diferencias encontradas entre estaciones radican en el ox´geno disuelto y la textura del sedimento: ox´geno disponible y part´culas m´as grandes en la entrada del embalse dinamizaron el ujo de nutrientes en la interface agua-sedimento por descomposici´on de la materia org´anica, sumado a la adsorci´on de Cr por parte de minerales limosos; condiciones hip´oxicas y sustratos arcillosos en la presa, permitieron mayor concentraci´on de metales pesados y bajo intercambio de nutrientes en esta estaci´on. Con excepci´on del Ni, los me-

tales traza evaluados est´an dentro de los l´mites de concentraci´on en sedimentos que reducen el riesgo de contaminaci´on y alteraci´on de la calidad del agua. Las algas dominantes en la interface fueron diatomeas de los g´eneros Cyclotella, Navicula y Gomphonema, posiblemente en relaci´on con la disponibilidad de s´lice en el medio que permite el establecimiento de estas poblaciones.

AGRADECIMIENTOS A Empresas P´ublicas de Medell´n E.S.P. por facilitar el ingreso al embalse; a la Universidad de Antioquia por facilitar la infraestructura para los an´alisis; al grupo de Limnolog´a B´asica y Experimental (LimnoBasE) del Instituto de Biolog´a de la Universidad de Antioquia por la nanciaci´on del proyecto y a Rois Gonz´alez, Yohana Agudelo y William Zapata en la log´stica de campo.

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´ ´ Ciclo anual del nitrogeno y el fosforo en el embalse Paso Bonito, Cienfuegos, Cuba Carmen Betancourt 1,∗ , Roberto Su´arez 2 y Liliana Toledo 1 1

Centro de Estudios Ambientales de Cienfuegos. Calle 17, esq. Ave 46 s/n, Reparto Reina, Cienfuegos 55100, Cuba. 2 Universidad de Cienfuegos. Carretera a Rodas km 3. C.P. 55100 Cienfuegos, Cuba. 2

∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

2

Recibido: 28/6/08

Aceptado: 12/11/08

ABSTRACT Nitrogen and phosphorus annual cycle in the Paso Bonito reservoir (Cienfuegos, Cuba) The Paso Bonito reservoir is a source of supply for the city of Cienfuegos and part of the city of Santa Clara. Concentrations of nitrogen and phosphorous in the reservoir and their relationships with the watershed and reservoir management were analyzed on seven dates between September 2006 and November 2007. The reservoir’s management was evaluated with respect to water inuxes and discharges and the water residence time. In the water column near the reservoir discharge intake the ratio of dissolved inorganic nitrogen to phosphorus indicated that phytoplankton growth was most commonly co-limited by nitrogen and phosphorus or by phosphorus alone. Fifty-two percent of the phosphorous measurements classied the reservoir as eutrophic. Only N-NH4 and PT concentrations changed signicantly with depth. Eighty seven percent of the N-NO3 values, as well as N-NH4 during the month of October, indicated water contamination according to the Cuban Regulation used. These results were expected due to watershed and reservoir management. Finally, some issues related to reservoir management are discussed. Key words: Nitrogen, phosphourous, reservoir, watershed, Paso Bonito.

RESUMEN Ciclo anual del nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse Paso Bonito (Cienfuegos, Cuba) El embalse Paso Bonito, es fuente de abastecimiento de la ciudad de Cienfuegos y parte de la ciudad de Santa Clara. Las concentraciones de nitr´ogeno y f´osforo en el embalse y sus relaciones con la cuenca vertiente y el tipo de gesti´on fueron evaluadas en una campa˜na de siete muestreos efectuados entre Septiembre de 2006 y Noviembre de 2007. En la columna de agua del punto de toma del embalse la relaci´on entre el nitr´ogeno inorg´anico disuelto y el f´osforo total indican que el crecimiento del toplancton fue com´unmente limitado por nitr´ogeno y f´osforo o por f´osforo u´ nicamente. El 52 % de las mediciones de f´osforo clasican al embalse como eutr´oco. Tan s´olo las concentraciones de N-NH4 y PT cambian signicativamente con la profundidad. El 87 % de los valores de N-NO3 y del N-NH4 del mes de Octubre indica contaminaci´on del agua de acuerdo con la Regulaci´on Cubana que se utiliza. Estos resultados eran los esperados debido a la gesti´on de la cuenca y del embalse. Finalmente, se dicuten algunos aspectos de la gesti´on del embalse. Palabras clave: Nitr´ogeno, f´osforo, embalse, cuenca, Paso Bonito.

80

Betancourt et al.

´ INTRODUCCION La eutrofizaci´on de los embalses constituye un serio problema ambiental teniendo en cuenta los m´ultiples usos de sus aguas. Puede producir alteraci´on de las propiedades organol´epticas del agua, corrosi´on de equipos hidroel´ectricos, trastornos en los procesos de tratamiento por disminuci´on del contenido de ox´geno, acumulaci´on del amon´aco en la columna de agua y resuspensi´on de ciertos metales (Fe, Mn), adem´as de afectar la din´amica ecol´ogica de los cuerpos de agua (CEPIS, 2001). Los embalses son altamente dependientes de los procesos que ocurren en su entorno. Su estado, as´ como las comunidades que lo habitan, son en su gran mayor´a, una consecuencia de las caracter´sticas de la cuenca de drenaje y de las actividades que en ella se realizan (Seo & Canale, 1999; Wetzel, 2001). Su estado tr´ofico depende fundamentalmente de la carga de nutrientes que recibe, de su morfometr´a y del tiempo de residencia del agua en el mismo (Vollenweider, 1969, Dillon & Rigler, 1975, Salmaso et al., 2003). Los procesos de estraticaci´on t´ermica y mezcla est´an vinculados con la respuesta del embalse. La forma de la cubeta y punto de desag¨ue son fundamentales, porque determinan el tipo de mezcla en la masa de agua. El embalse Paso Bonito es utilizado como fuente de abastecimiento de la ciudad de Cienfuegos al centro Sur de Cuba y una parte de la ciudad de Santa Clara. Por su importancia tanto social como econ´omica es objeto de investigaci´on. Durante los a˜nos 2006 y 2007, se estudiaron los patrones de la temperatura, ox´geno disuelto, potencial redox y pH (Betancourt et al., 2009). En este estudio el embalse present´o un patr´on polim´ctico durante el a˜no 2007 provocado por lluvias intensas, mientras que durante el 2006 (a˜no caracterizado por escasas precipitaciones), se observ´o estratificaci´on t´ermica durante todo el verano, a pesar del embalse recibir vol´umenes de agua 2.6 veces superior a su capacidad de almacenamiento. El patr´on de distribuci´on de ox´geno disuelto fue de tipo

clin´ogrado, con potenciales redox negativos y altos valores de hierro durante la estraticaci´on t´ermica del embalse (Betancourt et al., 2009). El presente trabajo tiene como objetivo determinar las concentraciones de f´osforo y nitr´ogeno en la supercie, medio y fondo de la columna de agua del punto de toma y vincular el comportamiento de estos elementos con aspectos referidos al manejo de la cuenca y del embalse.

Figura 1. Localizaci´on del a´ rea de estudio. Location of the study area.

81

El nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse de Paso Bonito ´ MATERIALES Y METODOS ´ Area de estudio El Embalse Paso Bonito se ubica al Sureste de la provincia de Cienfuegos, regi´on Centro-Sur de Cuba (Fig. 1) y fue construido en 1975. En este embalse se acumulan las aguas procedentes del r´o Hanabanilla, al cual se le incorpora el arroyo Navarro con abundantes sedimentos, y las aguas procedentes de una hidroel´ectrica que se alimenta del embalse Hanabanilla a trav´es de un t´unel. Su cuenca est´a ubicada en una zona de monta˜na y premonta˜na, lo cual facilita la erosi´on y el transporte de contaminantes. En la Tabla 1 se muestran algunas caracter´sticas morfom´etricas de la cuenca y del embalse.

Las concentraciones de nitr´ogeno amoniacal (NNH4 ) se determinaron por formaci´on de indofenol azul, el nitr´ogeno de nitrito (N-NO2 ) por diazotaci´on con sulfanilamida, el nitr´ogeno de nitrato (N-NO3 ) por reducci´on con hidracina, el f´osforo de ortofosfato (P-PO4 ) se cuantic´o por formaci´on de un complejo azul con molibdato de amonio y el f´osforo total (PT ) por reducci´on con a´ cido asc´orbico. Todos los ensayos se realizaron seg´un las especicaciones de APHA (1998). Los ensayos se realizaron sin ltrar las muestras por lo que incluyen los nutrientes suspendidos y disueltos. Los l´mites de cuanticaci´on (LC) expresados en mg/l, fueron N-NH4 ; 0.045, N-NO2 ; 0.001, N-NO3 ; 0.006, P-PO4 ; 0.005, PT ; 0.013. Los valores menores que el l´mite de cuanticaci´on se consideraron cero para la confecci´on de los gr´acos.

Muestreo y ensayos Otros procedimientos Se realizaron siete muestreos a partir de Septiembre de 2006 hasta Noviembre de 2007, durante los meses de principio y nal de los per´odos de mezcla (Noviembre, Diciembre, Febrero, Mayo) y estraticaci´on t´ermica (Septiembre, Octubre, Julio). Las muestras se tomaron en los niveles supercie (0 m), medio (5 m) y fondo (10 m) en la columna de agua del punto de toma del embalse, con una botella Niskin de 5 litros de capacidad.

El c´alculo de la relaci´on NiT :PT se realiz´o considerando s´olamente el nitr´ogeno inorg´anico total (NiT ). Las especies N-NO3 y N-NH4 se consideran las formas de nitr´ogeno biol´ogicamente asimilables. La clasicaci´on del estado tr´oco se realiz´o seg´un los criterios de OECD (1982), citado por CEPIS (2001). Esta clasicaci´on considera oligotroa para concentraciones menores que

Tabla 1. Caracter´sticas morfom´etricas del embalse seg´un datos tomados del archivo de la Delegaci´on de Recursos Hidr´aulicos en Cienfuegos. Morphometric characteristics for the reservoir according to data taken from the Delegaci´on de Recursos Hidr´aulicos en Cienfuegos. ´ Area de la cuenca (km2 )

065.00

Altitud media de la cuenca (m)

187.00

Altitud del embalse (m)

086.30

Volumen (hm3 )

008.00

Area (km2 )

001.25

Cota del canal trasvase (msnm)

079.75

Cota punto de toma (msnm)

076.50

Diferencia de altura entre el canal trasvase y el punto de toma (m)

003.25

Escorrent´a media anual (hm3 )

037.60

Longitud del r´o principal (km)

016.50

Profundidad m´axima (m)

019.50

Profundidad media (m)

006.50

L´nea de costa (km)

09.56

Betancourt et al.

10 μg/l de PT , mesotroa para un intervalo de 10-30 μg/l, eutroa entre 35-100 μg/l e hipertroa para valores superiores a 100 μg/l.Los criterios incluyen adem´as valores de clorofila a, transparencia y f´osforo para la clasicaci´on tr´oca de los lagos y embalses. En este caso particular s´olo se consider´o el criterio referido al f´osforo. Se sigui´o el criterio propuesto por Morris & Lewis (1988) para evaluar la relaci´on NiT :PT (Nitr´ogeno inorg´anico disuelto : F´osforo total), como indicador del nutriente que limita la productividad del sistema. Estos autores consideran limitaciones de nitr´ogeno cuando la relaci´on es menor que 0.5, para el intervalo 0.5-4.0, ambos limitan y para valores superiores a 5 es el f´osforo el nutriente limitante. Para establecer la existencia de interacciones signicativas de dos variables seleccionadas sobre una tercera variable de inter´es, se aplic´o an´alisis de varianza factorial y unifactorial a todas las variables en estudio, vericando en cada uno el cumplimiento de los supuestos y aplicando en los casos posibles las alternativas no param´etricas; en los casos en los que no se cumplieron los requisitos de los an´alisis, se realiz´o el an´alisis descriptivo de los resultados, con el apoyo de los gr´acos de perles. La calidad del agua se evalu´o mediante la Norma Cubana (NC), (1986) que regula los requisitos de las fuentes de abastecimiento para el consumo humano. Esta Norma considera que concentraciones de N-NH4 y de N-NO2 superiores a 0.388 mg/l y 0.003 mg/l respectivamente, indican contaminaci´on del agua. Para identicar los problemas en el manejo de la cuenca se realiz´o un diagn´ostico que incluy´o, fundamentalmente, recorridos y entrevistas a trabajadores y pobladores del lugar, as´ como recopilaci´on de informaci´on de las diferentes instituciones ubicadas en la misma. La informaci´on relacionada con el manejo del embalse se obtuvo de la base de datos de la Direcci´on del Instituto de Recursos Hidr´aulicos. A partir del n´umero de animales existentes en la cuenca se calcul´o la carga contaminante aportada seg´un los criterios de Castagnino (1982) (Tabla 2).

Tabla 2. Cargas de NT y PT producidas por cada animal de los principales tipos de ganado (Datos seg´un Castagnino (1982). Per capita NT and PT loads of common types of livestock (Data from Castagnino (1982).

Ganado vacuno (g/animal-a˜no) Ganado porcino (g/animal-a˜no)

PT *

NT *

7000 3000

54.8 14.6

RESULTADOS Nitr´ogeno y f´osforo en la columna de agua del embalse Nitr´ogeno inorg´anico El intervalo de NiT encontrado en el embalse oscil´o entre 0.007 y 0.406 mg/l (Fig. 2), el valor m´as alto se observ´o en el fondo en el mes de Octubre de 2006, al nal del per´odo de estraticaci´on t´ermica y el m´as bajo, en la supercie en Octubre de 2007, despu´es de intensas lluvias que provocaron la mezcla del embalse. Las concentraciones de N-NO3 estuvieron en el intervalo de 0.006-0.921 mg/l, los valores m´as Nt (mg/l) 0

0,5

1

1,5

0

Profund idad (m)

82

5

10 15/09/06

16/10/06

13/02/07

02/05/07

18/07/07

18/10/07

21/11/2007 Figura 2. Perfiles de nitr´ogeno inorg´anico total durante el periodo de estudio. Total inorganic nitrogen proles during the study.

83

El nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse de Paso Bonito N-NO2 (mg/l)

N-NO3 (mg/l) 0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0

0,01

0,02

0,03

0,04

0

Profundidad (m)

Profund idad (m)

0

5

5

10

10 15/09/2006

17/10/2006

13/02/2007

02/05/2007

18/07/2007

16/10/2007

20/11/2007

elevados se registraron en el fondo, excepto en el mes de Mayo y Julio que se localizaron en la profundidad intermedia. Para el resto de los meses se observaron concentraciones similares entre la supercie y medio. (Fig. 3). El N-NO2 siempre estuvo presente en el agua en el intervalo de 0.001-0.039 mg/l. En Octubre de 2007 se detectaron los valores m´as elevados de la etapa en estudio, increment´andose gradualmente hacia el fondo (Fig. 4). El 87 % de las mediciones realizadas son mayores que 0.003 mg/l, valor que indica contaminaci´on del agua seg´un la Norma Cubana (NC) (1986). Los registros m´as bajos fueron en Febrero, mientras circulaba el embalse aunque no se observ´o una regularidad en su comportamiento. Para el N-NH4 se detectaron valores en el intervalo de 0.045-0.961 mg/l, los valores m´as altos se encontraron en el fondo. Durante los meses de Septiembre de 2006 y Octubre de 2007 se registraron las mayores concentraciones (Fig. 5), que correspondieron con el per´odo de una estraticaci´on t´ermica marcada y estable, seg´un Betancourt et al., (2009). En el mes de Septiembre a partir de una profundidad de 5 m, la concentraci´on registrada indic´o contaminaci´on del agua seg´un NC, (1986), fe-

17/10/2006 02/05/2007

18/07/2007 20/11/2007

18/10/2007 NC

Figura 4. Evoluci´on temporal de los perles de nitrito. Temporal changes in the nitrite proles.

n´omeno que se registra en toda la columna en el mes de Octubre de 2006; en estos meses el nitr´ogeno amoniacal aporta una mayor contribuci´on al NiT , alcanzando proporciones entre el 56 % y el 99.55 %. N-NH4 (mg/l) 0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0

Profundidad (m)

Figura 3. Evoluci´on temporal de los perles de nitrato. Temporal changes in nitrate proles.

15/09/2006 13/02/2007

5

10 15/09/2006 13/02/2007 18/07/2007 20/11/2007

16/10/2006 02/05/2007 17/10/2007 NC

Figura 5. Evoluci´on temporal de los perles de amonio. Temporal changes in the ammonia proles.

84

Betancourt et al. 0,4

Pt (mg/l) 0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

Media de Pt (mg/l)

Profund idad (m)

0

5

0,3

0,2

0,1

0

10

0

15/09/06 13/02/07 18/07/07 21/11/07 Mesotrófico

17/10/06 02/05/07 16/10/07 Oligotrófico Eutrófico

Figura 6. Evoluci´on temporal de los perles de f´osforo total. Temporal changes in the total phosphorus proles.

0,001-0,445

>0,445

Rango de NH4 (mg/l)

Superficie

Medio

Fondo

Figura 7. Relaciones por profundidades entre el amonio y el f´osforo total. Relationships by depths between ammonia and total phosphorus.

F´osforo El 19 % de las mediciones de PT clasic´o al embalse como oligotr´oco, el 19 % mesotr´oco, el 52 % eutr´oco y el 14 % hipertr´oco, seg´un los criterios de OECD, (1982). Este indicador fue superior al P-PO4 , lo cual implica la presencia de otras especies qu´micas de f´osforo. El intervalo de valores registrados se ubic´o entre 0.013-0.232 mg/l y las concentraciones m´as altas se registraron en el fondo del embalse. (Fig. 6).

amonio se alcanzaron durante el per´odo en que el embalse permaneci´o estraticado t´ermicamente, cuando se liberaron altas concentraciones de hierro (Betancourt et al., 2009) que pudieron provocar la precipitaci´on del f´osforo. El P-PO4 estuvo en el intervalo de 0.0050.172 mg/l. (Fig. 8). S´olo se detect´o en la columna de agua en los meses de Octubre de 2007, Mayo, Septiembre y en la supercie, en el mes Julio. Sus bajos valores coincidieron con altas concentraciones de hierro.

Interacci´on entre el f´osforo total, nitr´ogeno amoniacal y profundidad

Relaci´on NiT : PT

En el estudio de las interacciones entre las variables evaluadas s´olo result´o de inter´es la interacci´on del N-NH4 a diferentes profundidades sobre el PT . En la gura 7 se muestra que los valores medios m´as altos de PT corresponden al fondo del embalse, registr´andose el valor m´as alto cuando las concentraciones de N-NH4 estuvieron en el intervalo comprendido entre 0.001-0.445 mg/l. Para concentraciones de amonio superiores a 0.445 mg/l, los valores medios de PT en las profundidades disminuyeron hasta cifras similares a las registradas en la supercie. Estos valores de

Considerando el criterio propuesto por Morris & Lewis (1988), el 52.4 % de las mediciones estuvo limitado por el f´osforo, el 42.9 % por ambos nutrientes y s´olo una medici´on realizada en la supercie registr´o limitaci´on por nitr´ogeno (Fig. 9). La limitaci´on por f´osforo predomina en el fondo e intermedio, y por nitr´ogeno, en la supercie. En los meses de Febrero, Mayo, Noviembre y Octubre de 2007 fueron registrados procesos de mezcla en el embalse (Betancourt et al., 2008), observ´andose con mayor predominancia, la limitaci´on por ambos nutrientes, mientras que en los

85

El nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse de Paso Bonito 100

0,3

NiT :PT

Media de Pt (mg/l)

0,4

0,2

Limitación por P

10

Limitación combinada

1

0,1

Limitación por N

0 0

0,001-0,445

>0,445

Rango de NH4 (mg/l)

Superficie

Medio

Fondo

Figura 8. Evoluci´on temporal de los perles de fosfato durante el periodo estudiado. Temporal changes in the phosphate proles during the study.

meses que ocurri´o estraticaci´on t´ermica, predomin´o la limitaci´on por f´osforo. Entrada y salida de agua al embalse Las entradas y salidas de agua en el embalse se muestran en las figuras 10 y 11 respectivamente. El mayor aporte de agua procede de la generaci´on de energ´a, (159.5 hm3 /a˜no), mientras que la escorrent´a (35.5 hm3 /a˜no) representa porcentajes bajos del total de la entrada (menores que el 40 %). Esta baja escorrent´a es una de las consecuencias de la construcci´on y explotaci´on del embalse Hanabanilla ubicado aguas arriba de Paso Bonito. Los mayores vol´umenes de salidas (Fig. 11) corresponden con el trasvase de agua hacia el embalse Avil´es (124.8 hm3 /a˜no) a trav´es de un canal. Otras salidas fueron la extracci´on para el consumo humano, estimados en 67.4 hm3 /a˜no, y el control de avenidas con un vertido de 10.4 hm3 /a˜no, el punto de salida m´as supercial del embalse corresponde con la que se utiliza para el trasvase de agua y est´a situada a 3.25 m por encima del punto de toma (Tabla 1). El agua que se incorpora por la generaci´on de energ´a, procede del embalse Hanabanilla y antes

0,1 Sep-06

Dic-06

Mar-07

Jun-07

Superficie

Medio

Fondo

Oct-07

Figura 9. Relaciones entre el nitr´ogeno inorg´anico y el f´osforo total. Las l´neas horizontales indican niveles de la raz´on de NiT y PT sugeridos por Morris and Lewis (1988) para diferenciar entre limitaci´on por nitr´ogeno o f´osforo para el fitoplancton. Relationships between NiT and PT . The horizontal lines indicate DiT :TP ratios suggested by Morris and Lewis (1988) to differentiate between nitrogen and phosphorus limitation of phytoplankton.

de incorporarse al embalse Paso Bonito, es utilizada en una hidroel´ectrica donde pudiera elevarse su temperatura. En su trayecto hacia el embalse se transporta por un t´unel soterrado que podr´a facilitar la conservaci´on del calor facilitando as´ su transporte supercial hacia el canal trasvase ubicado en un lateral del mismo (Fig. 1b) La calidad de esta agua fue estudiada durante la d´ecada 1989-2000 por S´anchez (2000), determin´andose valores de NiT en un intervalo de 0.2800.598 mg/l y de f´osforo total (PT ) en el intervalo de 0.035-0.078 mg/l; lo cual indic´o oligo-mesotrofia para el nitr´ogeno y eutrofia para el f´osforo. Para evaluar la influencia de la entrada de agua al embalse con la estabilidad del mismo, se compararon los vol´umenes incorporados con el patr´on de estratificaci´on t´ermica (Betancourt et al., 2009), correspondiente a similar etapa de estudio, observ´andose que en Octubre de 2006 el embalse recibi´o 20.2 hm3 del agua procedente de la generaci´on, un valor 2.5 veces superior al volumen del embalse, mientras que la escorrent´a fue baja (0.135 hm3 ). Esta situaci´on no produjo la ruptura de la termoclina.

86

Betancourt et al. 25

20

20 3

Volum en (hm )

3

Volum en (h m )

15 15

10

10

5 5

0

0

S/06 N/06 E/07 M/07 M/07 J/07 S/07 N/07 Meses

S/06 N/06 E/07 M/07 M/07 J/07 S/07 N/07 Meses Generación

Escurrimiento

Figura 10. Volumen de agua entrado en el embalse seg´un su origen. Water ow into the reservoir according to their source.

Sin embargo, en Octubre de 2007 la incorporaci´on por generaci´on fue de 13.8 hm3 y la escorrent´a ascendi´o a 7.44 hm3 , rompi´endose la termoclina y mezcl´andose el embalse. De lo anterior se puede deducir que, la estabilidad del embalse guarda una vinculaci´on estrecha con su manejo y con la ocurrencia de precipitaciones abundantes. Cuando la escorrent´a es peque˜na y la entrada de agua por concepto de generaci´on es grande, los altos vol´umenes de salidas de agua (Fig. 11) que se producen por el canal trasvase ubicado en un lateral del embalse, pueden favorecer la circulaci´on supercial y lateral, sin provocar la mezcla en la columna de agua del punto de toma que se localiza en el centro y cerca del muro de la presa. El valor medio del tiempo de residencia del agua en el embalse (14.9±3.43 d´as) se obtuvo mediante el cociente del volumen de agua almacenada por el ujo de salida (Foy, 1992; Sivadier et al., 1994; Straskraba et al., 1995). Seg´un Wetzel (2001), tiempos de residencia similares se pueden clasicar como cortos favoreciendo los procesos de mezcla. Otros autores han encontrado estraticaci´on t´ermica d´ebil para tiempos de residencia de igual orden (Nadim et al., 2007). Sin embargo, a pesar del tiempo de

Trasvase

Entrega

Vertimiento

Figura 11. Volumen de agua salido del embalse. Water discharges from the reservoir

residencia observado en este embalse, se pone de maniesto una estraticaci´on t´ermica estable en el punto de toma (Betancourt et al., 2009), que es interrumpida en el per´odo estudiado, s´olo cuando ocurren lluvias intensas. Procesos signicativos identicados en el manejo de la cuenca Fuentes contaminantes en la cuenca Paso Bonito 1. Peque˜nas poblaciones (608 hab. en total) que tratan sus residuales mediante fosa s´eptica y algunas viviendas que vierten directamente a corrientes superciales, constituyen aporte de nitr´ogeno y f´osforo. Tabla 3. Estimaci´on de la carga de nutrientes al embalse seg´un el tipo de ganado. Estimation of the nutrient loads to the reservoir from each type of livestock.

Porcino Vacuno Total

N aportado kg/d´a

P aportado kg/d´a

024 kg/d´a 900 kg/d´a 924 kg/d´a

004.9 kg/d´a 115.6 kg/d´a 120.5 kg/d´a

El nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse de Paso Bonito Tiempo de retención

25

Días

20 15 10 5

7 /0

7 N

/0 S

07 J/

7 /0

/0 7 M

7 M

/0

6 E

/0 N

S

/0

6

0

Meses Figura 12. Tiempo de residencia del agua en el embalse. Water residence times in the reservoir.

2. Ganado vacuno y porcino cuyos residuales son parcialmente tratados. El ganado vacuno se cr´a de forma extensiva y constituye un aporte difuso. En la Tabla 3 se presenta la carga de f´osforo y nitr´ogeno estimada. 3. Cultivo de tabaco en ambas m´argenes del r´o Hanabanilla, con uso de fertilizantes y pesticidas. Presencia de cultivos temporales como el arroz, y otros permanentes (mango y naranja). 4. Predominio de cultivos a favor de la pendiente, lo que facilita la erosi´on y el arrastre de componente del suelo hacia el embalse. 5. Reparaciones, de caminos y carreteras con incumplimiento de las normas establecidas para el movimiento de tierra, que favorece la incorporaci´on de sedimentos al embalse.

´ DISCUSION Los valores elevados de N-NH4 y su mayor proporci´on respecto al NiT , durante la estraticaci´on t´ermica (Octubre 2006), pueden ser causados por su liberaci´on desde los sedimentos, considerando que la escorrent´a ese mes estuvo bastante deprimida (Fig. 10). Seg´un Knox et al., (1981), la ma-

87

yor proporci´on es considerada como un indicativo de nitr´ogeno reciclado procedente de procesos de mineralizaci´on desde los sedimentos; tambi´en se ha correlacionado con el estado tr´oco de los embalses (Beutel, 2006). Otros investigadores han planteado que en ausencia de ox´geno disuelto, como sucede en el fondo de este embalse (Betancourt, et al., 2009), las concentraciones liberadas desde el fondo aumentan (Al Bakrid & Chowdhury, 2006, Beutel et al., 2008). El f´osforo, al igual que el amonio, puede ser liberado desde los sedimentos. Autores como Chowdhury & Al bakri (2006), encontraron que la liberaci´on de f´osforo al agua puede representar hasta el 93 % del total de f´osforo incorporado a un embalse. En este trabajo se encontraron las concentraciones m´as altas de f´osforo en el fondo, que tambi´en pudieran estar relacionadas con su liberaci´on desde los sedimentos. Las concentraciones de nitr´ogeno encontradas en la columna de agua durante la estraticaci´on t´ermica, en el mes de Octubre de 2006, la clasicaci´on tr´oca del 66 % de las mediciones de PT as´ como el d´ecit de ox´geno en la zona hipolimn´etica (Betancourt et al., 2009) y la aparici´on de especies clorof´ceas, especialmente las que pertenecen al orden Chlorococcales, durante el a˜no 2006, (Comas et al., 2007), apuntan a una clasicaci´on eutr´oca de las aguas del embalse Paso Bonito. Considerando lo antes expuesto, as´ como la carga de nitr´ogeno y f´osforo aportada por la cuenca (Tabla 3), y la calidad del agua que recibe procedente de la generaci´on de energ´a, se hace necesario pensar en una correcta gesti´on, tanto en la cuenca de alimentaci´on como en el embalse. Recientemente se ha valorado por parte de la Gerencia del Agua en la provincia de Cienfuegos la ubicaci´on de una toma de agua m´ovil para facilitar la succi´on del agua en las capas m´as superciales durante per´odos de afectaciones de la calidad de la misma. De esta forma disminuir´an las dicultades con su tratamiento, y se garantizar´a la entrega de un recurso de mayor calidad. Sin embargo, puede potenciar los efectos de eutrozaci´on y comprometer a´un m´as la calidad del agua para consumo humano a largo plazo. Se estima que en el mes de Octubre de 2007 se extra-

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Betancourt et al.

jeron por el punto de toma ubicado a 7.73 m de profundidad, 0.605 t de NiT y 1.800 t de PT , carga de nutrientes extra´dos que disminuir´a considerablemente en caso que el punto de toma se trasladara para zonas m´as superciales. James et al. (2003), encontraron una relaci´on inversa entre el tiempo de residencia y la concentraci´on de NiT , mientras que un trabajo de Maberly et al. (2003) revelaba que solamente el 20 % de un grupo de lagos estudiados con tiempo de residencia corto ten´an el f´osforo limitante. Palau (2003) recomienda controlar los tiempos de residencia para el control de la eutrozaci´on. En el caso del embalse estudiado, el tiempo de residencia corto (Fig. 12) no guarda relaci´on con los procesos de mezcla y estraticaci´on como se plante´o en los resultados de este trabajo. Al parecer, el canal de trasvase ubicado en un lateral del embalse (Fig. 1b), en una posici´on m´as superficial que el punto de toma, con mayores vol´umenes de salida, as´ como la entrada de porcentajes elevados de agua procedente de la generaci´on de energ´a, con una temperatura que pudiera ser superior a la del embalse, parecen ser aspectos a tener en cuenta en su manejo si se desea que los procesos de mezcla se verifiquen con mayor frecuencia en la columna de agua de la obra de toma. La extracci´on de agua procedente de capas superficiales con la toma m´ovil puede aumentar las concentraciones de NiT y PT en el hipolimnion durante la estraticaci´on t´ermica. Como consecuencia se puede producir un aumento de la concentraci´on de estos nutrientes en la columna de agua durante los procesos de mezcla del embalse, que a su vez, estimular´a el crecimiento del toplancton, aumentando la anoxia hipolimn´etica y con ello la liberaci´on de nutrientes, materia org´anica y metales desde los sedimentos. Recientemente se han detectado procesos que dicultan el tratamiento del agua para el consumo humano, por la resuspensi´on de materia org´anica, presencia de metales como el hierro y manganeso y tambi´en por la aparici´on de especies toplanct´onicas como la diatomea Aulacoseira granulata que provoc´o obstrucciones en los ltros al nal del verano de 2006 (Comas et al., 2007). Es evidente la necesidad de implementar medidas correctoras para que la eutro-

zaci´on se mantenga dentro de los l´mites permisibles. Para lograrlo es fundamental la reducci´on en el origen de los nutrientes. Despu´es de una disminuci´on potencial de la carga externa, es necesario mitigar las concentraciones de nutrientes liberados desde los sedimentos. La instalaci´on de una toma m´ovil es una buena pr´actica, pero debe estar combinada con extracciones de agua hipolimn´etica. Otra variante, aunque es costosa y puede provocar la resuspensi´on de sedimentos, es la oxigenaci´on del agua hipolimn´etica. El estudio adicional de la hidrodin´amica del embalse, permitir´a un conocimiento m´as integrado para su manejo y contribuir´a a una mejor gesti´on del recurso. Adem´as se hace necesario extender la implementaci´on de medidas correctoras en la cuenca del embalse Hanabanilla, considerando que es la principal fuente de alimentaci´on del embalse Paso Bonito. CONCLUSIONES Seg´un las concentraciones de nitr´ogeno total el embalse se clasifica como mesotr´ofico con tendencia a la eutroa cuando ocurre la estraticaci´on t´ermica, mientras que el 52 % de las mediciones de PT clasican al embalse como eutr´oco. El 52 % de las mediciones estuvo limitado por el f´osforo, el 43 % por ambos nutrientes y s´olo una medici´on realizada en la supercie registr´o limitaci´on por nitr´ogeno, predominando la limitaci´on por ambos nutrientes durante la vericaci´on de procesos de mezcla en el embalse. Se encontr´o interacci´on entre el nitr´ogeno amoniacal y el PT a diferentes profundidades. La aplicaci´on de pr´acticas inapropiadas en la cuenca, provoca incorporaci´on de nutrientes al embalse con afectaciones en la calidad del agua. El tiempo de residencia del agua en el embalse es corto; sin embargo en veranos pocos lluviosos el embalse se estratifica de manera tal que s´olo se rompe la termoclina cuando ocurren intensas lluvias. El manejo del embalse provoca que las mayores concentraciones de nutrientes se extraigan por la toma destinada para el consumo humano. La gesti´on del agua embalsada es una necesidad para evitar procesos de sedimentaci´on en el

El nitr´ogeno y el f´osforo en el embalse de Paso Bonito embalse, as´ como el aumento de las concentraciones de f´osforo y nitr´ogeno

AGRADECIMIENTO Los autores agradecen el apoyo de Vicente S´anchez, t´ecnico de la empresa Hidr´aulica Paso Bonito para la realizaci´on de este trabajo. Igualmente, los autores quieren expresar su agradecimiento al Profesor W. A. Wurtsbaugh por las sugerencias realizadas en el manuscrito y que han mejorado substancialmente el alcance de los resultados obtenidos. ´ BIBLIOGRAFIA AL BAKRI, D. & M. CHOWDHURY. 2006. Internal nutrient ux in an inland water supply reservoir, New South Wales, Australia. Lakes & Reservoirs: Research and Management, 11: 39-45. APHA-AWWA-WPCF. 1998. Standard methods for the examination of water and wastewater. 20th ed. Washington, DC. 22648 pp. BETANCOURT, C., R. SUAREZ & L. TOLEDO. 2009. Patrones de distribuci´on de variables f´sicoqu´micas en el embalse Paso Bonito, Cienfuegos, Cuba. Limnetica, 28: 23-34. BEUTEL, M. W. 2006. Inhibition of ammonia release from anoxic profundal sediments in lakes using hypolimnetic oxygenation. Ecological Engineering, 28: 271-279. BEUTEL, M. W., A. J. HORNE, W. D. TAYLOR, R. F. LOSEE, & R. D. WHITNEY. 2008. Effects of oxygen and nitrate on nutrient release from profundal sediments of a large, oligo-mesotrophic reservoir, Lake Mathews, California. Lake and Reservoir Management. (In press). CASTAGNINO, W. A. 1982. Investigaci´on de modelos simplicados de eutrocaci´on en lagos tropicales. Organizaci´on Panamericana de la Salud, Centro Panamericano de Ingenier´a Sanitaria y Ciencias del Ambiente. Versi´on revisada. 27 pp. CEPIS (Centro Panamericano de Ingenier´a Sanitaria y Ciencias Ambientales). 2001. Metodolog´a simplicada para la evaluaci´on de eutrozaci´on en lagos c´alidos tropicales. Programa Regional. CEPIS/HPE/OPS. 63 pp.

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Betancourt et al.

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c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

´ ´ ´ Microcrustaceos planctonicos y caracter´sticas limnologicas de dos lagunas pampeanas (Buenos Aires, Argentina) Emilio Javier Garibotti 1,∗ , Patricia Marta Cervellini 2 , Mar´a Cintia Piccolo 1,3 1 Instituto Argentino de Oceanograf´a-CONICET, C.C. 804, B8000FWB, Bah´a Blanca, Provincia de Buenos Aires, Argentina. 2 Depto. Biolog´a, Bioqu´mica y Farmacia, Universidad Nacional del Sur. San Juan 670, B8000DIC, Bah´a Blanca, Provincia de Buenos Aires, Argentina. 3 Depto. Geograf´a y Turismo, Universidad Nacional del Sur. 12 de octubre y San Juan, C.P. (8000) Bah´a Blanca, Provincia de Buenos Aires, Argentina. 2 ∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

2

Recibido: 11/10/08

Aceptado: 7/1/08

ABSTRACT Planktonic microcrustaceans and limnological characteristics of two pampean lagoons (Buenos Aires, Argentina) In the Pampean Region, there are numerous lagoons of diverse forms, sizes and hydrography. The knowledge about these ecosystems in these lagoons is limited, especially about the plankton present in them. For this reason, the planktonic microcrustaceans and their relationship with the limnological conditions have been studied for two lagoons of the southwest of the Buenos Aires province, Argentina (Unamuno and Calder´on lagoons) between October and December of 2006. A study site was selected for each lagoon. Every fty days biological and physico-chemical samples were taken and environmental parameters were measured. Seven taxa were registered. The density uctuated between 221 and 1703 ind/l in Unamuno and between 41 and 1401 ind/l in Calder´on. Moina eugeniae Olivier 1954 and Boeckella poopoensis Marsh 1906 were the most abundant species, the absence of rotifers was obvious in both lagoons. Few species dominated and the individuals showed great size. The salinity was 0.39 g/l in Unamuno and 1.69 g/l in Calder´on so they were characterized as oligohalines. High values of suspended sediments were registered in Calder´on. Both lagoons presented low concentrations of silicate and nitrate, and high concentrations of nitrites and phosphates. The silicate concentrations were different between both lagoons. The dominant ions were Na+ and Cl− , so they can be classied as bicarbonate sodium chlorinates. The concentrations of chlorophyll a were important indicating a high algal biomass. These lagoons were different regarding their depth and the concentration of nutrients and ions, as well as the richness and abundance of species. It was clear that the abiotic factors, such as as salinity, were inuential over the specic composition. This study offers information on the limnologic, physical, and chemical conditions of two lagoons of the Pampean Region and on the planktonic microcrustaceans that live in these ecosystems. Key words: Zooplankton, lagoons, physical-chemical parameters, Argentina.

RESUMEN Microcrust´aceos planct´onicos y caracter´sticas limnol´ogicas de dos lagunas pampeanas (Buenos Aires, Argentina) En la Regi´on Pampeana se localizan numerosas lagunas de diversas formas, tama˜nos e hidrograf´a. Es limitado el conocimiento que se tiene sobre estos ecosistemas y en particular del plancton presente en ellas. Por este motivo, se han estudiado los microcrust´aceos planct´onicos y su relaci´on con las condiciones limnol´ogicas para dos lagunas del sudoeste de la provincia de Buenos Aires, Argentina (Laguna Unamuno y Laguna Calder´on) entre octubre y diciembre de 2006. Se seleccion´o un sitio de muestreo para cada laguna. Cada 15 d´as se obtuvieron muestras biol´ogicas y sicoqu´micas y se midieron par´ametros ambientales. Fueron registrados siete taxones. La densidad uctu´o entre 221 y 1703 ind/l en la Laguna Unamuno y entre 41 y 1401 ind/l en la Laguna Calder´on. Las especies m´as abundantes en las dos lagunas fueron Moina eugeniae Olivier 1954 y Boeckella poopoensis Marsh 1906, la ausencia de rot´feros se manifest´o para ambos cuerpos de agua. Dominaron pocas especies y los individuos presentaron gran tama˜no. La salinidad fue 0.39 g/l en la Laguna Unamuno y 1.69 g/l en la Laguna Calder´on, por lo que se las pudo caracterizar como oligohalinas. En la Laguna Calder´on se registraron elevados valores de sedimento en suspensi´on. Las lagunas presentaron bajas concentraciones de nitratos y de silicatos y altas concentraciones

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Garibotti et al.

de nitritos y de fosfatos. Las concentraciones de silicatos fueron diferentes para ambas lagunas. Los iones dominantes fueron Na+ y Cl− , comport´andose como bicarbonatadas s´odicas cloruradas. Las concentraciones de clorola a fueron importantes indicando una alta biomasa algal. Estas lagunas se diferenciaron en cuanto a su profundidad y a la concentraci´on de nutrientes e iones, as´ como en la riqueza y abundancia de especies. Se vio que los factores abi´oticos, como el caso de la salinidad, inuenciaron sobre la composici´on espec´ca. Este estudio brinda informaci´on sobre las condiciones limnol´ogicas, f´sicas y qu´micas de dos lagunas de la Regi´on Pampeana y sobre los microcrust´aceos planct´onicos que habitan en estos ecosistemas. Palabras clave: Zooplancton, lagunas, par´ametros sicoqu´micos, Argentina.

´ INTRODUCCION Las lagunas del extenso territorio argentino se pueden agrupar dentro de regiones geogr´acas muy diferentes entre s´. Las distintas caracter´sticas sicoqu´micas y la amplia variaci´on de s´olidos totales e iones disueltos en sus aguas denotan su extensa variabilidad. Los cuerpos de agua del correspondiente estudio se encuentran dentro de la llamada “Regi´on de la Llanura ChacoPampeana” que cubre la porci´on central, norte y este de la Argentina (Drago y Quir´os, 1996). Seg´un Iriondo (2004) a esta zona se la denomina humedal pampeano y cubre una supercie de unos 100 000 km2 de planicies de pampas, constituyendo una de las zonas de humedales m´as extensa de Am´erica del Sur. Muchas lagunas de esta zona son permanentes, generadas por procesos de deaci´on e´olica, un n´umero importante ha sido remodelado por acci´on uvial y en algunos casos se han formado por embalsado natural de escorrent´a, a causa de m´edanos, mont´culos lo´esicos o cordones de conchillas (Quir´os, 2002). Tienen un origen geomorfol´ogico com´un, con un perl t´pico de Pfanne o Wanne (Ringuelet et al., 1965). La profundidad media y m´axima var´a de acuerdo a la supercie inundada. El drenaje, especialmente de las m´as peque˜nas y la canalizaci´on creciente en busca de la utilizaci´on del humedal con nes agr´colas, est´a llevando a que su abundancia y tama˜no disminuya constantemente. Carecen de estraticaci´on t´ermica y por lo tanto poseen una circulaci´on continua todo el a˜no. Son naturalmente eutr´ocas e hipertr´ocas y actual-

mente se encuentran bajo estr´es ambiental ocasionado por el alto contenido de nutrientes en el entorno (Quir´os et al., 2002). La gran mayor´a presenta una hidrograf´a altamente variable dependiente de las precipitaciones in situ, con salinidades muy diversas, las m´as salinas se sit´uan en cuencas hidrogr´acas m´as aisladas (Quir´os y Drago, 1999; Quir´os, et al., 2002). Su concentracio´ n salina permite clasificarlas como lagos subsalinos y salinos y en algunos casos como lagos de agua dulce, estos u´ ltimos dependientes de las precipitaciones que se producen en oton˜ o (Ringuelet et al., 1967; Vervoost, 1967; Fuschini Mej´a, 1994). Los suelos presentan concentraciones importantes de nutrientes lo que se ve reflejado en la alta productividad de sus aguas (Quiro´ s et al., 2002). Uno de los componentes principales de las comunidades biol´ogicas de los sistemas acu´aticos es el zooplancton. Este representa el eslab´on entre el toplancton y los consumidores secundarios (Conde-Porcuna et al., 2004). El estudio cualitativo brinda informaci´on sobre las condiciones generales del ambiente y la funcionalidad de la comunidad. Por otro lado, los datos cuantitativos reejan el grado de productividad del cuerpo de agua y permiten analizar el estado tr´oco caracteriz´andolos en cuanto a la calidad y aprovechamiento de sus aguas (Quir´os, 1991; Boveri y Quir´os, 2002; Quir´os et al., 2002; Rennella y Quir´os, 2002; Sosnovsky y Quir´os, 2003; Rennella y Quir´os, 2006). Los conocimientos de la biodiversidad y la biogeograf´a de lagunas de Sudam´erica son escasos o fragmentarios. El zoo-

Microcrust´aceos y limnolog´a de dos lagunas pampeanas plancton de los cuerpos de agua de la regi´on de la llanura chaco-pampeana se caracteriza por la presencia de rot´feros, clad´oceros y cop´epodos. Se conoce la composici´on del zooplancton sudamericano principalmente en las cuencas de los grandes r´os: Amazonas, Orinoco y del Plata y lagunas costeras de R´o de Janeiro, etc. (Arcifa et al., 1992; Bozelli, 1994; Lewis et al., 1995; Junk, 1997; Arcifa et al., 1998). En Argentina, en la cuenca del Paran´a se ha estudiado la abundancia y biodiversidad de microcrust´aceos, identic´andose diversos g´eneros de clad´oceros y cop´epodos. Se destacan Alona, Bosmina, Moina, Daphnia, Ceriodaphnia y Boeckella, Notodiaptomus, Acanthocyclops, Methacyclops, Microcyclops, respectivamente (Paggi y Jos´e de Paggi, 1990; Paggi, 1993; Jos´e de Paggi y Paggi, 1998). Tambi´en se ha estudiado la taxonom´a, la distribuci´on geogr´aca, determinaci´on de biomasa zooplanct´onica y factores que afectan la ecolog´a de los diferentes cuerpos de agua (Pecorari et al., 2006; Jos´e de Paggi y Paggi, 2007). En la regi´on de la llanura pampeana los estudios han estado restringidos a la pampa oriental h´umeda, particularmente a las provincias de Buenos Aires y La Pampa. En ellos se dan a conocer la composici´on espec´ca y riqueza del zooplancton y su relaci´on con las distintas variables ambientales (Echaniz y Vignatti, 1996; Pilati, 1997; Vignatti, et al. 2007). Se identicaron especies de rot´feros cosmopolitas principalmente del g´enero Brachionus, as´ como especies de clad´oceros y cop´epodos end´emicas para la regi´on Neotropical, destac´andose los g´eneros Moina, Daphnia, Boeckella, Cletocamptus, entre otros (Quir´os, 1998; Pilati, 1999; Echaniz y Vignatti, 2002; Vignatti, et al. 2007). En su mayor´a, estas peque˜nas lagunas son de origen endorreico, muchas de las cuales poseen una composici´on salina elevada (8.4 a 20.8 g/l) con profundidades no mayores a 2.5 m. En ellas se destaca la dominancia de los iones sodio y cloruro y de acuerdo a su pH son alcalinas (entre 9 y 11). La transparencia del agua es muy variable respecto de la profundidad (Quir´os, 1998; Pilati, 1999; Echaniz y Vignatti, 2002; Quir´os et al., 2002; Rennella y Quir´os, 2002; Echaniz et al., 2005; Echaniz et al., 2006; Rennella y Quir´os, 2006).

93

En el Sudoeste de la provincia de Buenos Aires s´olo existen datos de calidad y aprovechamiento de las aguas de la Laguna Unamuno (Bohn et al., 2004), no existiendo informaci´on hasta la actualidad de la Laguna Calder´on. El objetivo de este estudio es conocer las condiciones limnol´ogicas de dos lagunas de la regi´on pampeana y brindar informaci´on sobre los microcrust´aceos planct´onicos que habitan en estos ecosistemas. ´ AREA DE ESTUDIO Las lagunas estudiadas se ubican en la regi´on semi´arida del sudoeste de la provincia de Buenos Aires, Argentina. La Laguna Unamuno (38◦ 54 10.9 S-61◦ 51 37.4 W) se localiza en la cuenca del Arroyo Napost´a Chico (1320 km2 ), ocupa una supercie de 3.96 km2 , recibiendo un aporte de 0.8 m3 /seg. y posee una profundidad m´axima de 3.5 m (Melo, 1995; Bohn, 2003). La Laguna Calder´on (38◦ 43 27.9 S-62◦ 2 26.1 W) se encuentra separada de la Laguna Unamuno por una distancia de 34 km, posee una profundidad m´axima de 0.7 m y cubre una supercie de 1.72 km2 (Fig. 1). Estos dos cuerpos de agua de

Figura 1. Localizaci´on del a´ rea de estudio. (a) Provincia de Buenos Aires en Argentina, (b) Laguna Calder´on, (c) Laguna Unamuno. Study area location. (a) Buenos Aires Province in Argentina, (b) Calder´on shallow pond, (c) Unamuno shallow pond.

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Garibotti et al.

origen endorreicos se desarrollan en una planicie que no es uniforme y las aguas discurren de norte a sur. En sus m´argenes se observan costras salinas y a´ reas de suelo desnudo, advirti´endose praderas hal´olas sin otras especies que colonicen el ambiente. La zona se caracteriza por poseer un clima templado, con valores medios anuales de temperatura comprendidos entre 14 y 20 ◦C y con estaciones t´ermicas bien diferenciadas. El viento predomina de los cuadrantes NNW durante todo el a˜no con una velocidad media anual de 22.5 km/h. Las lluvias no son sucientes para el cultivo y otorgan un car´acter subh´umedo a este tipo de clima. Las precipitaciones presentan valores m´aximos en marzo (90.9 mm) y en octubre (80.9 mm) (Capelli de Steffens y Campo de Ferreras, 1994; Bohn et al., 2004).

Tabla 1. Par´ametros f´sicos para ambas lagunas. Media (X), desv´o est´andar (SD), m´aximo (m´ax.) y m´nimo (min.). Physical parameters for both lagoons. Average (x), standard deviation (SD), maximum (max) and minimum (min).

´ MATERIAL Y METODOS El estudio se llev´o a cabo durante la estaci´on de primavera, donde se maniestan las mayores abundancias del zooplancton. Las muestras fueron tomadas en un sitio de la zona litoral con una periodicidad quincenal a partir del 06 de Octubre al 21 de Diciembre de 2006. Las variables sicoqu´micas como temperatura del agua, salinidad, conductividad el´ectrica, pH, turbidez y ox´geno disuelto, fueron medidas con una sonda Horiba U-10 y U-23. Las mediciones de temperatura se efectuaron en horas del mediod´a (10-13 hs.). Los valores de temperatura y salinidad se registraron en la columna de agua en supercie, medio y fondo para la Laguna Unamuno y solo en supercie para la Laguna Calder´on debido a su escasa profundidad. Para la medici´on de nutrientes, iones disueltos, clorola y s´olidos en suspensi´on se extrajo una muestra de agua con botella Van Dorn. La transparencia del agua se midi´o con disco Secchi. Se tomaron muestras del fondo de cada laguna para el an´alisis de la textura del suelo. Las variables meteorol´ogicas fueron obtenidas de una estaci´on cercana Weather Monitor II. El zooplancton se obtuvo con red c´onica de 150 μm de apertura de malla. Los muestreos cuantitativos se efectuaron por duplicado mediante arrastres verticales desde la proximidad

Laguna Unamuno X SD

m´ax. min.

Laguna Calder´on X SD

m´ax. min.

Temperatura (◦ C)

19.36 2.66

23.20 16.30

17.42 5.44

26.00 11.20

Salinidad (g/l)

0.39 0.03

0.43 0.36

1.69 0.37

2.14 1.29

7232.00 484.17

7870.00 6770.00

27680.00 5418.67

34500.00 21500.00

pH

9.56 0.36

9.94 9.14

10.17 0.10

10.27 10.06

Sedimento (mg/l)

66.40 51.07

155.00 30.00

462.00 87.66

605.00 385.00

Transparencia (m)

0.28 0.14

0.45 0.06

0.11 0.07

0.17 0.05

Ox´geno disuelto (mg/l)

8.91 1.14

10.45 7.46

10.20 2.57

13.54 6.42

Clorola “a” (μg/l)

94.76 106.83

275.56 2.63

19.55 31.36

75.54 2.90

Feopigmentos (μg/l)

22.38 24.50

65.43 8.72

12.48 11.84

29.98 2.29

Turbidez (NTU)

66.40 51.07

155.00 30.00

462.40 87.66

605.00 385.00

Conductividad (μS/cm)

del fondo hacia la supercie obteni´endose un volumen medio de 12 × 102 litros. Las muestras se jaron con formaldeh´do al 4 %. Para identicar organismos m´as peque˜nos, se colectaron muestras con botella Van Dorn de 2.5 l. Estas se jaron en recipientes de 250 ml con lugol, en proporci´on 0.5 ml/100 ml. Los nutrientes se determinaron mediante las siguientes t´ecnicas: fosfatos, t´ecnica de Eberlein y Kattner (1987); nitratos, Grasshof (1969); nitritos, Grasshof et al. (1983) y silicatos, mediante el uso del autoanalizador Technicon II, m´etodo 186-72 W/B. La clorola y feopigmentos se determinaron por el m´etodo de Lorenzen (1967) La clorola a no fue corregida por feopigmentos. Los cationes y aniones presentes en el agua se determinaron mediante la t´ecnica APHA-AWWA-WPCF (1992). Las muestras se llevaron a un volumen de 1000 ml para el conteo directo, en los casos donde el zooplancton era abundante se analizaron 2 al´cuotas de 20 ml. Los

95

Microcrust´aceos y limnolog´a de dos lagunas pampeanas organismos fueron identicados bajo microscopio binocular convencional (Olympus) y microscopio estereosc´opico (Olympus), para el conteo se utiliz´o una c´amara tipo Sedgwick-Rafter. La abundancia fue expresada en ind/l. De los taxones m´as abundantes se midi´o longitud y ancho m´aximo en 100 ejemplares. Para identicar organismos m´as peque˜nos se utiliz´o la t´ecnica de sedimentaci´on a partir de las muestras de botella Van Dorn. Se calcul´o la diversidad espec´ca mediante el ´Indice de Diversidad H de Shannon” (Shannon y Weaver, 1949) y la equitatividad y el ´Indice de Dominancia Mc. Naughton (1968). La asociaci´on estad´stica entre variables se realiz´o por medio del coeciente de correlaci´on de Pearson. El an´alisis de los datos sicoqu´micos se llev´o a cabo mediante el an´alisis de componentes principales (ACP). Los datos de la matriz fueron transformados como Ln(x + 1). RESULTADOS En la Laguna Unamuno la temperatura en la columna de agua no evidenci´o estraticaci´on t´ermica vertical. En la Laguna Calder´on tampoco se evidenci´o este fen´omeno, debido a su escasa profundidad. La temperatura supercial del agua se correlacion´o con la temperatura del aire de forma signicativa (Unamuno, r = 0.68, p < 0.01, n = 5; Calder´on de r = 0.79, p < 0.01, n = 5). En relaci´on a la salinidad la Laguna Unamuno no present´o estraticaci´on y su concentraci´on media fue menor con respecto a la Laguna Calder´on. La conductividad present´o valores m´as altos en la Laguna Calder´on que en la Unamuno. El pH fue alcalino en los dos cuerpos de agua, uctuando entre 9 a 10. La presencia de s´olidos disueltos se correspondi´o con la turbidez (Unamuno r = 0.95, p < 0.10; Calder´on, r = 0.95, p < 0.05). El sedimento del fondo estuvo representado en la Laguna Unamuno por un 91.57 % de fracci´on gruesa (arena y grava) y 8.43 % de fracci´on na (limo y arcilla), constituyendo un suelo de tipo arenoso franco. En la Laguna Calder´on el porcentaje de fracci´on gruesa fue inferior (66.51 %) y se observ´o un aumento sustancial de la fracci´on na (33.49 %), representando

Tabla 2. Concentraciones de nutrientes. Media (X) y desv´o est´andar (SD). Nutrient concentrations. Average (X) and standard deviation (SD). Nutrientes

Laguna Unamuno

Laguna Calder´on

(mg/l)

X

SD

X

SD

Nitratos Nitritos Fosfatos Silicatos Amonio (μM/l)

00.77 00.30 04.23 09.07 52.36

00.59 00.21 01.85 14.12 40.71

00.44 00.18 11.58 32.72 42.03

00.22 00.20 09.05 53.35 28.17

un suelo de tipo franco arcillo arenoso. La clorola a fue altamente variable para la Laguna Unamuno, uctuando de 2.63 μg/l en octubre hasta llegar a valores de 275.56 μg/l en diciembre (X = 94.76, SD = 95.56). En Laguna Calder´on estos valores fueron mucho m´as bajos, del orden de 2.90 μg/l en noviembre y 75.54 μg/l en diciembre (X = 19.55, SD = 28.05 μg/l) (Tabla 1). En la Laguna Unamuno el valor medio de los nitratos oscil´o entre 0.06 mg/l y 1.69 mg/l, las concentraciones de nitritos fueron altas, oscilando entre 0.03 y 0.50 mg/l. Los silicatos uctuaron entre 0.85 y 34.20 mg/l. Se obtuvieron concentraciones de fosfatos del orden de 1.47 mg/l a 6.68 mg/l. En la Laguna Calder´on las concentraciones de nitratos (entre 0.10 mg/l y 0.57 mg/l) y nitritos (entre 0.01 mg/l y 0.50 mg/l) fueron inferiores a las registradas en la Laguna Unamuno. Inversamente, los silicatos (entre 2.13 mg/l y 127.64 mg/l) y los fosfatos (entre 3.30 mg/l y 21.76 mg/l) presentaron concentraciones superiores (Tabla 2). Del ACP se desprende que ambas lagunas presentaron similar composici´on i´onica (Fig. 2a, b). Las concentraciones de cationes se ordenaron de la siguiente manera: Na>K>Mg>Ca; siendo la concentraci´on del sodio muy superior en Laguna Calder´on. Los aniones se ordenaron de la siguiente manera: en la Laguna Unamuno Cl>CO3 >SO4 >HCO3 y en la Laguna Calder´on CO3 >Cl>SO4 >HCO3 . Aunque los cloruros fueron dominantes en las dos lagunas, los sulfatos representaron el 21 (Unamuno) y 25 % (Calder´on). De acuerdo a las concentraciones de HCO3 , la Laguna Unamuno present´o una alcalinidad m´as baja que la Laguna Calder´on (Tabla 3). A partir del ACP se caracteriz´o a las lagunas teniendo en cuenta los principales par´ametros

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Garibotti et al.

Figura 2. An´alisis de componentes principales de la composici´on i´onica para la Laguna Unamuno y Laguna Calder´on. (a) Distribuci´on de iones (b) Disposici´on de las fechas de muestreo en relaci´on a los dos primeros ejes. Cl: cloro, HCO3 : bicarbonatos, SO4 : sulfatos, CO3 : carbonatos, Na: sodio. U: Unamuno, C: Calder´on, O: octubre, N: noviembre, D: diciembre. Principal component analysis of the ionic composition for Unamuno and Calderon lagoons. (a) Ions distribution (b) Sampling dates distribution in relation to the two rst axes. Cl: chloride, HCO3 : bicarbonates, SO4 : sulphates, CO3 : carbonates, Na: sodium. U: Unamuno, C: Calderon, O: october, N: november, D: december.

abi´oticos. Los dos primeros ejes contribuyeron a explicar el 78.67 % de la variabilidad de los datos. Las variables que formaron parte del primer

eje (52.90 %) fueron la turbidez, conductividad, materia org´anica particulada, profundidad y los iones nitritos y silicatos (Fig. 3a, b). Seg´un estas

Microcrust´aceos y limnolog´a de dos lagunas pampeanas variables los puntos que representaron a la Laguna Unamuno, se ubicaron sobre el primer eje en el sector izquierdo, entre los cuadrantes tres

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y cuatro, ya que e´ sta laguna present´o una mayor profundidad, valores m´as altos de nitritos y bajas concentraciones de silicatos. En tanto que

Figura 3. An´alisis de componentes principales para variables ambientales en la Laguna Unamuno y Laguna Calder´on. (a) Distribuci´on de las variables (b) Disposici´on de las fechas de muestreo en relaci´on a los dos primeros ejes. Z: profundidad, Fp: feopigmentos, Si: silicatos, Ni: nitritos, MOP: materia org´anica particulada, Tr: turbidez, CE: conductividad el´ectrica. U: Unamuno, C: Calder´on, 1: 06/10/06, 2: 02/11/06, 3: 20/11/06, 4: 11/12/06, 5: 21/12/06. Principal component analysis for environmental variables in the Unamuno and Calderon lagoons. (a) Variables distribution (b) Sampling dates distribution in relation to the two rst axes. Z: depth, Fp: feopigments, Si: silicates, Ni: nitrites, MOP: particulate organic material, Tr: turbidity, CE: electric conductivity. U: Unamuno, C: Calderon, 1: 10/06/06, 2: 11/02/06, 3: 11/20/06, 4: 12/11/06, 5: 12/21/06.

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Garibotti et al.

Tabla 3. Concentraciones de cationes y aniones. Media (X) y desv´o est´andar (SD). Cation and anion concentrations. Average (X) and standard deviations (SD). Iones (mg/l) ++

Ca Mg++ Na+ K+ HCO−3 CO=3 Cl− SO=4

Laguna Unamuno

Laguna Calder´on

X

SD

X

SD

0017.25 0028.20 3850.00 0052.82 0569.33 3053.33 3278.00 1811.00

0009.18 0013.12 2530.00 0015.43 0712.63 2305.39 2068.00 2017.00

0008.91 0021.30 7607.33 0060.09 1846.67 6580.00 6272.00 4838.33

0007.41 0002.84 1607.08 0016.70 0444.67 1195.00 1118.00 1027.62

sobre el segundo cuadrante se ubicaron aquellos puntos que representan a la Laguna Calder´on, la cual mostr´o una baja profundidad y altos valores de conductividad el´ectrica, turbidez, materia org´anica particulada y silicatos. El segundo eje (25.77 %) estuvo explicado principalmente por los feopigmentos, debido a esto, la muestra del 21/11 para Laguna Unamuno se alej´o de los dem´as puntos como consecuencia de la elevada concentraci´on que present´o para el pigmento, lo mismo sucedi´o para la muestra del 21/11 de la Laguna Calder´on. En relaci´on a las variables meteorol´ogicas, la velocidad media del viento fue 28.7 km/h en la Laguna Unamuno (min. = 13 − m´ax. = 47 km/h) y 24.4 km/h en la Laguna Calder´on (min. = 7 − m´ax. = 48 km/h). La direcci´on predominante fue del NNW. La precipitaci´on anual acumulada fue de 388.2 mm. Las

m´aximas precipitaciones anuales fueron durante el mes de octubre (media mensual de 105.2 mm), en tanto que en noviembre las precipitaciones alcanzaron una media de 30 mm y en diciembre de 45 mm. La humedad relativa fue del 70 %. El zooplancton estuvo representado por 6 especies de microcrust´aceos. En ambos cuerpos de agua se evidenci´o ausencia de rot´feros. Se hallaron elementos ticoplanctontes, como ostr´acodos, anf´podos juveniles del g´enero Hyalella curviseriata y H. pampeana, larvas de insectos d´pteros y escasas larvas y adultos de poliquetos. No existen evidencias de la presencia de peces para ambos cuerpos de agua (Tabla 4). En la Laguna Unamuno la densidad del zooplancton uctu´o entre 221 y 1703 ind/l. La especie predominante fue M. eugeniae. La mayor abundancia se registr´o durante el mes de diciembre con 1703 ind/l (Fig. 4a). En la Laguna Calder´on el zooplancton uctu´o entre 41 y 1401 ind/l, siendo la especie dominante B. poopoensis, le sigui´o en importancia M. eugeniae. La mayor abundancia se registr´o a nes de noviembre (Fig. 4b). La diversidad espec´ca promedio en la Laguna Unamuno fue de 2.69 bits/ind y la equitatividad de 0.96. Para la Laguna Calder´on se obtuvo una diversidad de 0.926 bits/ind y una equitatividad de 0.6. El valor del “´Indice de Dominancia” fue de 98 % para la Laguna Unamuno y de 99 % para la Laguna Calder´on. M. eugeniae present´o una longitud de 1.3 mm (m´n. = 1.1 − m´ax. = 1.5 mm) y un ancho de 1 mm (m´n. = 0.9 − m´ax. = 1.2 mm)

Tabla 4. Especies del zooplancton en las lagunas Unamuno y Calder´on y su porcentaje de ocurrencia. O: observado, NO: no observado. Zooplankton species in the Unamuno and Calderon lagoons and their occurrence percentage. O: observed, NO: not observed. Taxones determinados

Laguna Unamuno ( %)

Laguna Calder´on ( %)

Ciliophora Strombidium sp. (Claparede & Lachmann, 1858)

O

NO

Cladocera Moina eugeniae (Olivier, 1954) Alona diaphana (King, 1853)

70 0.2

34 NO

Copepoda Boeckella poopoensis (Marsh, 1906) Metacyclops mendocinus (Wierzejski, 1892) Microcyclops anceps (Richard, 1897) Cletocamptus deitersi (Richard, 1897) larva nauplii

27 1.2 0.2 1.4 O

66 NO NO NO NO

Microcrust´aceos y limnolog´a de dos lagunas pampeanas

Figura 4. Variaci´on de la abundancia del zooplancton en las lagunas Unamuno (a) y Calder´on (b). Abundancia total ( ♦ ), abundancia de M. eugeniae ( ■) y abundancia de B. poopoensis ( ▲). Variation of zooplankton abundance in the Unamuno (a) and Calder´on lagoons (b). Total abundance ( ♦ ), M. eugeniae abundance ( ■) and B. poopoensis abundance ( ▲).

y B. poopoensis registr´o un largo de 1.56 mm (min. = 0.8 − m´ax. = 2.3 mm) y un ancho de 0.4 mm (min. = 0.3 − m´ax. = 0.6 mm). ´ DISCUSION El zooplancton estuvo representado por dos microcrust´aceos, M. eugeniae y A. diaphana y el cop´epodo end´emico B. poopoensis. M. eugeniae se encuentra entre las especies m´as citadas en los registros del zooplancton de la regi´on, conformando una asociaci´on zooplanct´onica t´pica junto a Daphnia menucoensis (Ringuelet et al., 1965; Dipolito, 2006). Para la laguna pampeana Los Manantiales, de caracter´stica m´as salina que las lagunas del sudoeste bonaerense Echaniz et al. (2005, 2006) encontraron la misma asociaci´on. En las lagunas objeto de estudio D. menucoensis,

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estuvo reemplazada por B. poopoensis. La presencia ocasional de A. diaphana en el plancton respondi´o al tipo de muestreo realizado, la misma es encontrada com´unmente en el fondo (Pennak, 1978; Meneses Junco, 1997). Cletocamptus deitersi, Metacyclops mendocinus y Microcyclops anceps son especies comunes para otras lagunas de la regi´on con salinidades que uct´uan entre 8-20 g/l; estos cop´epodos son considerados end´emicos para el a´ rea (Echaniz et al., 2005, 2006). La dominancia de especies end´emicas halladas en este estudio es se˜nalada tambi´en para el zooplancton de lagunas de Sudam´erica, que diere de aquellas de ambientes del hemisferio norte y continente australiano (Halse et al., 1998; Timms, 1998; Derry et al., 2003). Los rot´feros son considerados un grupo cosmopolita, sin embargo no fueron registrados durante el per´odo de estudio a pesar de utilizar dos metodolog´as de muestreo (red y botella), los mismos presentar´an pulsos poblacionales en otras e´ pocas del a˜no. Los ´ndices aplicados de diversidad, equidad y dominancia indican que, durante el per´odo de primavera existi´o una fuerte dominancia de pocas especies sobre el total de individuos y una baja diversidad. La presencia de zoopl´ancteres de gran tama˜no (clad´oceros y cop´epodos) halladas en este estudio tambi´en es menciona por Quir´os, et al. (2002) para la misma e´ poca del a˜no. En Sudam´erica a diferencia de los ambientes marinos, los ecosistemas de aguas continentales presentan un zooplancton generalmente dominado por animales de peque˜no tama˜no como los rot´feros, peque˜nos clad´oceros y estadios inmaduros de cop´epodos. Por otro lado, la superioridad de zooplancton de gran tama˜no es se˜nalada como un factor supresor del crecimiento del toplancton (Conde-Porcuna et al., 2004). Brooks y Dodson (1965) estudiando cuerpos de agua de Nueva Inglaterra plantearon la hip´otesis de “Eciencia-Tama˜no”. Dichos autores postularon que los grandes zooplanctontes ser´an m´as ecientes en el pastoreo sobre la biomasa toplanct´onica que sus competidores m´as peque˜nos, por lo que estos u´ ltimos estar´an restringidos a depender de peque˜nas part´culas. Nuestros resultados hallados sustentar´an esta hip´otesis. Sumado a esto los peces selectivamente s´olo depre-

100

Garibotti et al.

dar´an a los grandes zooplanctontes, constituyendo otro factor adicional que favorecer´a la presencia de un zooplancton de gran tama˜no. El toplancton de la Laguna Unamuno est´a integrado principalmente por algas cyanophytas (70-90 %) y chlorophytas (3-10 %). Por el contrario en la Laguna Calder´on predominaron las chlorophytas (70-90 %) y las diatomeas (4-10 %) (Andrade et al., 2007). Todas estas microalgas podr´an servir de alimento a la alta densidad zooplanct´onica. Teniendo en cuenta los altos valores de abundancia hallados en este estudio se caracterizaron a las lagunas como eutr´ocas. Para lagunas saladas de la provincia de La Pampa, Echaniz et al. (2006) citan densidades del zooplancton altamente variables desde 26 a 80 000 ind/l y Maizels et al. (2003) estudiando la laguna Chascom´us (Prov. de Buenos Aires) hallaron densidades de 440 ind/l. Las variaciones en el n´umero de individuos durante los meses de primavera responder´an a uctuaciones que se producen a lo largo del ciclo anual y a variaciones de la temperatura del agua. En la Laguna Unamuno la densidad m´axima coincidi´o con el pico de m´axima temperatura, en promedio la m´as elevada de todo el muestreo ya que dicho per´odo fue el m´as cercano a la estaci´on estival (23 ◦C-11 de diciembre). Para la Laguna Calder´on este mismo comportamiento se produjo 20 d´as antes. Los bajos valores de abundancia de M. eugeniae registrados para ambas lagunas, a nes de diciembre podr´an estar relacionados con la disminuci´on de la temperatura del agua (3 ◦C). Adem´as de la temperatura, otros factores que se podr´an plantear para tratar de explicar la muy baja abundancia el 21/12 ser´an factores tanto f´sicos como biol´ogicos, predaci´on por invertebrados, sobrepastoreo del propio plancton y distribuci´on en parches del plancton originada por el viento. Los microcrust´aceos hallados en este estudio fueron representativos de lagunas oligohalinas (clad´oceros, cop´epodos y escasez absoluta del g´enero Daphnia). Por otra parte, la existencia de poblaciones de boeckellidos es un rasgo diferente a lo que com´unmente es se˜nalado en este tipo de lagunas, por ello en este sentido se asemejar´a m´as al plancton de aguas mesohalinas (bajo n´umero y variedad de rot´feros y

microcrust´aceos) (Acosta et al., 2003). La mayor abundancia de B. poopoensis en la Laguna Calder´on podr´a explicarse a que e´ sta se halla presente a salinidades altas (80 g/l), con predominio de iones cloruro (Bayly, 1992). Estas dos caracter´sticas fueron observadas en la Laguna Calder´on. La presencia de elementos adventicios o ticoplanctontes como ostr´acodos y clad´oceros bent´onicos (Alona sp.) podr´a estar relacionada a la ausencia o escasez de vegetaci´on faner´ogama emergente o sumergida que le sirva de h´abitat para arraigarse (Ringuelet, 1972). En t´erminos sicoqu´micos las lagunas fueron clasicadas como oligohalinas seg´un Ringuelet (1972). Bohn et al. (2004) se˜nalan para la Laguna Unamuno que es m´as conveniente caracterizarla en t´erminos de conductividad el´ectrica y no de salinidad, dichos autores hallaron valores inferiores a los registrados en este estudio. Las concentraciones de nutrientes fueron superiores a las obtenidas por dichos autores y por encima de los considerados caracter´sticos en el caso de nitritos y silicatos. En la Laguna Unamuno los nitratos se hallaron dentro del rango de valores bajos no as´ los silicatos, los cuales superaron ampliamente los valores considerados caracter´sticos de lagunas de zonas templadas (0 a 5 mg/l). Los nitritos fueron m´as altos que los encontrados por Bohn et al. (2004) y estuvieron por encima del l´mite que se considera aceptable (0.07 mg/l.), Nixon (1981) estudiando 39 lagunas en M´ejico consider´o s´olo a 3 de estos cuerpos de agua con valores elevados de nitritos. Los fosfatos tambi´en superaron ampliamente los valores considerados medios para lagunas de esta regi´on (Bohn et al. (2004). Las altas concentraciones de fosfatos halladas en este estudio responder´an a la baja solubilidad que tiene este elemento y a la caracter´stica endorreica de la cuenca (Quir´os, 1991); lamentablemente hay escasos datos para lagunas de la provincia de Buenos Aires que est´en disponibles para correlacionar. Para la Laguna Calder´on, los nitritos, fosfatos y silicatos, estuvieron por encima de los valores considerados caracter´sticos para este tipo de cuerpos de agua. Los mismos, fueron coincidentes a los hallados por Geraldi (2003) en la laguna Malaver, muy pr´oxima a la Laguna Calder´on. La presencia de diatomeas en

Microcrust´aceos y limnolog´a de dos lagunas pampeanas esta laguna ser´a la responsable de los elevados valores de s´lice. Las concentraciones de amonio en los dos cuerpos de agua estuvieron dentro del rango de concentraciones medias (Nixon, 1981). En base a la concentraci´on de iones podemos clasicar a las lagunas como s´odicas bicarbonatadas cloruradas (Ringuelet et al. 1967). Siguiendo el criterio de Ringuelet et al. (1965), que se˜nala la relaci´on Mg+ /Ca y Ca+Mg/Na+K uct´uan a lo largo del a˜no, la composici´on i´onica fue caracter´stica de la estaci´on de primavera. El marcado distanciamiento de las muestras de octubre y diciembre de la Laguna Unamuno en el ACP se correspondi´o con las bajas concentraciones medidas de los iones Na, HCO3 , CO3 , Cl y SO4 . Esto se debi´o al aporte signicativo del arroyo Napost´a Chico durante las altas precipitaciones registradas en el mes octubre y diciembre. La Laguna Calder´on no presentar´a estas caracter´sticas de diluci´on acentuada debido a que la misma s´olo recibe aportes de las precipitaciones. Como es planteado por Quir´os et al. (2002), en las lagunas pampeanas la cubeta es peque˜na en relaci´on al espejo de agua, lo que conduce a que el tiempo de permanencia del agua var´e directamente con el balance entre la precipitaci´on y la evapotranspiraci´on durante el ciclo de sequ´a-inundaci´on caracter´stico de esta zona. As´, los casos de extrema sequ´a o intensas precipitaciones generan cambios importantes en la estructura y funcionamiento de una laguna pampeana t´pica. A su vez este efecto de concentraci´on y diluci´on se ve reejado en la abundancia de las comunidades bi´oticas. Sin embargo, las peque˜nas lagunas pampeanas al poseer una a´ rea de drenaje mucho menor conlleva a que la variaci´on de la concentraci´on de sales sea menos dr´astica que en las m´as grandes. La clorola estuvo por encima de valores medios propuestos para lagunas pampeanas (Quir´os et al., 2002), la alta concentraci´on de estos pigmentos podr´a constituir un buen indicador de la biomasa toplanct´onica, indicando posibles pulsos de la comunidad algal. Los valores altos de s´olidos en suspensi´on en la Laguna Calder´on fueron similares a los encontrados por Geraldi (2003) para la laguna Malaver, dicha autora mi-

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di´o concentraciones que van de 460 a 900 mg/l. Estas altas concentraciones son apreciables cuando se observa in situ el cuerpo de agua, con una coloraci´on rojiza amarronada. El incremento de sedimento en la columna de agua se corresponder´a con la escasa profundidad, de esta forma el oleaje en supercie generar´a una resuspensi´on de sedimento que depender´a del tipo y tama˜no de las part´culas, las m´as livianas, que son en un alto porcentaje de tipo franco arcillosas, se movilizar´an desde el fondo y al no encontrar sitios donde acumularse permanecen constantemente en la columna de agua (Scheffer, 1998). Como consecuencia de este fen´omeno la transparencia del agua fue baja; el disco Secchi se visualiz´o a muy pocos cent´metros de la supercie. La turbidez medida en ambos cuerpos de agua se puede extender a otras lagunas de la regi´on. Las teor´as m´as actuales solo predicen que existen dos tipos de lagunas, separ´andolas en turbias y claras (Moss, 1990; Jeppesen et al., 1990; Scheffer, 1990; Scheffer et al., 1993). Teniendo en cuenta los resultados aqu´ obtenidos y los de otros autores para lagunas pampeanas y lagos de llanura poco profundos repartidos mundialmente, estos dos cuerpos de agua entrar´an dentro del tipo “dos” de la clasicaci´on de Quir´os, et al. (2002) y Jeppesen, et al. (1991). Responder´a a lagunas turbias, con baja transparencia y abundante desarrollo de toplancton, pero escasa presencia de macr´otas. Generalmente, presentan altas abundancias de peces planct´voros visuales, situaci´on que no se manifest´o durante el per´odo de estudio. En base a las condiciones limnol´ogicas y biol´ogicas se caracterizaron a estas dos lagunas de la Regi´on Pampeana. Las caracter´sticas sicoqu´micas pueden explicar la gran variabilidad del zooplancton y tendr´an un efecto importante sobre la ecolog´a de estos sistemas lagunares.

AGRADECIMIENTOS Este trabajo fue realizado con el apoyo de los proyectos nanciados por CONICET, Universidad Nacional del Sur y Agencia Nacional de Investigaci´on Cient´ca y Tecnol´ogica.

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Garibotti et al.

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c Asociaci´on Ib´erica de Limnolog´a, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 

´ Dinamica del toplancton en un embalse de alta cota del Noroeste ´ Argentino (Tucuman) Claudia Seeligmann 1,∗ y Beatriz C. Tracanna 1,2,3 1

Facultad de Ciencias Naturales e Instituto Miguel Lillo, Universidad Nacional de Tucum´an, Miguel Lillo 205, 4000 San Miguel de Tucum´an, Argentina. 2 Fundaci´on Miguel Lillo. 3 Consejo de Investigaciones Cient´cas y T´ecnicas. 2 ∗

Autor responsable de la correspondencia: [email protected]

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Recibido: 26/11/07

Aceptado: 15/1/09

ABSTRACT Phytoplankton dynamics in a high elevation reservoir of Northwestern Argentina (Tucuman) In 2000 limnological studies were conducted in La Angostura Dam and at the estuaries of its tributaries, at 1980 m a.s.l. in Tucum´an province (Argentina). In this paper the results about the physical and chemical characteristics of the dam, the trophic state and the composition and dynamics of the phytoplankton community, related to the abiotic variables are presented. Due to the thermal behavior of the dam, La Angostura would classify as a warm monomictic type and the water was characterized as: HCO−3 > SO=4 > Cl− ; Ca2+ > Na+ > K+ > Mg2+ . A total of 66 algae taxa were recorded, with an average abundance ranging from 179 ind/ml to 2.122 ind/ml. Because it is subtropical lake located in a mountain area, La Angostura did not correspond with a dened trophic category. Due to a decrease in diversity at higher abundance, high pH, high phytoplanktonic biomass uctuations, and readings lower than 0.005 and 0.5 mg/l for nitrite and nitrate respectively, the dam would classify as eutrophic; and due to the α chlorophyll, dissolved oxygen, oxygen biochemical demand, and ammonium, it would classify as an oligo-mesotrophic type body of water. The results obtained from the multivariate analysis allowed to conrm that the phytoplankton composition was rstly determined by the temperature, which controlled the physical mixture of the water column, and which additionally was affected by strong winds. Secondly, the phytoplankton composition depended upon the hydrological cycle, as this was the parameter that was most inuential on the water transparency. Lastly, the different trophic indicators also affected on the phyto|plankton dynamic. Key words: Phytoplankton, physical-chemical variables, trophic level, mountain dam. RESUMEN Din´amica del toplancton en un embalse de alta cota del Noroeste Argentino (Tucum´an) En el a˜no 2000 se realizaron estudios limnol´ogicos en el embalse La Angostura y en la desembocadura de sus tributarios, situado a 1980 msnm, en la provincia de Tucum´an (Argentina). En este trabajo se dan a conocer los resultados sobre las caracter´sticas f´sicas y qu´micas del embalse, estado tr´oco, y sobre la composici´on y din´amica de la comunidad toplanct´onica, en relaci´on con las variables abi´oticas. Por el comportamiento t´ermico del embalse La Angostura estar´a dentro del tipo monom´ctico c´alido y las aguas se caracterizaron como: HCO−3 > SO=4 > Cl− ; Ca2+ > Na+ > K+ > Mg2+ . Se registraron un total de 66 taxones algales, con una abundancia promedio entre 179 ind/ml a 2122 ind/ml. Por tratarse de un lago subtropical pero emplazado en una zona monta˜nosa, La Angostura no se ajust´o a una categor´a tr´oca denida: por la disminuci´on de la diversidad a mayor abundancia, elevado pH, grandes uctuaciones de la biomasa toplanct´onica, y registros menores a 0.005 y 0.5 mg/l de nitrito y nitrato respectivamente, se lo podr´a clasicar como eutr´oco y por los niveles de clorola a, ox´geno disuelto, demanda bioqu´mica de ox´geno y amonio lo ubicar´an dentro de un cuerpo de agua del tipo oligo-mesotr´oco. Los resultados obtenidos a partir de los an´alisis multivariados permitieron conrmar que la composici´on del toplancton estuvo en primer lugar determinada por la temperatura, la que ejerci´o control sobre mezcla f´sica de la columna de agua, la que se vio afectada, como factor adicional, por fuertes vientos. En segundo lugar, dependi´o del ciclo hidrol´ogico ya que fue el par´ametro que m´as inuy´o sobre la transparencia del agua. Por u´ ltimo, los distintos indicadores tr´ocos tambi´en intervinieron en la din´amica del toplancton. Palabras clave: Fitoplancton, variables f´sico-qu´micas, estado tr´oco, embalse de monta˜na.

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´ INTRODUCCION Los estudios efectuados en las u´ ltimas d´ecadas en los ecosistemas acu´aticos, demostraron que e´ stos sufren profundas modicaciones como producto de las actividades antr´opicas y una de las causas de este fen´omeno se debe al aumento en la generaci´on de residuos s´olidos y l´quidos, situaci´on que ha avanzado de modo considerable y globalmente (Dolbeth et al., 2003; Font´urbel, 2004; Western, 2001). Esto trae aparejado un incremento en la concentraci´on de nutrientes que va m´as all´a de los l´mites admisibles, ocasionando una desestabilizaci´on y degradaci´on de los ecosistemas, cuya incidencia m´as directa es el deterioro de la calidad de agua, que en algunos casos es irreversible y en otros produce signicativas p´erdidas econ´omicas (Carpenter & Cottingham, 1997). Por otra parte la eutrozaci´on, ocasiona un incremento y una alteraci´on en la composici´on del toplancton (Dolbeth et al., 2003; H¨oe et al., 1999; Reynolds, 1998; Western, 2001). Numerosos autores (Seip & Reynolds, 1995; Rojo, 1998; del Giorgio et. al., 1991; Rott, 1998) concuerdan que la abundancia de especies toplanct´onicas y la estructura de esta comunidad var´an a lo largo de gradientes tr´ocos y estacionales. Bajo este aspecto creci´o el inter´es en el manejo de lagos y embalses, usando asociaciones de especies como indicadoras de niveles tr´ocos (Huszar et al., 1998). Sin embargo, la alteraci´on en la composici´on de especies no siempre es directa respecto a la disponibilidad de nutrientes, ya que otros factores se encuentran involucrados (Reynolds, 1998). La utilizaci´on de modelos de calidad del agua, espec´camente en lagos, ha aumentado notoriamente, sobre todo en zonas templadas. A pesar de la idea que esta metodolog´a debe ser est´andar y aplicable a los lagos del mundo, son necesarias m´as investigaciones en las zonas tropicales y subtropicales, donde se han realizado muy pocos estudios de este tipo, para poder comprobar si la misma se puede realmente generalizar. Por esto, si bien, los estudios ecol´ogicos del toplancton en ambientes acu´aticos tropicales son escasos y recientes comparados con los producidos para los lagos del hemisferio norte (Zalocar et al., 1998), se conoce que

las causas que condicionan la distribuci´on de especies son numerosas, entre las que se incluyen altas temperaturas, diferencias en la estabilidad t´ermica y circulaci´on de nutrientes (Huszar et al., 1998). Para otros autores, adem´as del nivel tr´oco, consideran que un importante regulador de la composici´on del toplancton estar´a dado por el grado de dureza del agua (Das´ et al., 1998). Este factor est´a mas relacionado con la geolog´a y el clima del lugar, mientras que el nivel tr´oco con inuencias antropog´enicas. Otro tipo de contaminaci´on particularmente importante en los sistemas h´dricos, es la provocada por metales pesados, la que produce efectos adversos en las distintas comunidades acu´aticas (Topali´an et al., 1999). Estos componentes provienen ya sea de las actividades mineras o de las agr´colas. A bajas concentraciones, muchos de los metales juegan un papel esencial en el metabolismo de las microalgas, tal es el caso del Zn y Cu. Sin embargo, cuando las concentraciones aumentan de manera excesiva provocan desbalances metab´olicos en el toplancton (Rodr´guez & Rivera, 1995). Un ejemplo de ello es la inhibici´on del crecimiento, as´ como cambios morfol´ogicos, generados como una respuesta siol´ogica a la exposici´on del metal. Rodr´guez y Rivera (1995) arman que el cobre act´ua como un agente algist´atico para Tetraselmis suecica y Dunaliella salina entre concentraciones de 5.0 a 10.0 mg/l de sulfato de cobre. Por u´ ltimo, con el n de almacenar agua para distintos usos, las cuencas h´dricas sufren grandes alteraciones debido a la construcci´on de embalses, la que modica simult´aneamente los cursos naturales, el r´egimen de caudales, la estructura f´sica del h´abitat y el funcionamiento ecol´ogico (Prenda et al., 2006). La din´amica de lagos y embalses de alta cota se diferencian considerablemente de aqu´ellos que se encuentran en altitudes bajas debido a las condiciones clim´aticas. Los lagos tropicales de alta monta˜na son ecosistemas acu´aticos particulares y se conoce muy poco sobre los mismos (Gunkel, 2003). Investigaciones han mostrado que en general estos ambientes son clasicados como oligot´ermicos (nunca se estratican) y de darse una estraticaci´on, e´ sta es poco estable y de corta dura-

Fitoplancton de un embalse argentino de alta cota ci´on. Se caracterizan tambi´en por un aislamiento geogr´aco, poseen temperaturas medias por debajo de 20 ◦C y valores de saturaci´on de ox´geno bajos (Casallas y Gunkel, 2001). Por otro lado, los lagos de monta˜na son particularmente m´as sensibles a los cambios ambientales por las condiciones clim´aticas extremas, lo que desarrolla ecosistemas l´abiles y simples, que reaccionan r´apidamente al estr´es ambiental (Nauwerck, 1994). Los estudios sobre ecosistemas acu´aticos artificiales para la provincia de Tucum´an se centraron principalmente en zonas entre 200650 m snm (Tracanna, et al., 1992; Tracanna & Seeligmann, 1993; Seeligmann & Tracanna, 1994; Tracanna et al., 1994; Tracanna et al., 1996; Locascio de Mitrovich et al., 1997; Tracanna et al., 1999, entre otros). Esta es la primera contribuci´on limnol´ogica realizada en un embalse de alta cota en la provincia. En este estudio aportamos informaci´on sobre las caracter´sticas f´sicas y qu´micas del embalse, estado tr´ofico y sobre la composici´on y din´amica de la comunidad fitoplanct´onica y la desembocadura de sus tributarios, en relaci´on a las variables abi´oticas. ´ AREA DE ESTUDIO El embalse La Angostura, localizado aproximadamente a 100 km al sudoeste de la ciudad de San Miguel de Tucum´an (Argentina) (26◦ 55 S y 65◦ 41 W), est´a ubicado en una zona monta˜nosa del Departamento Taf´ del Valle, a los 1980 m snm (Fig. 1). La Cuenca del r´o La Angostura es una depresi´on tect´onica hundida por fallas principales de rumbo NNW-SSE y cortada transversalmente en su extremo Sur por fallas secundarias E-W. El rellenado de la depresi´on est´a conformado por tres tipos de material: limos loessicos, aluviones de arenas y gravas (Mochkopsky, 2002). El espejo del agua tiene forma aproximadamente triangular con un largo m´aximo de 4 km y un ancho de 2.5 km, una profundidad m´axima de 40 m, un volumen de 833 000 m3 y un tiempo de residencia de 0.1 a˜nos. Las precipitaciones anuales uct´uan entre 200-400 mm, concentradas especialmente durante el verano. La temperatura ambiente var´a entre los 8-26 ◦C. Los tributarios na-

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cen en las cumbres Calchaqu´es y reciben los residuos de las actividades agr´colas, ganaderas y urbanas de la zona, con lo cual se ha incrementado el riesgo hacia una eutrozaci´on. El embalse se encuentra en servicio desde el a˜no 1978 y fue construido para atenuaci´on de crecidas, agua para consumo, turismo, industrias y diversicaci´on agropecuaria y energ´a hidroel´ectrica; no habi´endose explotado este u´ ltimo aprovechamiento hasta el presente (Mochkopsky, loc. cit.; Zavala de Chokoff, 2002). La presa se encuentra pr´oxima a dos importantes villas veraniegas y desembocan en e´ sta los r´os: Taf´ y El Mollar. En el Valle de Taf´ en los u´ ltimos a˜nos se increment´o la poblaci´on y la actividad agr´cola ganadera, produciendo alteraciones antr´opicas por falta de programas de manejo (Isasmendi et al., 2007). Estos autores detectaron en los r´os de la zona, bajos tenores en los par´ametros indicadores de eutrozaci´on (fosfato, nitrato, DBO5 ), en general un pH alcalino y pudieron registrar la presencia de cobre y hierro. Los r´os de las a´ reas monta˜nosas en la provincia de Tucum´an est´an sujetos a los reg´menes estacionales extremos que se caracterizan por la alternancia de per´odos extremadamente secos durante el invierno y ujos casi catastr´ocos en el verano por el aumento de caudal, por lo que las evacuaciones del agua se realizan de acuerdo a las necesidades para evitar desbordes durante el verano. ´ MATERIAL Y METODOS A partir de diciembre de 2000 y durante un a˜no, se efectuaron muestreos bimensuales en tres puntos: en la zona m´as profunda del embalse (zona limn´etica) y en las desembocaduras de los tributarios (Fig. 1). En la primera se tomaron muestras a distintas profundidades (supercie, nivel de la zona f´otica, 8 metros y fondo) para ox´geno disuelto (OD), clorola a y cuali-cuantitativas del toplancton y superciales, para an´alisis de iones mayoritarios, compuestos nitrogenados y ortofosfato. En esta zona se midi´o “in situ”, perles de temperatura, conductividad y pH con equipo digital marca Altronix. En las desembocaduras de los r´os las mediciones y extracciones

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Seeligmann y Tracanna

de muestras se realizaron s´olo en supercie. En los tres sitios muestreados se estim´o la transparencia, mediante el disco de Secchi, la concentraci´on de metales pesados (Mn, Cu, As, Fe) y la demanda bioqu´mica de ox´geno (DBO5 ). La

profundidad de la zona euf´otica (Zeu ) fue calculada de acuerdo a Bormans et al., 2005, como as´ tambi´en la relaci´on Zm /Zeu . Las muestras para el an´alisis de OD se jaron en el campo y se determinaron en laboratorio por medio del

Figura 1. Lugares de muestreo: zona limn´etica del embalse La Angostura y desembocaduras de los r´os Mollar y Taf´. Sampling sites: Limnetic zone of La Angostura dam and estuaries of the El Mollar and Taf´ Rivers.

109

Fitoplancton de un embalse argentino de alta cota

masa expresada como clorofila a) se efectu´o un an´alisis de regresi´on ( p < 0.05), mediante el programa estad´stico SPSS (versi´on 10.0) para Windows.

RESULTADOS Variables ambientales La Tabla 1 muestra los valores m´nimos (m), m´aximos (M), promedios (x) y desviaci´on standard (DS) de las distintas variables estudiadas. En la zona limn´etica, se observ´o un m´aximo registro de profundidad hacia comienzos del oto˜no y una diferencia de aproximadamente cuatro metros en relaci´on al m´nimo valor obtenido (Fig. 2). En las desembocaduras de los r´os la profundidad no super´o los 4.6 m. La transparencia en el lago uctu´o entre 0.76-1.43 m (Fig. 2) y en los tributarios el valor m´aximo fue de 1.45 m para junio y diciembre/01 en el r´o El Mollar, observ´andose los menores registros en el verano en ambas desembocaduras. La relaci´on Zm /Zeu uctu´o entre 4.1 y 6.8. La temperatura del agua, present´o en general un perl vertical bastante homog´eneo, con escasa variaci´on t´ermica. Durante diciembre/00 –febrero y en octubre– diciembre/01 se registraron zonas de discontinuidad a una profundidad no superior al metro y con diferencias m´aximas de 4 ◦C entre la supercie y el fondo (Fig. 3A). Esto

transp

profundidad

1.6 1.4 1.2 1 0.8 0.6 0.4 0.2 0

25

15

m

20

10 5

dic-01

oct-01

ago-01

jun-01

abr-01

feb-01

0 dic-00

m

m´etodo de Winkler modicado (APHA, 1992), mientras que para los an´alisis qu´micos de iones mayoritarios, DBO5 , compuestos nitrogenados, ortofosfato, y metales pesados se extrajeron en recipientes pl´asticos de 1.5 litros, lavados previamente con agua destilada y llevados a laboratorio. Para el an´alisis de estos u´ ltimos se utiliz´o a´ cido n´trico diluido en una proporci´on 3:1 y se jaron en campo con 5 gotas de a´ cido n´trico concentrado. Todas las muestras fueron trasladadas al laboratorio en fr´o y oscuridad. La metodolog´a que se sigui´o para los an´alisis qu´micos fue la recomendada en APHA (1992). Las muestras algales cualitativas fueron tomadas con red de plancton de 25 μm de abertura de malla y las cuantitativas con botellas de Ruttner de 500 ml de capacidad, ambas jadas con formaldeh´do al 4 %. Para el an´alisis de bacterias (totales, fecales y Streptofecales) se extrajeron muestras en envases est´eriles, en distintos niveles de la zona limn´etica y en supercie de las desembocaduras de los r´os. Los par´ametros f´sicos, qu´micos y bacteriol´ogicos se analizaron siguiendo la metodolog´a standard (APHA, 1992). La clorofila a (extracci´on de muestras, procesamiento y c´alculo), fue evaluada siguiendo a Loez (1995). Los an´alisis cuantitativos del fitoplancton se realizaron seg´un la metodolog´a de Uterm¨ohl (1958) y la diversidad espec´fica se calcul´o de acuerdo a Shannon & Weaver (1963). Los an´alisis de componentes principales (ACP-1, ACP-2 y ACP-3) se efectuaron usando Statistica 6.0 (StatSoft, 1984-2001, Tulsa, OK, USA). Para el ACP-1 se seleccionaron 17 especies toplanct´onicas, en base a una frecuencia de ocurrencia mayor al 50 %, usando transformaci´on logar´tmica de las densidades. El ACP-2 fue realizado con los dos primeros componentes del ACP-1 y las variables abi´oticas transformadas logar´tmicamente (temperatura, transparencia, pH, conductividad, OD y DBO5 ) El ACP-3 (no mostrado) se efect´uo s´olo con los par´ametros f´sicos y qu´micos de los tres sitios de muestreo. Los valores fueron normalizados y estandarizados y se trabaj´o con el coeciente de correlaci´on. Con el fin de examinar la relaci´on entre componente 1 del ACP-3 y las variables bi´oticas (riqueza espec´fica, densidad, diversidad, equitatividad y bio-

Figura 2. Variaciones de la transparencia (disco de Secchi) y profundidad en la zona limn´etica del embalse La Angostura. Transparency variations (Secchi disc) and depth in the limnetic zone of the La Angostura dam.

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Seeligmann y Tracanna

Tabla 1. Valores m´nimos (m), m´aximos (M) y promedios (x) y desviaci´on est´andar (SD) de los par´ametros f´sico-qu´micos y biol´ogicos en la zona limn´etica y de las desembocaduras de los r´os Taf´ y Mollar. Minimum (m), Maximum (M) and average (x) values and standard deviation (SD) of the physicochemical and biological parameters in the limnetic zone and the estuaries of the Taf´ and El Mollar Rivers. Zona limn´etica m

Desembocadura R´o Taf´

M

x

DS

m

M

x

DS

Desembocadura R´o El Mollar m

M

x

DS

Profundidad (m)

17

21

19

1.6

1

3.60

2.65

1.14

3

4.6

4

0.5

Temperatura (◦ C)

9

26

17

4.6

10

24

17.8

5.1

10

24

18.2

4.7

Transparencia (m)

0.76

1.43

1.15

0.23

0.66

1.33

0.98

0.29

0.63

1.45

1.19

0.3

pH

7.2

8.45

7.9

0.33

8.10

9

8.5

0.30

8.1

8.95

8.6

0.25

Conductividad el´ectrica (μS/cm)

194

408

231.7

38.5

194

241

210.7 16.62

188

220

205.7

12.4

Ox´geno disuelto (mg/l)

2.8

7.81

5.3

1.3

5.20

7.11

6.11

2.6

7.34

5.8

1.6

0.77

DBO5 (mg/l)

0.1

1.8

0.95

0.43

0.20

2.36

1.16

0.69

0.1

1.5

0.9

0.5

As (μg/l)

0.02

0.03

0.02

0.005

0.015

0.02

0.02

0.003

0.025

0.04

0.03

0.006

Cu (mg/l)

0.1

4.95

1.19

1.81

0.17

4

1.61

1.98

0.1

4.8

1.11

1.84

Fe (mg/l)

0.05

0.9

0.35

0.22

0.15

0.32

0.21

0.07

0.06

0.55

0.21

0.17

Mn (mg/l)

0.03

0.25

0.11

0.08

0.03

0.06

0.05

0.01

0.01

0.1

0.05

0.04

NH+4 (mg/l)