El monitoreo de variables físico-químicas de agua consiste en la determinación periódica de parámetros físico-químicos en muestras de agua. Es una metodología muy útil para evaluar la calidad de un agua y establecer planes para su gestión, pero hay que tener en cuenta que para obtener una visión integrada del ecosistema acuático es necesario que esta herramienta sea articulada con otros monitoreos, como el biológico y el visual.

En esta entrada se hace referencia a las condiciones del agua superficial que pueden inferirse a partir de incrementos o descensos en los valores de los parámetros, independientemente de los valores estándares señalados en el Decreto Reglamentario 253/79. No se tendrán en cuenta estos valores como referencia debido a que los mismos fueron establecidos en función de un concepto de calidad de agua que se basa en el uso antrópico de la misma y no en la integridad biótica del ecosistema acuático, a pesar de que se describen los cursos de clase 3 como aguas destinadas a la preservación de la fauna y flora acuática. Asimismo, los valores límites de algunas variables físico-químicas han sido discutidos desde su aprobación y se han propuesto modificaciones de la norma. Por último, es importante resaltar que un estudio que integre los cambios medidos en los valores de los parámetros físico-químicos, elementos biológicos (mediante el biomonitoreo) y variables observables, a través del monitoreo visual, permite estimar con precisión la calidad del agua y del ecosistema acuático.

Algunas variables físico-químicas (Tabla 1) que se emplean para estudiar la calidad de agua son las siguientes:

Tabla 1. Algunos parámetros fisicoquímicos indicadores de calidad de agua.

El caudal (Q) es la cantidad de agua que lleva un canal en cierto tiempo. Se calcula como el producto de la sección transversal de canal (S) por la velocidad del agua (v).

Q  =  S  x  v

La medición debe realizarse en un sitio ubicado en un tramo recto y sin obstáculos, a efectos de que la corriente sea lo más homogénea posible. El caudal depende de la precipitación y escorrentía superficial y sub-superficial de la cuenca.

Contar con información del caudal a la hora de la obtención de otras variables ambientales es fundamental ya que permite el cálculo de cargas transportadas por tiempo. Por ejemplo al obtener la concentración de un nutriente se pueden estimar los kg de nutrientes que está transportando el sistema por unidad de tiempo.

Potencial de hidrógeno (pH)

El potencial de hidrógeno (pH) es una medida de acidez. Indica la concentración de iones hidronio (H₃O⁺) presentes en determinadas disoluciones. Su medición se realiza mediante potenciometría, con un electrodo conocido como pHmetro, pero también pueden usarse sondas multiparamétricas (Figura 1). Estos aparatos registran los niveles de otras variables, como temperatura, amonio y oxígeno disuelto.

Figura 1. Medición de parámetros usando sonda multiparamétrica. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

En aguas naturales el pH varía entre 6 y 9. Valores de pH muy alejados del 7 (neutro) deben llamar la atención ya que pueden estar indicando el ingreso de sustancias ácidas, anoxia y sobresaturación de oxígeno. Los efectos letales aparecen a valores menores a 4,5 y mayores a 9,5, aunque existen organismos adaptados a valores más extremos. El pH del agua permite detectar zonas de contaminación industrial y el ingreso de fertilizantes (Pérez-Castillo y Rodríguez, 2008).

La abundancia de productores primarios, como fitoplancton, condiciona el nivel de oxígeno disuelto y el pH del agua. Cuando su actividad fotosintética es sumamente elevada se genera una sobresaturación de oxígeno. Estos organismos consumen anhídrido carbónico (CO₂), lo que desencadena la formación de ácido carbónico (H₂CO₃) a partir de bicarbonato (HCO₃^–). En esta reacción se consumen iones hidrógeno del medio, con el consiguiente aumento de pH.

Temperatura

La fluctuación natural de la temperatura en un curso de agua es afectada cuando se liberan efluentes de mayor temperatura que la del agua que fluye naturalmente, cuando se modifica la cobertura de la vegetación de la ribera con la deforestación o degradación del monte ribereño y se expone el curso de agua a una mayor radiación solar, o por transferencia de temperatura de las infraestructuras construidas. Un incremento en la temperatura del agua puede evidenciar alguna de estas situaciones. Los cursos de agua en las zonas urbanas suelen presentar una mayor temperatura que en los ambientes naturales (Paul and Meyer, 2001).

La temperatura tiene una influencia directa en la actividad y respiración de los organismos y en la descomposición de la materia orgánica por microorganismos. Un aumento en la temperatura incrementa considerablemente la velocidad de las reacciones químicas que se producen en las actividades de los organismos afectando todo el metabolismo del sistema.

Oxígeno Disuelto (OD)

El oxígeno disuelto en el agua, normalmente se expresa en ppm (partes por millón) o mg.L^-1. La solubilidad del oxígeno en el agua depende de la temperatura; a mayor temperatura menos oxígeno se disuelve. Detectar una concentración menor de oxígeno a la correspondiente para una temperatura dada nos indica que estamos en una situación de subsaturación, que es perjudicial para muchos organismos. Valores mayores a los esperados para una temperatura dada implican una sobresaturación (Wetzel, 2001).

El oxígeno disuelto en el agua es un indicador del balance entre la fotosíntesis y la respiración y, por lo tanto, de la carga orgánica del sistema de agua. Su concentración depende, además de la temperatura, de la presión y concentración salina. Valores muy bajos de oxígeno (menores a 5 mg/L en condiciones de subsaturación) y anoxia pueden indicar contaminación orgánica del agua. Asimismo, valores muy elevados, superiores a 12 mg/L que implican una sobresaturación de oxígeno disuelto, pueden estar indicando una alta producción primaria del sistema generada por una gran cantidad de algas (floración algal) que liberan oxígeno, producto de la fotosíntesis.

Turbidez

La turbidez es una medida de la dispersión de la luz, que se debe principalmente a las partículas suspendidas, que pueden ser de origen orgánico o inorgánico. Pueden existir grandes cambios en la turbidez debido al ingreso de efluentes industriales o urbanos, o debido a procesos de erosión. Aguas relativamente calmas permiten la sedimentación del material suspendido, por lo que en general, presentan menor turbidez que aguas turbulentas en un mismo curso.

Se expresa en unidades nefelométricas de turbidez y se mide con un nefelómetro o turbidímetro. Estos aparatos registran la luz reflejada por las partículas suspendidas.

Transparencia

Desde el punto de vista óptico, la transparencia representa la profundidad a la que uno puede ver dentro del agua. Su estimación permite evaluar la incidencia de la radiación solar y se realiza, de manera más simple, utilizando el disco de Secchi (Figura 2). Éste es un disco de 20 a 30 cm. de diámetro, que consta de dos cuadrantes opuestos pintados de blanco y dos de color negro. El mismo se introduce en el agua, convenientemente al mediodía, usando una cuerda graduada en centímetros hasta que deje de ser visualizado y se lo asciende hasta que vuelva a ser visible (Drago, 1984). El promedio de ambas profundidades se reporta como profundidad de Secchi, que puede variar entre 0,1 y 40 m. El disco de Secchi no es posible utilizarlo en sistemas de baja profundidad como es el caso de la mayoría de las cañadas urbanas.

Figura 2. Uso de disco de Secchi para medir transparencia en el Arroyo La Curtiembre, Paysandú.
Foto: Polo de Ecología Fluvial.

Sólidos totales suspendidos (STS)

Los sólidos en suspensión en el agua son aquellos sólidos de tamaño superior a los sólidos disueltos, es decir, mayores a 0,45 micrómetros, compuestos en parte por materia inorgánica y en parte por orgánica. Incrementos en estas dos variables se correlacionan con un aumento en la turbidez del agua e indican un incremento de aportes minerales u orgánicos provenientes tanto de la erosión como de efluentes.

Materia orgánica en suspensión (MOS)

La materia orgánica en suspensión está integrada por seres vivos (plancton), detritos y materia orgánica proveniente de efluentes. La descomposición de la misma por microorganismos se realiza más rápido cuando aumenta la temperatura del agua, lo que provoca un rápido descenso de la concentración de oxígeno.

Sólidos disueltos totales (SDT)

Los sólidos disueltos totales (SDT) comprenden las sales inorgánicas, también llamadas macroconstituyentes (principalmente de calcio, magnesio, potasio, sodio, bicarbonatos, cloruros y sulfatos) y pequeñas cantidades de materia orgánica que están disueltas en el agua. La relevancia de los macroconstituyentes de un sistema acuático radica en su influencia sobre la presión osmótica interna de los organismos y en los equilibrios iónicos del medio externo. Las concentraciones de los macroconstituyentes se correlacionan con la conductividad del agua (Ramírez et al., 1997). Por tanto, un aumento de los sólidos disueltos totales indica un aumento de la conductividad del agua.

Salinidad

La salinidad expresa la concentración de sales minerales disueltas en agua. Corresponde al peso en gramos de sales presentes en 1000 g. de agua. Suele determinarse a través de salinómetros o por medio de la conductividad del agua, usando factores de correlación. La salinidad de las aguas continentales puede variar desde valores menores a 0,5% (agua dulce) a valores superiores a 35% (agua salina) (de Assis Esteves, 2011).

Las sales de efluentes industriales suelen contaminar los ecosistemas de agua dulce afectando a organismos poco tolerantes a la variación de salinidad (Yungán, 2010).

Conductividad

La conductividad es una medida de la capacidad de una solución para conducir la corriente eléctrica y aumenta con la concentración iónica, por lo que se utiliza para estimar la mineralización global del agua. Crece junto con el aumento de los SDT y salinidad. Generalmente, se mide en micro siemens.cm-2 y es afectada por la temperatura. A temperaturas más altas, aumenta la conductividad del agua. Asimismo, la contaminación de los sistemas acuáticos superficiales por lo general está asociada a un incremento de los valores de conductividad. En nuestro país la conductividad suele estar directamente correlacionada con la concentración de carbonato de calcio, medida que se obtiene a través de la alcalinidad.

Alcalinidad

La alcalinidad se puede definir como la capacidad del agua para neutralizar ácidos presentes en una muestra de agua. El bicarbonato (HCO₃^–) constituye la forma química de mayor contribución a la alcalinidad. Es particularmente importante cuando hay gran actividad fotosintética de algas y cianobacterias o cuando hay descargas industriales en un cuerpo de agua. En la mayoría de las aguas potables la alcalinidad se debe principalmente a iones bicarbonato y, en menor medida, al carbonato (CO₃^2-) (de Assis Esteves, 2011).

La alcalinidad representa el principal sistema amortiguador (sistema que se opone a los cambios de pH) del agua dulce y también desempeña un rol principal en la productividad, sirviendo como fuente de reserva de CO₂ para la fotosíntesis. En consecuencia, niveles de alcalinidad altos pueden indicar una productividad primaria elevada.

Metales pesados

Los metales pesados se caracterizan, por sus efectos tóxicos y su potencial de bioacumulación en los organismos, que los transfieren a otros organismos en las redes tróficas. La lista principal de metales pesados son: cromo, cobalto, níquel, cobre, zinc, plata, cadmio, mercurio y plomo. Son metales no esenciales para la vida y tienen efectos tóxicos sobre los organismos.

La contaminación por metales pesados puede provenir de diferentes fuentes; por ejemplo minería, efluentes industriales, fertilizantes y plaguicidas, emisiones vehiculares, fundiciones, así como la inadecuada disposición de residuos metálicos. Los arroyos urbanos se caracterizan por presentar contaminación por estos metales, que llegan a los sistemas acuáticos por el lavado de la ciudad en eventos de precipitación. Por otra parte, en algunos casos existe contaminación por metales pesados de forma natural, por ejemplo debido a altas concentraciones en determinados suelos o rocas.

Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO)

La demanda bioquímica de oxígeno (DBO) es la cantidad de oxígeno que requieren las bacterias para degradar la materia orgánica susceptible de descomposición de una muestra líquida en condiciones aerobias (en presencia de óxigeno). Se utiliza para determinar el grado de contaminación orgánica, se mide transcurridos 5 días y se expresa en mg O2.L-1, en condiciones no fotosintéticas. Valores altos de DBO suelen indicar contaminación por materia orgánica.

Coliformes fecales

Las bacterias coliformes fecales son organismos que se encuentran naturalmente en las heces de seres humanos y animales, y su presencia en fuentes y cuerpos de agua se utiliza como indicador de contaminación biológica. Un alto nivel de bacterias coliformes fecales suele indicar la presencia en el agua de una gran cantidad de heces y otros materiales orgánicos sin tratar, que pueden tener un serio impacto en el ambiente y efectos graves en la salud pública. En los cursos de agua urbanos generalmente este indicador permite inferir problemas de conexión al saneamiento, desagües ilegales y/o un mal funcionamiento del sistema de saneamiento, que muchas veces se mezcla con el sistema de aguas pluviales principalmente en momentos de precipitaciones intensas.

Nutirentes

• Nitrógeno

El N2 corresponde al 78% de los gases atmosféricos. Las formas inorgánicas más frecuentes del nitrógeno disuelto son: amoníaco (NH₃), amonio (NH₄⁺), óxido nitroso (N₂O), óxido nítrico (NO), nitrito (NO₂^–) y nitrato (NO₃^–). El nitrógeno en el agua puede encontrarse disuelto en agua, absorbido a partículas, o integrando organismos. El nitrógeno es esencial para el metabolismo y la composición celular por su gran abundancia en biomoléculas importantes. El nitrógeno orgánico incluye proteínas, péptidos, ácidos nucleicos y urea. Por tanto, el nitrógeno es indispensable para los organismos pudiendo, a bajas concentraciones, ser limitante de la producción primaria y del crecimiento de algas, microorganismos procariotas y organismos eucariotas en ecosistemas acuáticos (de Assis Esteves, 2011). En sistemas naturales suele encontrarse una proporción similar entre las formas disueltas orgánicas e inorgánicas (Arocena, 2016).

La eutrofización, el aumento de los aportes de nitrógeno y fósforo en los sistemas acuáticos, favorece el desarrollo de productores primarios, ya sean plantas acuáticas o floraciones algales; estas últimas no suelen ser comunes en sistemas lóticos (ríos y arroyos) pequeños. La eutrofización es un proceso que afecta la variabilidad del oxígeno pudiendo generar grandes fluctuaciones diarias entre el día y la noche. Esta variabilidad, dada por los procesos de fotosíntesis y respiración, puede generar durante el día valores de sobresaturación de oxígeno, pudiendo alcanzar la anoxia en la noche. Como consecuencia, muchos organismos intolerantes a esta variabilidad de oxígeno tienden a desaparecer. El resultado es una pérdida de la biodiversidad. Asociado a este proceso ocurre una gran acumulación de materia orgánica en los sedimentos producto de la muerte de los productores primarios. En el caso de las floraciones algales dependiendo de las especies o grupos dominantes de cianobacterias, puede existir una importante producción de cianotoxinas representando un riesgo tanto para la biota como para la salud pública.

• Nitrógeno total

Está conformado por las formas disueltas de nitrógeno y sus formas particuladas. Estas últimas son organismos (bacterias, fitoplancton, zooplancton, peces, etc.) y detritos.

• Nitrógeno total disuelto (NTD)

Incluye formas orgánicas como aminoácidos y péptidos (moléculas formadas por varios aminoácidos) y las formas inorgánicas ya mencionadas, amoníaco, amonio, óxido nitroso, óxido nítrico, nitrito y nitrato. Valores bajos de las formas inorgánicas suelen indicar un elevado crecimiento de la biomasa vegetal.

• Nitrato

El nitrato (NO₃^–) en el agua superficial es un producto de la fijación del nitrógeno atmosférico por bacterias que se encuentran en las raíces de las plantas y por cianobacterias. También se forma mediante el proceso de nitrificación. En este proceso las bacterias nitrificantes transforman el amonio y amoníaco en nitratos en condiciones de aerobiosis. Por tanto, concentraciones altas de nitrato generalmente indican niveles medios y altos de oxígeno (de Assis Esteves, 2011).

• Amoníaco y amonio

El amoníaco (NH₃) y amonio (NH₄⁺) son productos de la amonificación, que ocurre mediante la acción de bacterias y hongos descomponedores sobre los nitratos. Elevadas concentraciones de amoníaco y amonio indican condiciones de escaso oxígeno o anoxia, ya que en anaerobiosis (baja cantidad de oxígeno disuelto) no se da la transformación de amonio y amoníaco en nitrato. En otro sentido, valores altos de NH₃ reflejan procesos de contaminación excesiva de nutrientes y resultan tóxicos para la biota.

• Nitrito

El nitrito (NO₂^–) es un producto intermedio de la nitrificación. También se forma en anaerobiosis a partir de nitrato. Presenta sus mayores concentraciones en anaerobiosis y concentraciones muy bajas en condiciones aeróbicas. Es decir que, un aumento del nitrito en el ecosistema puede ser causa de una tendencia a una disminución en las concentraciones de oxígeno en el mismo. Esto puede ser perjudicial para organismos acuáticos e incluso para el ser humano en caso de ingesta de agua (de Assis Esteves, 2011).

• Fósforo

El fósforo es un elemento que utilizan los seres vivos para acumular energía que emplean en procesos metabólicos. La demanda de fósforo por bacterias y algas en sistemas acuáticos es muy alta en relación a su oferta.

La baja disponibilidad en aguas continentales de las formas inorgánicas que pueden asimilar los organismos en relación a su demanda, resulta en que el fosfato (PO₄^3-) sea el nutriente limitante de la producción primaria generada en muchos sistemas y, por lo tanto, el que determina el estado trófico de los mismos. Éste es clasificado como oligotrófico (poco productivo) cuando la concentración de fosfato es reducida, mesotrófico (de productividad media), y eutrófico (muy productivo) cuando la concentración de fosfato es alta. Los valores que determinan estas categorías varían entre ecosistemas de regiones templadas y cálidas.

• Fósforo total

Está conformado por las formas disueltas de fósforo y sus formas particuladas. Las formas particuladas orgánicas componen estructuras celulares de organismos vivos o muertos y la materia fecal, mientras que la fracción particulada inorgánica incluye el fosfato que integra los suelos.

• Fósforo total disuelto (FTD)

Incluye nucleótidos y otros compuestos orgánicos producidos por organismos vivos o en descomposición, y formas inorgánicas, principalmente ortofosfato (PO₄^3-) y otros fosfatos (HPO₄^2-, H₂PO₄^–).

• Fosfato

Los fosfatos son las formas de fósforo más asimilables por las plantas acuáticas (macrófitas), algas y bacterias, que los usan en la síntesis de materia orgánica. Son liberados de los sedimentos hacia la columna de agua cuando se produce anoxia en la zona más profunda. Bajos niveles de fosfatos pueden indicar un agotamiento del nutriente debido a una elevada actividad biológica. La absorción del fosfato por los organismos acuáticos es estimulada por la presencia de luz.

Un aumento del fosfato en el medio acuático está asociado con diversas actividades humanas, principalmente el uso de fertilizantes, vertidos de detergentes domésticos comunes (que son ricos en fosfatos), industriales y pecuarios (Pérez-Castillo y Rodríguez, 2008). Este aumento generalmente provoca una floración de algas y cianobacterias potencialmente nocivas.

BIBLIOGRAFÍA

01. Arocena, R. ed. 2016. Principios y métodos de limnología: ejemplos de Uruguay. DIRAC. Montevideo. 328 pp.
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03. Drago, E. C. 1984. Estudios limnológicos en una sección transversal del tramo medio del Río Paraná. Revista de la Asociación de Ciencias Naturales del Litoral, 15: 47-55.
04. Paul, M. J. and Meyer, J. L. 2001. Streams in the urban landscape. Annu. Rev. Ecol. Syst., 32: 333–365.
05. Pérez-Castillo, A. G. y Rodríguez, A. 2008. Índice fisicoquímico de la calidad de agua para el manejo de lagunas tropicales de inundación. Rev. Biol. Trop, 56 (4): 1905-1918.
06. Ramírez, A., Restrepo, R. y Viña, G. 1997. Cuatro índices de contaminación para caracterización de aguas continentales. Formulación y aplicación. Ciencia, Tecnología y Futuro, 1(3): 135-153.
07. Yungán, J. L. 2010. Estudios de la calidad de agua en los afluentes de la microcuenca del Río Blanco para determinar las causas de la degradación y alternativas de manejo. Tesis. Facultad de Recursos Naturales, Escuela de Ingeniería Agronómica. Riobamba, Ecuador. 145 pp.
08. Wetzel, R. G. 2001. Limnology. Lake and River Ecosystems. Third edition. Elsevier. 1006 pp.

El monitoreo biológico o biomonitoreo se basa en el uso sistemático de respuestas biológicas de los organismos que habitan el agua para evaluar cambios a nivel ambiental y analizar la calidad del ecosistema. A estos organismos se los denomina indicadores biológicos o bioindicadores de calidad del agua. Los bioindicadores comúnmente utilizados en monitoreos de calidad de agua son: bacterioplancton, fitoplancton, perifiton, macrófitas, macroinvertebrados y peces (Tabla 1). Estos grupos se describen más adelante.

El biomonitoreo puede incluir respuestas a nivel molecular (biomarcadores), el análisis de poblaciones de bioindicadores e índices bióticos que consideran toda la comunidad denominados índices multimétricos. La fuerte modificación antrópica en las cuencas hídricas y la eficiencia de esta metodología hacen que sea actualmente un abordaje muy utilizado.

Tabla 1. Grupos biológicos utilizados como indicadores de calidad del agua.

Bacterioplancton

La importancia de las bacterias en los ecosistemas acuáticos radica en su rol como descomponedoras de la materia orgánica muerta, liberando nutrientes inorgánicos como amonio y dióxido de carbono en la columna de agua. Éstos pueden ser asimilados por productores primarios, como las algas fitoplanctónicas, y de esta manera ingresar nuevamente en las redes tróficas. Además, asimilan la materia orgánica disuelta liberada por el resto de los organismos que componen el plancton y sirven como alimento a predadores pequeños, pudiendo sustentar en parte la base de las redes tróficas (Fortes et al., 2011).

Las bacterias planctónicas constituyen una gran parte de la biomasa de los sistemas acuáticos (Piccini y Conde, 2016). Múltiples factores pueden regular la abundancia y respiración de las bacterias planctónicas. Incrementos en la temperatura, salinidad, pH y disponibilidad de nutrientes favorecen el desarrollo de la biomasa bacterioplanctónica. Por tanto, la abundancia total elevada de estas bacterias puede indicar contaminación por efluentes industriales y urbanos que contribuyen al aumento de estos parámetros fisicoquímicos. Una reducción de la abundancia de bacterias puede estar asociada a la presión de predación por microzoopláncton, infección por virus bacteriófagos o a un descenso de la disponibilidad de los nutrientes limitantes (Piccini y Conde, 2016).

Por lo general, los ríos urbanos presentan una amplia diversidad de bacterias patógenas que tienen el potencial de afectar la salud pública. Algunas de ellas, como Escherichia coli y enterococos suelen ser empleadas en monitoreos de calidad de agua como indicadores de contaminación fecal (Larrea et al., 2013; Kuczynski, 2016).

Fitoplancton

El fitoplancton está constituido por algas y cianobacterias (Figura 1), organismos fotoautótrofos. Los principales factores que estimulan o inhiben su desarrollo son la radiación solar, la temperatura y los nutrientes.

Algunas especies de fitoplancton alcanzan densidades extremadamente altas que se conocen como floraciones o blooms algales que son promovidas generalmente por condiciones de eutrofización. Las floraciones de cianobacterias son las más frecuentes en sistemas dulceacuícolas lénticos (lagos, lagunas) (Figura 2) y las más perjudiciales, ya que múltiples especies producen toxinas, sustancias altamente nocivas para los animales y el ser humano. Al restringir el uso del agua constituyen uno de los problemas más importantes en estos sistemas. En referencia a las floraciones de algas las más comunes son las de clorofitas, diatomeas, euglenofitas y dinoflagelados (Bonilla et al., 2016).

Figura 1. Componentes del fitoplancton en Uruguay. Cianobacterias (A-D). Clorofitas (E-H). Euglenofitas (I). Criptofitas (J). Dinoflagelados (K).
Diatomeas (L). Otras especies de clorofitas (M-N) Otra especie de diatomea (O). Imagen modificada de Arocena, 2016.

Algunas algas, además de alcanzar altas densidades en aguas eutrofizadas, son muy tolerantes a la contaminación orgánica por lo que pueden utilizarse como indicadores de tales condiciones, generadas por contaminación de origen urbano o industrial (Bauer, 2009). Además, ciertas algas como las euglenofitas sufren modificaciones morfológicas que pueden indicar una elevada contaminación de materia orgánica (Padulles et al., 2017).

Figura 2. Floración de cianobacterias en lago de Parque de Miramar, Ciudad de la Costa, Departamento de Canelones. Foto: Luis Aubriot.

Perifiton

El perifiton es el conjunto de organismos adheridos a cualquier sustrato sólido, como rocas o vegetación, sumergidos en el cuerpo de agua. Incluye bacterias, cianobacterias, algas, protozoarios y hongos. Cumple un rol importante en la mineralización de la materia orgánica disuelta, convirtiendo formas inorgánicas en orgánicas y en el ciclo de nutrientes, asimilando nitrógeno y fósforo. Constituye también una fuente de alimento para invertebrados y peces (Wetzel, 2001).

Se destaca por su alta sensibilidad a bajos niveles de ciertas sustancias tóxicas (herbicidas, insecticidas y sustancias radiactivas) y por la fácil obtención de sus muestras y el débil impacto que ésta implica en el ecosistema. Asimismo, muchos organismos del perifiton tienen ciclos de vida cortos que, junto a su modo de vida sésil (fija al sustrato), hacen que respondan rápidamente a las variaciones ambientales (Vera, 2011). Sumado a esto, la elevada riqueza de especies que lo componen le confiere un mayor rango de respuestas a los cambios ambientales. Estas características lo convierten en una herramienta importante de monitoreo.

La biomasa del perifiton, en general, se ve afectada por las actividades antrópicas. Un incremento de los nutrientes disponibles como consecuencia de contaminación agrícola ganadera e industrial promueve el desarrollo del perifiton. En otro sentido, acciones que generan una disminución de la transparencia del agua reduciendo la intensidad de luz que llega al sustrato puede afectar su desarrollo.

Al igual que determinadas especies de macrófitas, el perifiton tiene la capacidad de acumular altas concentraciones de metales pesados como el mercurio (Adriana y Achá, 2016). El estudio de los niveles de metales pesados acumulados en el perifiton es útil para detectar contaminación industrial del agua.

Macrófitas

El conjunto de macrófitas acuáticas incluye a las macroalgas (algas macroscópicas), musgos, helechos y plantas con flor. Se pueden distinguir macrófitas emergentes (enraizadas en el sedimento y que emergen del agua), flotantes (con hojas flotantes en la superficie del agua), sumergidas (que crecen totalmente debajo de la superficie a excepción de sus flores), anfibias (que crecen en ambientes encharcados, casi terrestres) y epífitas (que usan otras macrófitas como sustrato) (Figura 3).

Figura 3. Algunas macrófitas. Izquierda- lenteja de agua (Lemna gibba), flotante (Saxifraga-Rutger Barendse).
Centro: junco, emergente (“Junco (Schoenoplectus californicus)” Licencia, used under CC BY 4.0).
Derecha: cola de zorro acuática (Myriophyllum aquaticum), sumergida (Saxifraga-Willem van Kruijsbergen).

En los lagos la vegetación acuática tiene efectos positivos sobre la calidad del agua. Entre ellos, se destacan el aumento de la transparencia del agua y la generación de una mayor heterogeneidad espacial que favorece la diversidad de peces y aves. Sin embargo, un crecimiento desmedido puede causar un deterioro de la calidad del agua y problemas relacionados a la recreación y navegación (Margalef, 1983).

Las precipitaciones y oscilaciones del nivel del agua condicionan las poblaciones de macrófitas. Algunas especies de plantas acuáticas dominan la comunidad de macrófitas en los períodos de sequía y otras lo hacen luego de las inundaciones. Ciertas plantas, como los juncos, experimentan cambios en su biomasa y en la altura de sus tallos como respuestas a variaciones del nivel del agua (de Assis Esteves, 2011).

Otros factores abióticos que afectan la biomasa y dinámica poblacional de las macrófitas son la forma y tamaño del ecosistema acuático, velocidad del agua, temperatura, radiación (luminosidad) subacuática, nutrientes y carbono inorgánico. Los lugares más expuestos al viento tienen en general una menor densidad de macrófitas, ya que este factor junto con las olas remueve el sedimento y genera un daño físico en las mismas. Incluso, en estas áreas las macrófitas alcanzan profundidades mínimas de colonización mayores que en lugares de vientos moderados para evitar ser arrastradas por las olas (de Assis Esteves, 2011).

La velocidad del agua tiene un efecto acentuado en particular sobre las macrófitas flotantes libres porque éstas no están enraizadas al sustrato. Debido a ello en los sistemas lóticos (ríos y arroyos) en general dominan las especies enraizadas sobre las formas flotantes libres. Las mismas son arrastradas durante grandes inundaciones perdiendo gran cantidad de su biomasa. Las plantas sumergidas también pueden ser afectadas por el flujo del agua (Madsen et al., 2011).

En general, la baja disponibilidad de nutrientes es un factor limitante del desarrollo de los distintos tipos de macrófitas. Además, las plantas sumergidas dependen de la intensidad de la luz en la columna de agua. Variaciones en la densidad de la población de estas plantas pueden asociarse a cambios en la intensidad de luz incidente (Skubinna et al., 1995), por ejemplo por un incremento de la turbidez del agua causado por el aumento de materia orgánica, inorgánica o turbidez por fitoplancton.

El monitoreo de la comunidad de macrófitas acuáticas, ya sea a través de la identificación de determinadas especies o de la evaluación de la densidad de ciertos grupos de macrófitas, es útil para detectar diferencias en la calidad de un ecosistema acuático por contaminación con materia orgánica (Arocena y Mazzeo, 1994; Suárez et al., 2005). En otro sentido, como se mencionó anteriormente, ciertas macrófitas, como Salvinia herzogii (helechito de agua), Lemna minor (lenteja de agua) y Pistia stratiotes (repollito de agua), son tolerantes a la acumulación en sus tejidos algunos metales pesados; por ejemplo de cromo, cadmio, mercurio y plomo (Paris et al., 2005; Arenas et al., 2011; Gomez et al., 2014). Asimismo, algunas especies pueden acumular pesticidas (Pérez et al., 2017). El monitoreo de esta acumulación en plantas acuáticas permite identificar condiciones de contaminación de los sistemas acuáticos por metales pesados y pesticidas que puede ser causada por el vertido de efluentes industriales e ingreso difuso por escorrentía en ciudades y sistemas agroindustriales.

Macroinvertebrados

Los macroinvertebrados son organismos invertebrados de tamaño superior a 0,5 mm. Entre ellos se pueden distinguir moluscos, crustáceos, anélidos y larvas de insectos. Representan una gran variedad de grupos funcionales. Son la conexión entre los productores primarios y los grupos tróficos superiores.

En base a su dieta, se los puede clasificar como trituradores de materia orgánica particulada gruesa (MOPG), raspadores de perifiton, detritívoros que consumen MOPG y perifiton, recolectores de materia orgánica particulada fina (MOPF), filtradores de MOPF y depredadores de otros invertebrados (Tomanova et al., 2006). Debido a que son sumamente relevantes en los procesos de fragmentación y descomposición de la materia orgánica, las actividades humanas que generan un deterioro ambiental, afectando la comunidad de macroinvertebrados, pueden tener un efecto importante en la velocidad de dichos procesos. En este sentido, estudios de la descomposición de hojarascas por macroinvertebrados acuáticos pueden evidenciar el deterioro de la calidad del agua cuando se registran velocidades muy bajas de descomposición (Rincón et al., 2017).

La gran diversidad de grupos funcionales, tamaños, hábitats y niveles de tolerancia a diferentes tipos de contaminación ha hecho que sea un grupo ampliamente utilizado en programas de biomonitoreo. El registro por observación y estimación de abundancia de especies sensibles o tolerantes a un determinado tipo de contaminación permite interpretar el grado de impacto sobre el ambiente. Su recolección (Figura 4) resulta sencilla debido a su escaso movimiento y puede realizarse, al igual que su análisis, con equipos de bajo costo en poco tiempo (Rosenberg et al., 1993). Sin embargo, los macroinvertebrados presentan algunas dificultades al momento de su uso como bioindicadores relacionados a su clasificación taxonómica, aunque actualmente la mayoría de los trabajos se basan en el análisis a nivel de familias lo que facilita su clasificación. Las variaciones en las poblaciones de determinadas familias de macroinvertebrados pueden reflejar de forma muy buena la calidad del agua (Roldán, 1999).

Figura 4. Colecta de macroinvertebrados con red de mano. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

La distribución de los distintos macroinvertebrados depende de las condiciones ambientales y distribución de recursos. Frecuentemente, las comunidades que se encuentran en sistemas contaminados con materia orgánica están dominadas por oligoquetos (grupo que incluye a las lombrices y gusanos acuáticos) y larvas de quironómidos (grupo de insectos). Cabe señalar que estos últimos también pueden ser encontrados en aguas oxigenadas, no contaminadas. Ambos grupos suelen ser utilizados como indicadores de mala calidad del agua (DeShon, 1995).

Algunos macroinvertebrados son moderadamente tolerantes a la contaminación orgánica, como los gasterópodos (caracoles y babosas entre otros) y ninfas, estados inmaduros, de odonatos (grupo de insectos que incluye a las libélulas). Aquellos sensibles a la carga de materia orgánica se representan principalmente por bivalvos (almejas y mejillones) y ninfas de efemerópteros y de plecópteros, dos grupos de insectos. Los efemerópteros, plecópteros y tricópteros son clásicos insectos representantes de buena calidad del agua. Se agrupan en un índice denominado EPT, que representa la abundancia de estos tres grupos en la abundancia total de una muestra (EPA, 2003).

Peces

Los peces son considerados buenos indicadores biológicos y utilizados a nivel mundial dado que presentan alta sensibilidad a las presiones antrópicas como la contaminación química, la eutrofización, la acidificación y modificación de hábitats. Cambios en la composición y densidad de la comunidad de peces pueden reflejar los efectos nocivos de vertidos de contaminación puntual y difusa.

Habitan prácticamente todos los ecosistemas acuáticos, incluyen representantes de múltiples grupos tróficos con una amplia variedad de tamaños, ciclos de vida y modos de reproducción y reflejan cambios en el ambiente acuático de una escala espacial y temporal grande en relación con otros bioindicadores como el perifiton y macroinvertebrados. Su colecta e identificación es fácil en relación con las de otros grupos de bioindicadores y pueden ser analizados en el lugar de muestreo para su posterior liberación (Karr, 1981). Además, permiten trabajar a diferentes niveles de complejidad biológica desde el nivel molecular al de comunidad.

La abundancia de las distintas especies puede estimarse por captura, utilizando artes de pesca como espineles, trasmallos, redes de enmalle, trampas, redes de arrastre, o por medio de pesca eléctrica. Su uso como bioindicadores, al igual que los macroinvertebrados, consiste en asociar especies a sistemas con diferente grado de impacto por contaminación. Por ejemplo, algunas especies como Cnesterodon decemmaculatus, comúnmente llamada madrecita, son muy resistentes a contaminación por lo que se usan como indicadores de tal condición (Teixeira de Mello et al., 2011; Benejam et al., 2016).

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El monitoreo visual de calidad de hábitat acuático se trata de un método de evaluación de características observables de los sistemas hídricos. Permite estimar de manera rápida el estado ambiental de un curso de agua, generalmente expresado mediante índices de calidad. Éstos se obtienen al analizar distintas variables a las que se les adjudica un puntaje y luego se suman para obtener un valor que representa la calidad. En ciertos casos se ponderan algunas variables en lugar de otras, es decir que su valor tiene una mayor importancia al momento del cálculo del índice.

Se pueden distinguir distintas metodologías utilizadas en monitoreos visuales de calidad de agua:

Inventarios de campo: se basan en la identificación y localización espacial de propiedades del ecosistema y de actividades que pueden afectar su calidad (Hirata, 2002).

Índices de calidad de ribera: hacen una valoración de la calidad de las riberas fluviales y brindan información del grado de alteración que han sufrido. Algunos de estos índices son el Índice de ribera, canal y ambiente (RCE en inglés), Índice de calidad del bosque de ribera (QBR), Índice de calidad ecológica de las riberas (RQI), Índice de vegetación fluvial (IVF) y el Índice de evaluación del bosque de ribera (RFV). El RCE analiza el uso de los suelos próximos a las riberas, la estructura física de las riberas y canales, y grupos biológicos como la vegetación acuática y de ribera, peces y macrobentos (Peterson, 1992). El QBR se basa principalmente en el tamaño, la estructura y calidad de la cobertura de plantas (Figura 1) (Munné et al., 1998) y el RQI considera particularidades del monte ribereño, como su tamaño, la conectividad entre el monte y el cauce, la composición y la continuidad longitudinal de la vegetación, es decir, a lo largo de las márgenes del curso (González del Tánago et al., 2006). El IVF integra información sobre la naturalidad de la vegetación de ribera, como la presencia de plantas de ambientes ribereños fuertemente conservados y de plantas exóticas (Gutiérrez et al., 2001). Por último, el RFV toma en cuenta especialmente las dimensiones espaciales del bosque de ribera y su capacidad de regenerarse (Magdaleno et al., 2010).

Figura 1. Cobertura amplia de la vegetación de rivera. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

Índices de calidad de hábitat: se utilizan para evaluar aspectos físicos y biológicos del entorno de sistemas acuáticos. Puede mencionarse el Índice de hábitat fluvial (IFH) y el Índice de evaluación de la calidad de hábitat (QHEI). El IFH considera variables físicas como la presencia de tramos rápidos, niveles de velocidad y profundidad y tipos de sustratos del cauce. También evalúa elementos que favorecen la heterogeneidad del hábitat como la diversidad de fuentes de alimentos (Pardo et al., 2002). El QHEI se emplea para evaluar la calidad del hábitat de la comunidad de peces y otros organismos acuáticos. Algunas características que analiza son los tipos de sustratos, la presencia de rocas, troncos y plantas acuáticas en el cauce, morfología del canal, vegetación de la zona ribereña, niveles de erosión de los bancos laterales y presencia de tramos rápidos y zonas profundas (pozones) del canal (Taft y Koncelik, 2006).

Protocolo visual: constituye una metodología de evaluación local rápida y simple, que permite la participación de personas sin experiencia previa en el estudio de la condición ambiental de ecosistemas acuáticos, por lo que también supone una herramienta educativa. No implica una gran inversión de dinero y tiempo. Cuando se aplica de manera reiterada en un ambiente en particular, favorece la identificación de cambios en el tiempo y problemas que lo estén afectando. Es sumamente útil para pobladores locales que pretendan conocer el estado de cursos de agua cercanos (Figura 2). Sirve como base de proyectos de participación ciudadana que se orienten a la conservación y restauración de sistemas deteriorados, como los ríos y arroyos urbanos (Rodríguez y Ramírez, 2014).

Figura 2. Monitoreo visual de calidad ambiental de una cañada en la ciudad de Bella Unión. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

Está diseñado para la obtención de un índice que refleja el grado de la calidad ambiental. Consta de una serie de elementos a evaluar por observación, cada uno acompañado de un texto que describe en detalle las propiedades que hay que considerar al momento de su análisis. De acuerdo a lo observado se adjudica en una planilla de evaluación un valor numérico a cada elemento. El índice se calcula como el promedio de estos valores.

Considerando que son un método de evaluación local, los protocolos visuales suelen tener variaciones de acuerdo al país o región en el que se implementan. Por ejemplo, algunos han sido especialmente formulados para regiones de Estados Unidos (Natural Resources Conservation Service, 2009), zonas Andinas de Colombia (Chará, 2004) y Puerto Rico (Rodríguez y Ramírez, 2014). Más allá de las diferencias entre los protocolos, éstos suelen conservar ciertas variables a analizar, como la condición del canal, bancos laterales y zona ribereña, cobertura de la vegetación, apariencia del agua y presencia de obstáculos en el flujo del canal.

En Uruguay, el Centro Universitario de la Región Este, junto al Núcleo Interdisciplinario Aguas Urbanas ha desarrollado un protocolo visual para la determinación del estado ambiental de cañadas (ProEVi-Uy). El mismo consta de 10 elementos de evaluación: ocupación de la planicie de inundación, cantidad del área riparia, calidad del área riparia, condición de bancos laterales, condición del canal, meandros (Figura 3) y pozones, presencia de efluentes, apariencia del agua, enriquecimiento de nutrientes y presencia de basura. Los elementos reciben una puntuación de 1 a 7 y se obtiene un promedio del total que se corresponde con un rango de puntaje (Tabla 1). Valores elevados indican una mejor calidad ambiental.

Figura 3. Meandros en una cañada en la ciudad de Salto. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

Tabla 1. Rangos de valores establecidos para los niveles de calidad ambiental de cañadas en el ProEVi-Uy.

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El monitoreo de la cantidad de agua consiste en la determinación de los caudales, es decir, medir la cantidad de agua que pasa por un determinado punto por unidad de tiempo. Permite estudiar el comportamiento del recurso en el tiempo y determinar la disponibilidad de agua en una zona en particular. Los arroyos urbanos se caracterizan por exportar mayor cantidad de agua en un evento de precipitación que un arroyo de iguales características en un área rural. La urbanización de las cuencas de drenaje afecta fuertemente la cantidad de agua que llega al canal de manera superficial. Esto se debe principalmente a la impermeabilización del suelo que trae aparejado el desarrollo urbano (Paul and Meyer, 2001).

USO DEL MONITOREO DE CANTIDAD DE AGUA PARA ANALIZAR EL RIESGO DE INUNDACIONES

Conociendo el área impermeabilizada de una cuenca, la precipitación y cómo responde el caudal mediante hidrogramas (gráficos de la variación del caudal a lo largo de un determinado tiempo) (Figura 1) se pueden generar modelos que permiten realizar análisis de riesgo de inundaciones (Figura 2) así como conocer a fondo el funcionamiento de una cuenca en estudio. Por otra parte, el estudio del caudal y la velocidad del agua es fundamental a la hora de realizar proyectos de diseño de obras hidráulicas como puentes y canales

Figura 1. Hidrograma para la cuenca del Río Cuareim entre los meses de enero y septiembre de 2001. Los puntos muestran los caudales medidos y la línea roja la variación del caudal estimado con un modelo de simulación hidrológica.
Se observan picos máximos en el nivel del caudal en mayo y junio. Imagen tomada de Crisci, et al., 2015.

Figura 2. Inundación en la ciudad de Salto, año 2009. Foto: Gabriela Torres y Verónica Solana, SMA, FADU, Udelar.

IMPORTANCIA DEL MONITOREO DE CANTIDAD PARA CONOCER LA CALIDAD DEL AGUA

La calidad de vida de los organismos asociados a un ecosistema acuático está influenciada por la variabilidad temporal y espacial del caudal, su profundidad y velocidad de corriente (Hynes, 1970). Los usos antrópicos pueden verse limitados o no por el volumen de agua disponible. Las concentraciones de las propiedades físicas y químicas del agua dependen del caudal. Esto hace pertinente el estudio de la cantidad de agua cuando se pretende conocer su calidad.

El conocimiento de las variaciones temporales de los caudales permite estimar las cargas de contaminantes, siendo muy importante poder muestrear en diferentes momentos del hidrograma debido a que el transporte de contaminantes puede tener una fuerte variación en el tiempo de acuerdo a si provienen de fuentes puntuales o difusas.

¿QUÉ MEDIR EN UN MONITOREO DE CANTIDAD DE AGUA?

En el monitoreo de cantidad de agua suele utilizarse un velocímetro doppler acústico Flow Tracker (Figura 3), un instrumento electrónico diseñado para medir la velocidad de partículas suspendidas en el agua entre 0,001 metros por segundo (m/s) y 4,0 m/s. Con el fin de minimizar el sesgo causado por la propia variación de la velocidad de la corriente de agua, se toman medidas en un punto del río o arroyo por segundo durante un período mínimo de 10 segundos y luego se obtiene el promedio de todas las medidas que representa la velocidad para esa estación de muestreo. Asimismo, para medir la velocidad con una mayor precisión pueden registrarse las velocidades a dos profundidades, por ejemplo 0.20 y 0.80 cm debajo de la superficie del agua y obtener el promedio de las dos observaciones que es usado como la velocidad media en la sección transversal del curso (Tapia et al., 2012).

El velocímetro doppler acústico emite ondas de ultrasonido a una determinada frecuencia. Si el agua está en movimiento reflejará las ondas a una frecuencia distinta de la emitida. Un receptor en el aparato registra esta frecuencia que utiliza para calcular la velocidad de la corriente (Turnispeed and Sauer, 2010).

Figura 3. Uso del velocímetro doppler acústico Flow Tracker  en el Arroyo Ceibal, Salto. Foto: Núcleo Aguas Urbanas.

El caudal equivale al producto de la velocidad del agua por la sección (área) transversal del cauce. Para calcularlo comúnmente se emplea el método de medición del caudal de la sección media. Se divide el canal en secciones verticales (Figura 4) y se toman medidas de velocidad del agua, profundidad y ancho de cada sección. Se obtiene el área como el producto de la profundidad por ancho. El caudal total es la suma de los caudales registrados en cada sección. (Turnispeed and Sauer, 2010).

Figura 4. División del canal en secciones verticales. A los lados se observan los bancos laterales.
S1: sección 1. a1: ancho de la sección 1. p1: profundidad media de la sección 1.
S2: sección 2. a2: ancho de la sección 2. p2: profundidad media de la sección 2. Imagen: Núcleo Aguas Urbanas.

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Fotografía banner: Marcelo Campi, Creative Commons, disponible en Flickr.

Existen diversas enfermedades que pueden ser transmitidas a través del agua. La ingesta de agua bajo contaminación orgánica o de alimentos como frutas y hortalizas que han sido tratados con esta agua puede causar enfermedades originadas por bacterias o virus como gastroenteritis, hepatitis A, fiebre tifoidea, salmonelosis y cólera. Otras pueden transmitirse a través del contacto del agua contaminada con heridas en la piel o mucosas de nariz y ojos (del Puerto et al., 1999). Este tipo de contaminación suele estar asociada a valores altos de materia orgánica en suspensión, demanda bioquímica de oxígeno, coliformes fecales, amonio y nitrato y a bajos niveles de oxígeno disuelto y de transparencia. Desde el análisis de los organismos indicadores de la calidad del agua en un monitoreo biológico, la abundancia elevada de macroinvertebrados oligoquetos y quironómidos también puede dar señal de la contaminación orgánica del agua (Tabla 1). Estos parámetros se describen en las secciones sobre monitoreo de variables físico-químicas del agua y monitoreo biológico.

La contaminación industrial del agua, que se vincula a valores elevados de nitrógeno total, fosfato, fósforo total y alcalinidad y valores muy bajos o muy altos de pH, puede ocasionar por contacto o consumo lesiones en la piel y alergias. Incluso la intoxicación por plaguicidas y otros productos químicos que llegan al agua puede tener efectos más severos como daños del sistema nervioso, malformaciones congénitas y cáncer a nivel de distintos órganos (IARC, 2002). Este tipo de contaminación también puede asociarse a la presencia alta de bacterioplancton y fitoplancton, crecimiento rápido del perifiton, mortandad elevada de peces y pérdida de especies de peces sensibles a la contaminación.

La intoxicación por metales pesados por medio de la ingesta de agua y alimentos contaminados, inhalación o contacto con la piel puede provocar úlceras, enfermedades respiratorias, daños en distintos órganos y cáncer (Rodríguez, 2017). La acumulación de metales en el perifiton y macrófitas puede advertir la contaminación del agua por metales pesados.

El monitoreo de calidad del agua constituye una herramienta sustancial que posibilita la producción de conocimiento sobre las condiciones del agua que favorecen la transmisión de enfermedades. En tal sentido, este conocimiento sirve como información de base para el desarrollo de medidas de gestión del agua que consideren como un elemento prioritario la salud de la población.

Tabla 1. Características del agua que indican distintos tipos de contaminación y posibles efectos en la salud de las personas por contacto, inhalación y consumo de agua contaminada. Las variables presentadas como características del agua son desarrolladas en las secciones de monitoreo de parámetros físico-químicos y monitoreo biológico del agua.

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