Adaptación de índices de calidad de agua y de riberas para la evaluación ambiental en dos arroyos de la llanura pampeana

Resumen

Los ambientes acuáticos de la llanura pampeana (Argentina) están sometidos a presiones humanas crecientes, tales como el vertido de aguas residuales domésticas e industriales. Se llevaron a cabo ocho campañas de muestreo en el período 2010-2013 tomándose muestras de agua superficial en varios sitios de los arroyos La Choza y Durazno (cuenca alta del Río Reconquista, Buenos Aires) y en canales que reciben efluentes agroindustriales (granjas avícolas y porcinas). Se adaptaron y aplicaron dos nuevos índices: Índice de Calidad de Aguas Pampeanas (ICAP) e Índice de Calidad de Riberas Pampeanas (ICRP). Las variables utilizadas para el cálculo del ICAP fueron sólidos suspendidos totales (SST), nitrógeno amoniacal (N-NH₄ ⁺), fósforo total (Pt), DBO₅ y oxígeno disuelto (OD). Además se calculó el Índice de Calidad de Aguas (ICA). Para el desarrollo del ICRP se utilizó como base el Índice de Calidad del Bosque de Ribera (QBR). El vertido de aguas residuales de la industria avícola contribuyó al incremento de las concentraciones de SST, N-NH₄ ⁺, Pt y DBO₅ . Los valores medios de ICA e ICAP fueron bajos y similares, aunque ICAP resultó más efectivo en la diferenciación de casos con calidades de agua extremas. Los principales factores que redujeron el valor del ICRP fueron la ausencia o escasa abundancia de hierbas palustres, la presencia de especies vegetales exóticas e invasoras y la existencia de estructuras transversales al cauce. Los resultados sugieren que el uso conjunto de los índices desarrollados consiste una alternativa útil en la evaluación ambiental de arroyos de la llanura pampeana.

Palabras clave: agroecosistemas, contaminación hídrica, aguas residuales, nutrientes, sólidos suspendidos, invasiones biológicas.

Introducción En la región pampeana (Argentina) y particularmente en la Región Metropolitana de Buenos Aires (RMBA) las aguas superficiales tienen usos antrópicos muy diversos. En sectores altamente urbanizados, la presencia de agua superficial suele asociarse a inundaciones, acumulación de residuos sólidos y propagación de enfermedades, por lo tanto muchos cursos de agua suelen encontrarse entubados. En otros casos, los ríos y sus riberas se utilizan como vertederos de efluentes de origen doméstico, municipal e industrial, tal es el caso de los tramos medios y bajos de los ríos Luján (O’Farrell et al., 2002), Reconquista (Salibián, 2006) y Matanza-Riachuelo (García & de Iorio, 2003). En áreas rurales o periurbanas, como las cuencas altas de los mencionados ríos, las aguas superficiales se utilizan como fuente de bebida para el ganado en producciones de tipo extensivas y en otros casos como vertederos de efluentes agroindustriales e industriales (cría intensiva de ganado o “feedlots”, producción de huevos, frigoríficos avícolas, porcinos y vacunos, industrias alimenticias, etc.). Sólo pequeños tramos de algunos ríos y arroyos permanecen protegidos o incluidos en áreas naturales municipales, provinciales, nacionales o privadas.

El concepto de calidad de aguas está íntimamente relacionado con los usos a los que se destina un recurso hídrico, de manera que distintos usos admiten distintas calidades de aguas. Particularmente, los niveles de referencia para la protección de la vida acuática definidos legalmente en cada país, tienen un alcance limitado, ya que las características naturales propias de las aguas continentales son muy variables, tanto espacial como temporalmente y muchas de las formas de vida que sustentan se encuentran adaptadas a éstas (Branco, 1984). Una forma de resolver este problema, consiste en el desarrollo de Índices de Calidad de Aguas (ICAs) adaptados a las características locales o regionales de los cuerpos de agua.

Los ICAs permiten estimar tendencias en la variación de la calidad de las aguas, asesorar sobre la calidad del agua a lo largo del tiempo y en distintos puntos de un sistema acuático, identificar secciones deterioradas por la contaminación y estudiar los efectos de los vertidos sobre la biota asociada a las aguas receptoras para estimar la capacidad de autodepuración de las mismas y monitorear el progreso de programas de control de la contaminación (Lacoste & Collasius, 1996). Como antecedente relevante en el desarrollo de ICAs a nivel local, cabe destacarse un trabajo de Berón (1984), desarrollado principalmente para el estudio de la contaminación cloacal e industrial. Como herramienta de manejo, el desarrollo y utilización de ICAs, además de lograr una correcta caracterización de la calidad de las aguas, tiene la ventaja adicional de integrar una gran cantidad de información de carácter científicotécnico en un único dato de tipo cualitativo (calidad “mala” a “excelente”) o cuantitativo (por ejemplo un número del 1 al 10), que permite clasificar los cuerpos de agua de una manera fácil y comprensible para los gestores y público en general (Pesce & Wunderlin, 2000). Por otra parte, se destaca que algunas variables como el déficit de oxígeno disuelto (D) suele incrementarse al disminuir el valor de los ICAs (Sánchez et al., 2007), por lo tanto el estudio estadístico de esta relación es un aspecto relevante a tener en cuenta en el monitoreo de la contaminación hídrica.

Actividades como la agricultura, la ganadería, la industria y la urbanización suelen modificar las características físicas, químicas y biológicas de arroyos y ríos y sus riberas (Seeboonruang, 2012). Entre los principales procesos que afectan a los ecosistemas acuáticos se incluyen la sedimentación, el enriquecimiento de nutrientes, la contaminación hídrica, las alteraciones hidroló- gicas y la modificación de la vegetación ribereña (Allan, 2004). Las condiciones de flujo o la calidad del agua no son sólo indicadores del estado de los sistemas fluviales, sino también de los ecosistemas terrestres adyacentes (Zhou et al., 2012).

Las áreas riparias actúan como zonas de transición, cumpliendo funciones de filtrado de sólidos y retención de nutrientes y contaminantes, regulación de temperatura y entrada de luz, entre otras (Kutschker et al., 2009). Adicionalmente, los sistemas lóticos suelen estar sujetos a pulsos de inundación en los cuales ocurre el desborde de las aguas hacia la llanura aluvial, situación que modifica los ciclos biogeoquímicos de nutrientes, la productividad de macrófitas y la diversidad biológica, entre otros (Mitsch et al., 2008). Este fenómeno natural sólo es posible si existe conectividad entre el cuerpo de agua y la ribera. La extensión, ancho y continuidad longitudinal de la vegetación son algunos de los atributos más importantes de las comunidades riparias. La vegetación contribuye con su sistema radicular a la retención de contaminantes (Mendoza et al., 2015) y estabiliza las márgenes disminuyendo la erosión hídrica (Elosegi & Díez, 2009).

El desarrollo y la aplicación de índices de calidad de riberas adaptados a las características de los sistemas acuáticos locales permite detectar, monitorear y gestionar riesgos asociados a la modificación del ambiente ripario autóctono. Aunque se han desarrollado índices con el objetivo de cualificar y cuantificar su calidad ecológica, por ejemplo el Índice de Calidad del Bosque de Ribera (QBR) (Munné et al., 2003) y su adaptación a los bosques andino-patagónicos (QBRp) (Kutschker et al., 2009), existen pocos antecedentes (Feijoó et al., 2012), sobre la aplicación de índices de calidad de ribera en ríos y arroyos pampeanos.

El objetivo del presente trabajo es elaborar un índice de calidad de aguas y un índice de calidad de riberas que contemplen las características de los cursos de agua de la región pampeana y cuya aplicación resulte fácilmente adaptable a otros ambientes acuáticos de llanura de distintas regiones geográficas.

MÉTODOS

Área de estudio

La cuenca del arroyo La Choza (Buenos Aires, Argentina) tiene una superficie aproximada de 555 km2 . Junto con los arroyos El Durazno y La Horqueta, desemboca en el Embalse Roggero (Fig. 1), que es el espejo de agua de mayor extensión de la RMBA, con una superficie de 460 ha a cota 17,5 m s.n.m. y una profundidad media de 1,8 m (Sadañiowski, 2003). Este reservorio constituye la naciente del Río de la Reconquista (Fig. 1) y su origen está asociado a la construcción de la presa “Ingeniero Carlos Roggero” para el control de inundaciones en la cuenca media e inferior del río (Sadañiowski, 2003), una de las áreas más densamente pobladas del país.

El relieve de la región pampeana incluye planicies con suaves lomadas, con pendientes regionales de 10-3 o levemente inferiores (Sala et al., 1983). Los suelos de la región se han desarrollado en el loess pampeano y están caracterizados por una textura limosa y una composición mineralógica rica en nutrientes. Son suelos minerales con un horizonte superficial de color oscuro (AABA, 2010).

De acuerdo a la clasificación de Köppen, el clima de la región es templado húmedo con precipitaciones promedio anuales de 1055 mm, con máximos en marzo (125 mm/mes) y mínimos en junio (56 mm/mes) (WMO, 1996). La temperatura media del mes más frío (julio) es 10,4 °C y la del más cálido (enero) 23,7 °C. Los excesos de humedad se registran de marzo a noviembre (INTA, 2012).

En cuanto a los usos del suelo, la ganadería y la agricultura ocupan cerca del 90 % de la superficie de la cuenca, mientras que las áreas urbanas/ suburbanas alcanzan aproximadamente el 6 % y el resto es ocupado por otras actividades productivas, como la horticultura (Basílico, 2008). Aguas arriba del tramo estudiado del arroyo La Choza existe un núcleo urbano correspondiente a la ciudad de General Rodríguez, mientras que aguas abajo, una pequeña parte de la superficie correspondiente a las riberas del Embalse Roggero está destinada a la conservación biológica, actividades recreativas y turísticas, educación ambiental e investigación, destacándose el Área Natural Protegida Dique Ing. Roggero (Partido de Moreno). Las tendencias observadas en el uso del suelo indican un aumento en las superficies industriales y urbanizadas incluso en la modalidad de urbanizaciones cerradas, el reemplazo de ganadería tradicional por la siembra de soja y la transformación de la ganadería extensiva hacia prácticas más intensivas. La cuenca del arroyo El Durazno comprende un área de 360 km2 y tiene una longitud de 32 km, siendo la ganadería y pasturas naturales y la agricultura los principales usos del suelo (60 % y 20 % respectivamente) (de Cabo et al., 2010). La vegetación del valle aluvial del arroyo El Durazno está caracterizada por las helófitas Schoenoplectus californicus e Hydrocotyle bonariensis (Faggi et al., 1999). En la cuenca baja del arroyo existen fuentes puntuales de contaminación, asociadas principalmente a la cría y engorde de ganado porcino.

Las características físico-químicas e hidroló- gicas de los principales cursos de agua de la cuenca superior del Río Reconquista han sido estudiadas por Arreghini et al. (2005, 2007), quienes propusieron al arroyo El Durazno como sitio de referencia de calidad de aguas de toda la cuenca. Por el contrario, en la cuenca del arroyo La Choza pueden encontrarse sitios con muy bajos niveles de oxígeno disuelto (OD), concentraciones elevadas de amonio (N-NH4 +), fósforo reactivo soluble (PRS) y fósforo total (Pt), producto de descargas puntuales de efluentes industriales, agropecuarios y domésticos (Basílico et al., 2013).

Muestreo de aguas superficiales

Se identificaron las principales fuentes puntuales de contaminación en ambos arroyos y se las evaluó a través de un muestreo aguas arriba y abajo de cada ingreso de efluente y en el propio efluente. Se realizaron cuatro campañas de muestreo con frecuencia estacional entre mayo de 2010 y febrero de 2011 en las que se colectaron muestras de agua superficial en sitios del arroyo La Choza a 5,46 km, 5,30 km, 4,29 km y 1,93 km (C1, C2, C3 y C4, respectivamente) aguas arriba de la desembocadura del arroyo en el Embalse Roggero (34°40’9,58”S y 58°53’33,25”O) y en la desembocadura de dos canales (EC1 y EC2) que vierten efluentes mixtos de una industria avícola a este arroyo. El canal EC1 vierte sus aguas en un punto intermedio entre C1 y C2 y el canal EC2 entre C2 y C3. En la campaña correspondiente al verano del 2011 también se colectaron muestras en un sitio de la cuenca correspondiente a un entorno netamente rural en un afluente del arroyo La Choza a 23,94 km de su desembocadura (C0, Fig. 1) con el objetivo de identificar un posible sitio de referencia de calidad de aguas para la cuenca de este arroyo. A partir de los resultados obtenidos en los primeros muestreos, se realizaron cuatro campañas de muestreo adicionales entre julio de 2012 y marzo de 2013, colectándose muestras de agua en los sitios C1 y C2 y en el efluente EC1. Durante estas fechas también se colectaron muestras en dos sitios del arroyo El Durazno (Fig. 1) a 2,26 km y 2,14 km (D1 y D2, respectivamente) de la desembocadura de este arroyo en el Embalse Roggero (34°41’49,49”S y 58°53’40,86”O) y en la desembocadura de un canal que vierte aguas residuales de un feedlot porcino (sitio ED1) en un punto intermedio entre ambos sitios del arroyo (aguas abajo del sitio D1).

Variables físicas y químicas

Las siguientes mediciones se realizaron in situ: temperatura del agua (T), pH, conductividad eléctrica (CE) y oxígeno disuelto (OD), en todos los casos con sensores marca Hanna®. En cada sitio se tomaron muestras por triplicado, que fueron filtradas a través de filtros Whatman GF/C y transportadas al laboratorio a 4 °C para su análisis dentro de las 48 h posteriores. Se determinaron sólidos suspendidos totales (SST) y cloruros (Cl – ) según APHA et al., (1992). Se dio especial valor al análisis de nutrientes (nitrógeno amoniacal y fósforo total) dada la importancia de estas variables en la producción de la biomasa de macrófitas y algas, y sobre el estado trófico del sistema. La determinación de amonio fue realizada sobre muestras filtradas, según Mackereth et al. (1989). Para la determinación de fósforo total (Pt) y DBO5 se tomaron muestras adicionales que no fueron filtradas. El Pt fue determinado analíticamente utilizando la técnica del molibdato ascórbico, con digestión previa con ácido sulfúrico concentrado y persulfato de potasio, según Strickland & Parsons (1972). La DBO5 fue determinada según APHA et al. (1992). Se realizaron comparaciones de medianas entre sitios aguas arriba y abajo del ingreso de cada efluente, utilizando la prueba no paramétrica U de MannWhitney. Al utilizar las medianas esta prueba resulta robusta en caso de valores atípicos y falta de normalidad.

Adaptación del Índice de Calidad de Agua

Para cada fecha y sitio de muestreo de los arroyos La Choza, El Durazno y los efluentes, se calculó el Índice de Calidad de Aguas (ICA) propuesto por Berón (1984), a partir de la información completa de las variables requeridas (temperatura, cloruros, nitrógeno amoniacal, DBO y OD). Se seleccionó este índice dado que utiliza únicamente variables físicas y químicas y fue desarrollado para la evaluación de la calidad del agua en la cuenca Matanza-Riachuelo, también perteneciente a la RMBA. El cálculo de dicho índice se realizó de acuerdo a la siguiente expresión (Ecuación 1, Berón, 1984):

donde qi es un valor asignado a cada variable según el peso relativo y el valor de la misma y wi es el peso relativo de la variable de acuerdo a su importancia en relación a la calidad de las aguas.

Se elaboró un nuevo índice de calidad de aguas, el Índice de Calidad de Aguas Pampeanas (ICAP), seleccionando variables indicadoras de contaminación orgánica y por nutrientes (SST, N-NH4 +, Pt, DBO5 , OD) (Anexo 1). Esta selección tuvo en cuenta el uso actual de las aguas superficiales en el área, descartándose las variables temperatura y cloruros por no estar directamente relacionadas con la contaminación orgánica y con el objetivo de reducir el número de variables que componen el índice. El cálculo del índice ICAP se realizó utilizando el algoritmo de Berón (1984) pero incluyendo las variables SST y Pt y considerando que todas las variables tienen el mismo peso relativo. Los valores de ICA e ICAP pueden variar en el rango de 0 (“semejante a cloacal crudo séptico”) a 10 (“pureza original”) (Berón, 1984). Para las variables SST y Pt se aplicó el criterio de INA (2011) porque los arroyos estudiados pertenecen a la cuenca del Plata y se trata de niveles guía que tienen en cuenta el uso del agua.

Se analizó la correlación de Pearson entre ICA e ICAP y la variable “déficit de oxígeno disuelto” (D), definida como la diferencia entre la concentración de saturación de OD teórica en agua para la temperatura y la presión atmosférica al momento del muestreo (Wetzel, 1981) y la concentración de OD medida in situ. A fin de eliminar la fuente de variabilidad diaria de la concentración de OD asociada a la fotosíntesis de algas y macrófitas (Margalef, 1983) la determinación de esta variable fue realizada aproximadamente a la misma hora en todos los muestreos. Se descartaron los datos correspondientes a fechas donde el valor de la concentración OD fue de sobresaturación, dado que esta condición interfiere con el análisis ya que puede relacionarse con tasas fotosintéticas altas asociadas a concentraciones elevadas de nutrientes. Se analizó la existencia de una relación lineal entre los valores de los índices ICA e ICAP y D, que permitiría caracterizar aproximadamente la calidad de las aguas de nuevos sitios de muestreo en base a la estimación de D (Sánchez et al., 2007).

Para la determinación del valor de qi (Anexo 1) que se le asigna a cada variable según la concentración medida, se consideró la aptitud de las aguas de ambos arroyos para distintos usos: consumo humano con tratamiento convencional (I), actividades recreativas con contacto directo (II), actividades recreativas sin contacto directo (III), actividades recreativas pasivas (IV), preservación de la vida acuática con exposición prolongada (V); preservación de la vida acuática sin exposición prolongada (VI), preservación de especies de peces sin efectos subletales (VII) y preservación de especies de peces sin efecto letal (VIII), propuestas por INA (2011) para la evaluación de calidad de agua.

Adaptación del Índice de Calidad de Riberas

En cada arroyo se seleccionaron tramos de 100 m de longitud cuyo punto medio coincidiera aproximadamente con los puntos de muestreo de calidad de aguas superficiales C0, C1, C2 (incluye el ingreso del efluente EC1 desde la ribera Norte), C3 (incluye el ingreso del efluente EC2 desde la ribera Norte), C4 y D1 (incluye el ingreso del efluente ED1 desde la ribera Sur). Se aplicó un índice de calidad de riberas pampeanas (ICRP) en cada tramo y en las mismas fechas que los muestreos de agua. Éste índice fue elaborado a partir del índice QBRp modificado por Kutschker et al., (2009) (Anexo 2, Parte A), el cuál fue ampliado con el objetivo de incorporar información adicional sobre el terreno adyacente a la ribera (Anexo 2, Parte B). Para la parte A se mantuvo el mismo criterio de puntuación que en el trabajo de Kutschker et al. (2009). Para la parte B se asignó un valor máximo de 33 puntos para los criterios a y b y un valor de 34 para el criterio c, sumando un total de 100 puntos. Se determinaron in situ las especies vegetales más abundantes (cobertura estimada >5 %) como también el uso del suelo y la pendiente de los lotes adyacentes. El criterio para establecer la calidad de la ribera según la pendiente se explicita en el Anexo 2 (criterio a, parte B). Se asumió que a menor pendiente y mayor permeabilidad de los suelos ribereños, la remoción de contaminantes de las aguas de escorrentía es más eficaz. La puntuación final para cada ribera de cada tramo se calculó como el promedio de las puntuaciones de ambas partes. El rango teórico de variación del índice es de 0 a 100 puntos, distinguiéndose diferentes rangos de calidad de ribera entre “calidad pésima” y “estado natural” (Kutschker et al., 2009).

RESULTADOS

Variables físicas y químicas

En la Tabla 1 se presentan los valores medianos, mínimos y máximos de las variables fisicoquímicas determinadas en cada estación de muestreo. La temperatura mediana del agua en los sitios C1 a C4 del arroyo La Choza varió entre 16,0 y 17,0 °C, mientras que el efluente EC1 tuvo una temperatura algo superior (20 °C). El agua residual EC1 estuvo caracterizada, además, por valores muy elevados de SST, N-NH4 +, Pt y DBO5 . El pH resultó alcalino en todas las fechas y sitios, con un valor máximo de 8,70 en EC2. Los valores máximos de CE se registraron en los sitios del arroyo El Durazno, con un máximo de 2603 μS/cm en el agua residual proveniente del feedlot porcino (ED1). En el arroyo La Choza, la concentración de OD descendió a partir del ingreso de las aguas residuales de la industria avícola, con valores medianos de 3,0 mg/L y 2,1 mg/L en los sitios C2 y C3, ubicados aguas abajo EC1 y EC2 respectivamente. El ingreso de las aguas residuales del feedlot porcino (ED1) en el arroyo El Durazno, no alteró de manera significativa el nivel de OD (p>0,05), con valores medianos superiores a 5,00 mg/L en D1 y D2, aunque las muestras de agua residual colectadas revelaron valores muy elevados de N-NH4 + (máx = 74,34 mg/L) y valores elevados de SST, Pt y DBO5 . Comparando los valores medianos de distintas variables en los sitios C1 y C2, el ingreso de estas aguas residuales (EC1) en el arroyo La Choza produjo el incremento de las concentraciones de SST, N-NH4 +, Pt y DBO5 , siendo estadísticamente significativa (p<0,05) la diferencia en la concentración de SST entre los sitios C1 y C2. Cerca de la desembocadura del arroyo La Choza en el embalse Roggero (sitio C4), los valores de SST y DBO5 resultaron similares a los determinados en C1. Sin embargo, no ocurrió lo mismo en el caso de N-NH4 + y Pt, con valores superiores en C4 con respecto a C1.
Índices de calidad de agua

Los déficits de oxígeno disuelto (D) estimados variaron en el rango de 0,0 a 9,3 mg/L, con un valor medio de 5,5 mg/L, mientras que los valores medios de ICA e ICAP resultaron similares en todos los sitios, siendo 3,9 y 3,5 respectivamente. Según los valores calculados del ICA las muestras varían entre “semejante a cloacal crudo séptico” (ICA = 0) y “polución leve” (ICA = 8). En el caso del ICAP el valor mínimo también lo sitúa en lí- quido cloacal puro y el máximo hallado (8,2) se encuentra incluido entre “polución leve” y “pureza original” (ICA = 10). Según ambos índices, la mejor calidad de agua correspondió al arroyo El Durazno y la peor a las aguas residuales EC1, EC2 y ED1, en las cuales se encontró el mayor déficit de OD (D = 9,3 mg/L).

En la Fig. 2 se muestran los valores medios de los distintos índices calculados en cada sitio. Según el ICA, la mejor calidad de agua en el arroyo La Choza correspondió al sitio C1 con una media de 4,1 puntos (polución-polución elevada), mientras que el menor valor correspondió al sitio C3, con una media de 2,7 puntos (polución elevada). Según el ICAP, el mayor valor del índice corresponde al sitio C4 (4,3 puntos), el más alejado del efluente EC1, y el menor a C2 (2,9 puntos), el más cercano aguas abajo de EC1. En el arroyo El Durazno, los valores medios de ambos índices fueron similares. En los sitios D1 y D2, la aplicación de los índices no permite una clasificación adecuada en relación a la calidad de aguas ni a lo observado in situ. El sitio D2 se encuentra aguas abajo del vertido de aguas residuales de criadero porcino, sin embargo los valores de ambos índices son mayores que en D1 y son muy superiores a los obtenidos para los sitios del arroyo La Choza. La clasificación de las aguas residuales del sitio EC1 según los índices de calidad de agua utilizados, obtuvo los valores medios más bajos de todos los sitios (ICA = 1,9, ICAP = 0,8), mientras que para el efluente EC2 los valores resultaron levemente superiores (ICA = 3,1, ICAP = 3,3). El efluente ED1 obtuvo valores de ICA e ICAP de 5,1 y 2,9, respectivamente.

El análisis estadístico de los datos permitió establecer una correlación de Pearson negativa altamente significativa (p<0,01) entre ICA y D e ICAP y D y una correlación positiva altamente significativa entre ambos índices. El ajuste de los datos de ICA y D e ICAP y D a una función lineal resultó regular en ambos casos, con coeficientes de determinación (R2 ) de 0,402 y 0,585 para ICA(D) e ICAP(D), respectivamente. Sin embargo, se destaca que el mejor ajuste fue obtenido a partir de los datos del índice ICAP, que fue elaborado teniendo en cuenta las condiciones específicas del sistema estudiado. Analizando la aptitud de los tramos bajo estudio según los criterios de INA (2011), el tramo correspondiente al arroyo La Choza (C1 a C4) resultó no apto para ninguno de los usos evaluados en relación a los bajos niveles de OD y elevados niveles de DBO5 . El tramo correspondiente al arroyo El Durazno (D1 a D2) resultó apto para los usos I (consumo humano con tratamiento convencional), III (actividades recreativas sin contacto directo) y IV (actividades recreativas pasivas).
Índice de Calidad de Riberas Pampeanas (ICRP)

Los valores del ICRP (promedio de ambas riberas) variaron entre 40 (calidad mala) y 74 puntos (calidad buena), con los valores promedio más elevados obtenidos en los tramos correspondientes a C0 y C4 (Fig. 2). En los tramos correspondientes a C1 y C4 los valores de ICRP fueron similares en ambas riberas en todas las fechas de campaña, ubicándose dentro del rango de “calidad intermedia” (ambos sitios) y “calidad buena” (tramo C4). En la mayoría de los tramos no existieron diferencias marcadas en el valor del ICRP entre las distintas fechas. Por otra parte, las mayores diferencias en el valor del índice entre riberas de un mismo sitio, se obtuvo en tramos que reciben el aporte de agua residual. Los valores promedio más bajos se obtuvieron en C2, correspondiendo el menor valor a la ribera norte, que recibe el aporte del efluente EC1. Este resultado coincide con la caracterización físico-química y los valores del ICAP que asignan la peor calidad de agua a este tramo del arroyo La Choza (Fig. 2).

En la Tabla 2 se incluye una lista de las especies más abundantes encontradas en las riberas de ambos cursos de agua durante las campañas de muestreo. Las principales condiciones que redujeron el valor del ICRP fueron la ausencia o escasa abundancia de hierbas palustres (Hydrocotyle bonariensis, H. ranunculoides, Polygonum punctatum, Sagittaria montevidensis, entre otras), la presencia de especies vegetales exóticas e invasoras y la existencia de estructuras transversales al cauce (puente Irigoyen, tramo C2) (Fig. 3). En ambas riberas del tramo C1 se encontraron parches e individuos aislados de la especie invasora Gleditsia triacanthos (“acacia negra”). En los tramos C0 y C4, con los valores más altos, la estructura de ambas riberas conservó al menos parcialmente su condición natural, con vegetación predominantemente nativa (Fig. 3).

DISCUSIÓN

El patrón espacial hallado en la calidad de agua en ambos arroyos está definido principalmente por las descargas residuales industriales. Los resultados ponen de relieve el impacto que puede tener el vertido de efluentes con escaso tratamiento sobre la calidad del agua en arroyos de bajo orden lótico. Por otra parte la extensión del impacto suele ser local, dado que la calidad del agua se incrementa a mayor distancia del vertido, por efecto del aporte de agua superficial y subterránea no contaminada, sedimentación de los só- lidos, y distintos procesos de autodepuración que tienen lugar en el curso de agua (degradación de la materia orgánica, biofiltración, adsorción, fijación de C, etc.). Tanto el pH como la CE de la mayoría de los sitios resulta comparable a los niveles base de los tributarios de los ríos Paraná y de la Plata (Feijoó & Lombardo, 2007). La caracterización fí- sico-química de los arroyos La Choza y El Durazno resultó similar a la reportada por Arreghini et al. (2007) para los mismos cursos de agua para todas las variables estudiadas.

Si bien el deterioro de la calidad del agua y de las riberas responde a diferentes factores, en el tramo C2 se observaron las peores condiciones de ambos aspectos. Cabe destacar que los índices de calidad de agua suelen ser más variables que los de ribera. El nivel de los sólidos suspendidos suele correlacionar con los niveles de nutrientes y materia orgánica (Basílico et al., 2014), por lo tanto su inclusión en el ICAP resulta relevante. La adaptación de los índices de calidad de agua a las características locales de los sistemas acuáticos, es una alternativa metodológica a la aplicación de un índice genérico, aunque ésta última permite una comparación cualitativa entre sistemas acuáticos de características disímiles. También se destaca la posibilidad de aplicar el mismo índice tanto a las aguas residuales como a los sistemas acuáticos receptores. Sin embargo, existen factores como la variación de la intensidad de la radiación solar a lo largo del día y el año, la abundancia de algas y macrófitas, la intensidad del viento, la presencia de desniveles en el terreno, que no están asociados con la contaminación hí- drica sino que resultan característicos del medio natural, pero que inciden sobre la concentración de OD, por lo tanto deberían tenerse en cuenta al momento de aplicar este tipo de índices. Cabe señalar que tanto ICA como ICAP son aplicables únicamente cuando la contaminación hídrica es de tipo orgánica, dado que no consideran otros contaminantes, por ejemplo, metales (Lacoste & Collasius, 1996).

En general, las principales condiciones que disminuyeron el valor del índice ICRP fueron la escasa permeabilidad de los suelos, determinados usos del suelo (por ejemplo ganadero e industrial) y la existencia de vertidos de efluentes agro-industriales. La baja permeabilidad de los suelos posibilita el lavado de nutrientes hacia los arroyos durante las precipitaciones que generan escorrentía, aunque las bajas pendientes del terreno favorecen la infiltración. Se consideró que el uso del suelo ganadero de los terrenos adyacentes a la ribera incrementa los riesgos de contaminación hídrica e invasión biológica en los arroyos, dado que el acceso del ganado a la ribera es una práctica común en la región que favorece, entre otras, la erosión y la dispersión de semillas de G. triacanthos. Giorgi et al., (2013) destacan la presencia de esta especie como invasora en riberas de arroyos cercanos al área de estudio y postulan que la invasión, además de disminuir la biodiversidad por reducción de las macrófitas y de los organismos asociados a ella, reduce la producción primaria provocando cambios en la red trófica de estos ambientes. Si bien se encontraron otras especies invasoras tales como Arundo donax o Sorghum halepense, la invasión por G. triacanthos es un problema crítico dada su elevada velocidad de crecimiento y el éxito escaso que suelen tener las técnicas de control.

El uso de los lotes adyacentes a la ribera y la existencia de ingresos laterales directos de agua, resultan características relevantes que también fueron incluidas en el índice aplicado por Feijoó et al., (2012) en un arroyo de características similares, orientado principalmente a la valoración del impacto por contaminación difusa.

La caracterización de tramos de arroyos por medio de los índices de calidad de aguas (ICAP) y riberas pampeanas (ICRP) coincidió en que la peor valoración correspondió al sitio con mayores impactos (C2). Sin embargo, cada uno de los índices refleja aspectos diferentes de los ambientes acuáticos cuya relación no siempre es evidente. En arroyos de primer orden, la cobertura ribereña tiene una influencia muy importante sobre la calidad de las aguas, mientras que en cursos de agua de mayor orden tiene mayor importancia el uso del suelo a escala de cuenca (Dodds & Oakes, 2008) poniendo de relieve la necesidad de conservar y/o restaurar la cubierta vegetal de los ambientes ribereños en general, y en particular los de cursos de agua de bajo orden lótico.

Por otra parte, cada índice refleja condiciones ambientales distintas, mientras que el ICAP brinda información no sólo del tramo bajo estudio sino de los impactos aguas arriba (conectividad longitudinal), el ICRP pone de relieve la conectividad lateral al incorporar información de la ribera y de los ambientes terrestres adyacentes. La gran variabilidad temporal que puede tener la calidad de las aguas en los arroyos estudiados implica que el ICAP refleja la condición instantánea al momento de la toma de muestras, mientras que la condición de la ribera, aunque no aporta información relevante sobre la calidad del agua en un momento puntual, puede reflejar los impactos ambientales ocurridos a una escala temporal mayor.

CONCLUSIONES

El arroyo La Choza se encuentra severamente contaminado, producto del vertido de efluentes mixtos de diversos orígenes, con tratamiento insuficiente. Ésta situación se observa también, aunque en menor medida, en la cuenca del arroyo El Durazno. El deterioro de las riberas de estos cursos de agua está caracterizado por invasiones biológicas (principalmente G. triacanthos), por la existencia de estructuras transversales al cauce y por el uso industrial o ganadero de los terrenos adyacentes. Los índices de calidad de agua y de riberas desarrollados en este trabajo resultan de interés para la gestión y el monitoreo de la contaminación hídrica y del estado ecológico de los ríos y arroyos de la Región Metropolitana de Buenos Aires. Asimismo, su aplicación puede adaptarse a otros ambientes de la llanura pampeana. La utilidad potencial de estas herramientas no se limita al diagnóstico ambiental dado que pueden resultar relevantes en la evaluación de estrategias de remediación y restauración ecológica de tramos deteriorados por distintas actividades humanas.

AGRADECIMIENTOS

Los autores desean agradecer al Museo Argentino de Ciencias Naturales “Bernardino Rivadavia”-CONICET y a la Universidad de Flores por el financiamiento parcial de este trabajo. Además a Ignacio Healión y Roberto Ferrer del Área Natural Protegida Dique Ing. Roggero por su asistencia durante las campañas de muestreo y a Amalia González por su asistencia en la elaboración de figuras.

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Por: Gabriel Omar BASÍLICO^1,2, Laura DE CABO^1,2 & Ana FAGGI^1,2

Fuente: Rev. Mus. Argentino Cienc. Nat., n.s. 17(2): 119-134, 2015
ISSN 1514-5158 (impresa)
ISSN 1853-0400 (en línea)

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