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Introducción
El embalse La Quebrada forma parte de la Reserva Hídrica Parque Natural La Quebrada ubicada a 7 km de la localidad de Río Ceballos e integra el sistema de áreas naturales protegidas de la provin cia. Tiene una cuenca de aproximada mente 4200 hectáreas, dos tributarios, arroyos Colanchanga y Los Hornillos, y abastece de agua potable a aproximada mente 50.000 habitantes de las localida des de Río Ceballos, Unquillo y Mendio laza.
En los últimos años la cuenca de La Quebrada como todas las Sierras Chi cas han experimentado grandes trans formaciones debido principalmente al avance de la urbanización, la tala, la invasión de especies exóticas, el sobrepas toreo y los incendios ( Zak et al., 2004). Muchas de estas actividades favorecen los procesos erosivos arrastrando sedi mentos y cenizas que llegan al embalse provocando una disminución en su ca pacidad de almacenamiento y aumento de nutrientes, situación que favorece la eutrofización y el crecimiento de las al gas ( Daga & Pierotto, 2014).
La eutrofización es una de las amena zas más importantes que presentan en la actualidad los embalses a nivel mundial. Los estudios de Quirós & Drago (1999) referidos a embalses de las regiones áridas del centro, oeste y noroeste de nuestro país, indican que en general pre sentan un estado trófico que varía entre mesotrófico y eutrófico.
Particularmente, La Quebrada es uno de los cuerpos de agua más jóvenes de la provincia y en los últimos años se ha incrementado su nivel trófico donde las floraciones de algas son permanentes, afectando la calidad del recurso ( Pierotto & Daga, 2013; Daga & Pierotto, 2014).
El objetivo del trabajo fue evaluar el estado trófico del embalse a través de las variables físico-químicas y biológicas y analizar la composición y estructura del fitoplancton en base a los análisis de abundancia, biomasa, clorofila, diversi dad y riqueza específica.
Material y Método
Área de estudio
El embalse La Quebrada, se localiza en el centro-oeste de la provincia de Córdoba, en el faldeo oriental de las Sierras Chi cas, a 750 m s.n.m. Posee una profundi dad máxima de 34 m y se alimenta de los arroyos Los Hornillos y Colanchanga; Figura 1).
Figura 1: Fotografía satelital del embalse La Quebrada ubicando las estaciones de muestreo. Referencias: 1. Estación paredón de embalse (E 1 ); 2. Estación desembocadura arroyo Colan changa (E 2 ); 3. Estación desembocadura arroyo Los Hornillos (E 3 ) Figure 1: Satellite photograph of the La Quebrada Reservoir locating the sampling stations. References: 1. Reservoir wall station (E 1 ); 2. Colanchanga Stream mouth station (E 2 ); 3. Los Hornillos Stream mouth station (E 3 )
El clima de la zona es semiá rido templado, con lluvias de régimen monzónico de 949 mm anuales y la tem peratura media es de 18,9 °C ( Capitane lli, 1979. La vegetación forma parte del Distrito Chaqueño Serrano ( Cabrera, 1976) y se presenta en pisos altitudinales que abarcan los bosques de llanura pede montana, bosque serrano, arbustal y pas tizal de altura ( Luti et al., 1979; Cabido & Zak, 1999).
Toma de muestra y metodología
Se realizaron 8 muestreos estacionales comprendidos entre el verano de 2014 y el verano de 2016 . Las estaciones de muestreo se ubicaron en el paredón del embalse, estación E 1 (31º 08´56.55´´ S- 64º 20´31.57´´O) y desembocadura de cada uno de los tributarios: E 2 (31º 08´58.62´´ S- 64º 20´40.39´´O), des embocadura del arroyo Colanchanga y E 3 (31º 09´07.55´´ S-; 64º 20´58.92´´O) desembocadura del arroyo Los Hornillos ( Figura 1).
En la estación E 1 las muestras se toma ron con un muestreador tipo Van Dorn, a tres profundidades en la columna de agua (0,30; 1,5 y a los 3 m): una primera muestra para análisis del fitoplancton, una segunda muestra subsuperficial (0,30 m) para la determinación de clo rofila a y una tercera para el análisis de nitrógeno y fósforo total. Los análisis de nutrientes fueron realizados por perso nal del laboratorio CIQA de la Univer sidad Tecnológica Nacional, Facultad Regional Córdoba. Para la medición de la transparencia se utilizó el disco de Secchi.
En la desembocadura de los ríos las muestras se tomaron con una red de plancton de 20 μm de diámetro de poro.
En cada una de las estaciones de mues treo, utilizando instrumentos portátiles, se realizaron mediciones in situ de temperatura, pH, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto.
Las identificaciones algales se realiza ron mediante el empleo de microscopio óptico y la consulta taxonómicas de bi bliografía específica para cada grupo.
El recuento de células se efectuó con una cámara de Sedgwick-Rafter. La bio masa fitoplanctónica se estimó median te la clorofila a (APHA, 1992) y el bio volumen de acuerdo al método de Rott (1981). A partir de la construcción de tablas de presencia-ausencia, se estimó la frecuencia relativa de acuerdo a la fór mula: FR= S i/N x 100 donde S i = número de presencia de la especie i en las mues tras y N = número total de muestras.
Para el cálculo de la diversidad se utilizó el índice de Shannon-Weaver (1949).
La evaluación del estado trófico se rea lizó mediante el Índice de Carlson (Carl son, 1977). Para el análisis estadístico de los datos se usó el programa InfoStat Software ( Di Rienzo et al., 2017).
Resultados
En enero de 2014 al comenzar el estudio la provincia atravesaba un período de se quía prolongado y como consecuencia el embalse presentaba una cota de 14 m por debajo del nivel de vertedero ( Tabla 1).
Tabla 1: Valores máximos, mínimos y medios de los parámetros físicoquímicos en las tres estaciones de muestreo Table 1: Maximum, minimum and average values of the physical-chemical parameters in the three sampling stations
Hacia fines de febrero de 2014 las abun dantes precipitaciones llevaron al embal se a su cota máxima descargando el ex ceso de agua por el vertedero hasta mayo del mismo año. En el verano de 2015, especialmente durante el mes de febrero, nuevamente se incrementaron las lluvias provocando fuertes inundaciones en la zona, lo que llevó a abrir las válvulas para el escape de agua y evitar desbordes ante nuevas crecidas. Se aclara que no fue po sible tomar muestras durante el verano de ese año.
En la Tabla 1 se observan los valores máximos, mínimos y medios de los prin cipales parámetros físicoquímicos del embalse a los 0,30 m y en desembocadu ra de los tributarios.
La temperatura mínima del agua fue de 11 °C y se registró en E 1 y la máxi ma de 28,5 en E 3. En E 2 se observaron las temperaturas medias menores, situación que puede ser atribuida a la abundante vegetación de ribera a lo largo del cauce que disminuye la intensidad lumínica y con ello la temperatura.
En los muestreos verticales en E 1 no se registraron diferencias significativas que permitieran definir una estratificación térmica. Lo que se observó fue una dife rencia de 1 ºC entre la muestra subsuper ficial (0,30 m) y la de mayor profundidad (3 m) durante el verano.
El embalse y la desembocadura de los tributarios se caracterizaron por presen tar aguas alcalinas con pH entre 8,3 y 9,3. La conductividad registró valores míni mos de 272 μS cm -1 y máximos de 389 μS cm -1. El análisis de OD presentó los valores mayores en otoño-invierno y los menores en primavera-verano. La trans parencia del agua osciló entre 1,15 y 1,60 m; la menor transparencia fue observa da en la primavera de 2015 y coincidió con un elevado biovolumen y la mayor transparencia fue en otoño de 2015 (1,60 m) y se correspondió con valores bajos de biovolumen. Sin embargo, no se ha llaron diferencias significativas entre la transparencia y el biovolumen (r= -45; p=0,23).
El nitrato presentó un valor medio de 0,52, observándose una correlación po sitiva entre los valores de nitrato y nú mero de células (r=0,95, p=0,017) y en tre nitrato y clorofila (r=0,74, p=0,050). El fósforo presentó un valor medio de 0,21mg.L -1.
Se identificó un total de 128 taxa que se distribuyeron en 9 grupos ( Figura 2).
Figura 2: Distribución de taxones en los distintos grupos algales durante el período estudiado. Figure 2: Distribution of taxa in the different algal groups during the studied period
La estación de muestreo que presentó mayor riqueza de especies fue E 3, con un promedio de 19 especies y la estación con menor riqueza fue E 1, con un pro medio de 9 especies.
El grupo con mayor riqueza de espe cies corresponde a las diatomeas con 52 taxones, y Aulacoseira granulata presen tó la mayor frecuencia relativa en E 1 con el 50% . En E 2 y E 3 las diatomeas con ma yor frecuencia fueron Melosira varians con el 42%, Ulnaria ulna con el 79% y Navicula cari con 62%.
Las Euglenozoa presentaron 28 taxo nes y el mayor número de especies ocu rrió en la desembocadura de los tributa rios. La especie con mayor frecuencia fue Trachelomonas volvocina var. volvocina con el 25%.
Dentro de Chloroplastida se observó un total de 24 taxones con mayor presen cia en E 2 y E 3. Las clorofitas unicelulares con mayor frecuencia fueron Phacotus lenticularis con el 29% y Closterium aci culare con el 13%, con mayor desarrollo en primavera. Mientras que las especies filamentosas estuvieron representadas por Chaetomorpha herbipolensis, Clado phora glomerata y Oedogonium sp., que fueron evidentes durante el invierno. Las Rhodophyceae estuvieron representa das por dos especies: Batrachospermun atrum var. puiggarianum y Compsopogon coeruleus, en E3, durante los meses fríos.
Se identificó un total de 16 taxones de Cyanobacteria, presentes en la desem bocadura de los tributarios. Las especies con mayor frecuencia fueron Pseudoana baena limnetica y Planktothrix agardhii con el 12%.
En Chrysophyceae se identificaron 3 taxones, en Cryptophyceae y Xantho phyceae un solo taxón en cada grupo y de aparición esporádica.
Ceratium furcoides fue la especie do minante en todo el estudio con una fre cuencia del 100% en E 1, único taxón den tro de las Dinophyceae.
Al analizar la abundancia del número de células entre las estaciones de mues treo se registraron diferencias significa tivas entre la estación E 1 y la desemboca dura de los tributarios E 2 y E 3 (H=16,21; p=0.003), en cambio no se observaron diferencias significativas para el número de células en las distintas profundidades (H=4,2; p= 0.13).
La mayor densidad celular y biovolu men en E 1 (0,30 m) se observó en oto ño e invierno de 2014 con 7040 y 7564 cel.mL -1 y biovolúmenes de 135 y de 194 mm 3.L -1 respectivamente ( Figura 3).
Figura 3: Variaciones del número de células, biovolumen y clorofila en la estación de muestreo E 1 , (0,30 m) durante el período estudiado. Figure 3: Variations of the number of cells, biovolume and chlorophyll in the E 1 sampling station, (0.30 m) during the studied period
El menor número de células a la misma profundidad ocurrió en otoño de 2015 con 997 cel.mL -1 y un biovolumen de 25 mm 3.L -1. Posiblemente la causa de esta gran diferencia ocurrida durante ambos otoños fue el abundante ingreso de agua y las evacuaciones por el vertedero hasta mediados de otoño del mismo año. En la primavera de 2014 se registró el biovolu men menor de 11mm 3.L -1, con una den sidad celular de 3500 cél.mL -1, donde el mayor número de células corresponde a Phacotus lenticularis, organismo con baja contribución al biovolumen debido a su talla pequeña.
En la desembocadura de los tributarios las densidades celulares oscilaron entre 30 y 880 cel.mL -1, con biovolúmenes entre 0,05 y 38 mm 3.L -1, este último valor lo aportaron clorofitas filamentosas como Chaetomorpha herbipolensis, Cladophora glomerata y Oedogonim sp. Son especies perifíticas y probablemente por las cre cidas que experimentaron estos cursos de agua se desprendieron del sustrato y pasaron a formar parte del plancton.
Otra manera de estimar la biomasa fitoplanctónica es a través de la concen tración de la clorofila a que presentó su máximo valor en el otoño y el invierno de 2014 (55 mg.m 3 y 49 mg.m 3) y el me nor valor en la primavera del mismo año (5 mg.m 3). Se observó una correlación positiva entre la clorofila y el número de células (r= 0,90; p=0,0024) y entre la clo rofila y el biovolumen (r= 0,88; p=0,019).
La diversidad en E 1 presento valores <1 hasta 1,79 bits ind -1 y en la desembo cadura de los tributarios los valores de diversidad fueron similares entre <1 has ta 2,37 bits ind -1.
De acuerdo al índice de estado trófico se clasificó el embalse como mesotrófi co en otoño e invierno de 2015 y como eutrófico en los restantes muestreos. Donde los valores para el disco de Secchi oscilaron entre 50 y 70, para el fósforo entre 40 y 90 y para la clorofila a variaron entre 40 y 80 ( Figura 4).
Discusión
De acuerdo al régimen térmico local el embalse La Quebrada es de tipo mono míctico, presenta un período de mezcla durante el invierno y se estratifica en el verano ( Pierotto & Daga, 2013; Daga & Pierotto, 2014). Debido a que los mues treos verticales se realizaron hasta los 3 m de profundidad, solo se pudo obser var la presencia de una termoclina se cundaria, situación frecuente que puede atribuirse al calentamiento superficial diario y ausencia de vientos ( Degano et al., 2016).
El pH, el OD y la conductividad pre sentaron variaciones similares a otros estudios realizados en este embalse ( Pierotto & Daga, 2013; Daga & Pierotto, 2014).
En E 1 la mayor densidad celular la aportó Ceratium furcoides; dentro del gé nero las especies más habituales son C. hirundinella y C. furcoides ( Popovský & Pfiester, 1990). La presencia de C. hirun dinella, en La Quebrada y otros cuerpos de agua de la provincia ha sido registrada desde el año 2000 ( Pierotto et al., 2003, 2009). Entre los años 2011 y 2013, C. hirundinella fue remplazado por C. fur coides en el embalse La Quebrada ( Daga et al., 2015) como así también en el em balse San Roque ( Daga et al., 2017). En un estudio realizado por Meichtry et al. (2014) en el embalse Yaciretá relaciona ron la aparición de C. furcoides con una mayor estabilidad en la columna de agua, un aumento de nutrientes y del tiempo de residencia del agua. Situaciones simi lares fueron observadas años previos a este estudio cuando sequías prolongadas aumentaron el tiempo de residencia del agua y los incendios forestales incremen taron la entrada de nutrientes ( Daga & Pierotto, 2014; Daga et al., 2015).
Los valores mayores de clorofila se co rresponden a altas densidades de C. fur coides y el menor valor ocurrió cuando se observó un mayor número de célu las de Phacothus lenticularis, alga verde unicelular con alta tasa de crecimiento y frecuente en ambientes alcalinos con CO 3Ca ( Gruenert & Raeder, 2014). Si bien no hay una relación lineal entre el tamaño celular y el contenido de clorofi la , en general organismos como Phacotus tienen menor volumen celular y menor contenido de clorofila que los organis mos de grandes dimensiones como Ce ratium, los cuales contribuyen en mayor proporción a la productividad neta del ecosistema ( Felip & Catalán, 2000).
Los valores bajos de diversidad en E 1 son atribuidos a una elevada biomasa de Ceratium, en tal sentido Sournia (1978) señala que la diversidad disminuye cuando los individuos de especies raras son sustituidos por individuos de espe cies comunes.
Si bien Ceratium no produce toxinas, puede generar numerosos impactos en el recurso hídrico, modificando las propie dades organolépticas del agua y dificul tades en los procesos de potabilización ( Pierotto et al., 2003; Ascencio et al., 2017). El índice de estado trófico asocia do al nutriente fósforo nos muestra que el embalse La Quebrada presenta niveles medios a altos de eutrofia. Numerosos autores señalan que valores superiores a 0,1 mg.L-1 de fósforo indican ambientes eutróficos ( Pesce & Wunderling, 2000; Monferrán et al., 2011).
El estado mesotrófico-eutrófico del embalse La Quebrada favorece el desa rrollo de floraciones algales, situación que nos lleva a plantear acciones inme diatas en el sistema acuático relaciona das con el manejo de la cota, control de actividades en la cuenca y reducción en los aportes de fósforo.
