Fitoplancton de un río del noroeste argentino contaminado por efluentes azucareros y cloacales

 

V. Mirande^{1, 2, 3} y B. C. Tracanna^{1, 2, 4}

¹ Fundación Miguel Lillo, Miguel Lillo 251, Tucumán, C.P. 4.000, Argentina. E-mail: fmlbot@tucbbs.com.ar
² ILINOA (Instituto de Limnología del Noroeste Argentino). Facultad de Ciencias Naturales e Instituto M. Lillo. Universidad Nacional de Tucumán. Miguel Lillo 205, Tucumán, C.P. 4.000, Argentina. E-mail: ilinoa@csnat.unt.edu.ar
³ UADER (Universidad Autónoma de Entre Ríos).
⁴ CONICET (Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas).

 

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Resumen: El río Gastona es uno de los tributarios más contaminados del embalse Río Hondo (Tucumán-Santiago del Estero). Presenta en épocas de zafra azucarera (junio-octubre) condiciones de anoxia con alteraciones de los componentes nitrogenados y fosforado, entre otros factores. El objetivo de este trabajo fue caracterizar la calidad del agua de acuerdo a los grupos de especies fitoplanctónicas y sus densidades encontrados en 1998-1999. Se seleccionaron cinco sitios según la zona de descarga de los efluentes domésticos y fabriles, realizándose muestreos mensuales por el término de trece meses, a partir de marzo. Los índices bióticos empleados fueron: Compuesto, Déficit de Especies, Índice de Diatomeas Pampeano, Euglenal, Centrales/Pennales, Chlorophyta/Chrysophyta (diatomeas) y Relaciones Abundancia-Especies. Los resultados obtenidos destacaron una mayor sensibilidad de las Chlorophyta a los efectos de la materia orgánica. Los cuatro primeros índices anteriormente nombrados fueron los más efectivos para diferenciar los períodos de no zafra y zafra.

Palabras clave: Fitoplancton; Especies; Índices algales; Contaminación; Zafra azucarera; Desechos cloacales; Río Gastona.

Summary: Phytoplankton from an Argentinean Norwest River contaminated by sewage and sugarcane effluents. Gastona River is one of the tributaries more contaminated from Río Hondo Dam (Tucumán-Santiago del Estero). This river presents in sugarcane activity period (June-October) anoxic conditions and alterations of nitrogen and phosphoric components, between others causes. The aim of this paper was to characterize the water quality in agreement to species groups and densities of phytoplankton found in 1998-1999. We were selected five sampling sites along the river in relation to sewage and industry effluents discharge areas. Sampling were realized monthly and during thirteen months. We began the sampling on March. Indices employed were: Composite; Species Deficit; Pampeano Diatom Index; Euglenal; Centrales/Pennales; Chlorophyta/Chrysophyta (diatoms) and Density-Species Relations. The results obtained showed that Chlorophyta were the group most sensitive to organic mater effects. The four first indices commented previously were the most effective to differentiate between not-sugarcane activity period and sugarcane activity period.

Key words: Phytoplankton; Species; Algal indices; Contamination; Sugarcane activity; Sewage; Gastona River.

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INTRODUCCIÓN

El ingreso de una carga orgánica excesiva a un ecosistema acuático ocasiona numerosos cambios, especialmente a nivel de nutrientes nitrogenados y fosforados. Los contenidos nutricios y la estructura de la comunidad de acuerdo a sus especies componentes fueron dos criterios utilizados por diversos investigadores para clasificar los cuerpos de agua (Cairns et al., 1972). Los primeros estudios descriptivos de asociaciones algales a distintos ambientes acuáticos estuvieron vinculados a las relaciones entre las especies de fitoplancton como indicadoras de productividad en lagos, para lo cual se desarrollaron índices y se establecieron valores que la definían (Thunmark, 1945; Nygaard, 1949; Patrick, 1973; Wetzel, 1981).
Fenómenos de eutrofización y de contaminación orgánica son frecuentes en sistemas fluviales. Es el caso del río Gastona que forma parte de la cuenca media del río Salí y presenta en épocas de zafra azucarera condiciones de anoxia al desembocar en el embalse Río Hondo (Tucumán - Santiago del Estero). Situaciones semejantes fueron detectadas en otros sistemas lóticos del Noroeste Argentino (Moraña, 1998; Seeligmann, 1998, entre otros).
Los principales inconvenientes en el Gastona se relacionan a las descargas de desechos cloacales y azucareros. Para dar una idea del aporte nitrogenado y fosforado a que está sometido este río, la zafra de 1973 produjo en 173 días de actividad un total aproximado de 840 10³ tn de caña molida y 23 10³ m³ de alcohol (Consejo Federal de Inversiones, 1980). Un estudio efectuado en Brasil calculó que 11 10³ m³ de alcohol originó 140 10³ m³ de vinaza residual, la cual de acuerdo a su composición correspondería a 49 tn de nitrógeno, 30 tn de P₂O₅^3- y 295 tn de K₂O (Gloria & Orlando, 1983). En cuanto a los efluentes cloacales descargados sin ningún tratamiento previo, los mismos pertenecieron a una población estimativa de 40.000 habitantes y, al respecto, es interesante destacar que un individuo elimina 3 g de fósforo y 15-30 g nitrógeno en forma de urea por día (Rodier, 1981).
Los antecedentes vinculados con el Gastona se refieren a estudios del fitoplancton y de la calidad del agua en su desembocadura (Tracanna et al., 1994, 1996; Mirande & Tracanna, 1995; Mirande et al., 2000). En Mirande et al. (2000) se dieron los primeros datos relacionados a disturbios antrópicos (crudos cloacales y efluentes de un ingenio azucarero) sobre la comunidad fitoplanctónica a lo largo de este curso lótico, siendo evidente el impacto de la zafra en los meses de junio-octubre. Otros estudios se centraron en la estructura del fitoplancton con relación a factores abióticos (Mirande & Tracanna, 2003) y sobre la taxonomía de diatomeas (Mirande & Tracanna, 2004a) y de cianofitas, clorofitas, euglenofitas y rodofitas (Mirande & Tracanna, 2004b).
El objetivo del presente trabajo fue caracterizar la calidad de agua del río Gastona de acuerdo a los grupos de especies fitoplanctónicas y sus densidades encontrados en 1998-1999. Esta propuesta forma parte de una serie de contribuciones realizadas con la finalidad de diagnosticar limnológicamente a este recurso hídrico.

MATERIAL y MÉTODO

Se seleccionaron cinco sitios de muestreos a lo largo del río Gastona en base a la zona de descarga de los agentes perturbadores: aguas servidas y materia orgánica. Estos correspondieron a 1) dique El Molino, 2) Ruta 38, 3) San Carlos, 4) Atahona y 5) Chicligasta, localizados los dos primeros a 16 y 7 km aguas arriba de las descargas de contaminantes, y los otros sitios a 7, 23 y 33 km aguas abajo de las mismas (Fig. 1).

Fig. 1. Ubicación de los sitios de muestreos: 1) dique El Molino, 2) Ruta 38, 3) San Carlos, 4) Atahona, 5) Chicligasta.

Este río se origina en las Sierras del Aconquija con precipitaciones anuales que oscilan entre 1.500-2.000 mm y que hacia el embalse descienden a 700-500 mm. El caudal para los años 1970-1971 fue de 933, 820 y 10.020 1 seg^-1 en épocas invernal, primaveral y estival (Consejo Federal de Inversiones, 1980). Es un río de orden cinco con una cuenca de 1.117 km² (Minetti et al., 1979). Su fisonomía en dique El Molino es la de un típico río de montaña, de lecho principalmente arenoso, mientras que aguas abajo se asemeja a uno de llanura con un sustrato limoarenoso.
Las muestras cualitativas se obtuvieron mediante red de plancton de 20 µm de malla expuesta a la corriente durante 20 minutos, fueron fijadas "in situ" con formaldehído al 4%. El análisis de las algas fitoplanctónicas se basó en fracciones superiores a 20 µm; también se registraron taxones de dimensiones menores debido a que el tamaño de poro de red utilizado posibilita una retención promedio del 8-12% (Vollenwaider, 1974). La bibliografía utilizada en las determinaciones taxonómicas fueron comentadas en Mirande & Tracanna (2004a, b). La riqueza florística encontrada en el río Gastona se indica en las Tablas 1 y 2.

Tabla 1. Listado taxonómico de la comunidad fitoplanctónica del río Gastona (1998-1999).

Tabla 2. Distribuciones espaciales y temporales de la riqueza fitoplanctónica específica del río Gastona (1998-1999).
Tabla 2. Continuación.

Las muestras cuantitativas se extrajeron en envases de 500 ml y se fijaron "in situ" con formaldehído al 4%. La cuantificación se realizó bajo microscopio invertido y se contó un número fijo de campos elegidos al azar, aceptándose un error de conteo de hasta 20% (más frecuentes 4-7%). Se consideró a las algas unicelulares, coloniales y filamentosas como unidad individuo.
Los índices de Nygaard (1949) que se utilizaron teniendo en cuenta la riqueza fitoplanctónica fueron:
Índice Compuesto = cianofitas + clorococcales + centrales + euglenales/desmidiales
Índice Euglenal = euglenales/cianofitas + clorococcales
Índice Ce/Pen = centrales/pennales
Estos autores observaron que los valores menores a uno pertenecieron a aguas oligotróficas; cercanos a uno a lagos distróficos, ricos en desmidiáceas y en compuestos húmicos y orgánicos disueltos; y los más elevados a los de características eutróficas.
Ante la superioridad general de las clorofitas en segundo término, se decidió emplear un índice que destacara la relación específica de éstas con el grupo dominante de las diatomeas:
Índice Clo/Dia = clorofitas / diatomeas
Se utilizó el Índice de Diatomeas Pampeano (IDP) que fue diseñado para evaluar la eutrofización y polución orgánica de ríos y arroyos (Gómez & Licursi, 2001). Se aplicó al fitoplancton en su totalidad, mediante la fórmula IDP = S (s . h) / S h, siendo h la densidad absoluta de la especie y s el valor del IDP para cada especie (fluctúa entre 0 y 4). Este último fue obtenido de acuerdo a la sensibilidad de cada taxón con tres variables estrechamente relacionadas a disturbios eutróficos y orgánicos (demanda bioquímica de oxígeno (DBO₅), amonio, y ortofosfato). El IDP varía entre 0 y 4, rango que define cinco tipos de clases de calidad de agua según las concentraciones de DBO₅, NH₄ y PO₄^3-, que son definidas como muy buena (0-0,5), buena (>0,5-1,5), aceptable (>1,5-2), mala (>2-3) y muy mala (> 3-4) (Licursi & Gómez, 2003).
También se aplicó el índice de déficit de especies (Ds) de Kothé (1962). Se eligió como referencia a los ambientes no perturbados, dique el Molino y Ruta 38, por lo cual se sumaron las especies de ambos sitios. Este índice varía de 0 (ningún déficit de especies respecto al punto de referencia) a 100% (pérdida total de las especies presentes en el punto de referencia).
Se utilizó el modelo matemático desarrollado por Patrick et al. (1954) a fin de analizar la relación existente entre el número de especies y la densidad de individuos en la comunidad fitoplanctónica. Estos autores lograron mostrar cambios en la estructura de la comunidad diatomológica de ríos que ocurrieron bajo los efectos de diversas clases de polución orgánica (Patrick, 1973). Se dividió la abundancia del fitoplancton en rangos y se contó la cantidad de especies pertenecientes a cada uno, considerándose:
rango 1-2: 1 a 2 ind ml^-1; 2-3: 2 a 4 ind ml^-1; 3-4: 4 a 8 ind ml^-1; 4-5: 8 a 16 ind ml^-1; 5-6: 16 a 32 ind ml^-1; 6-7: 32 a 64 ind ml^-1; 7-8: 64 a 128 ind ml^-1; 8-9: 128 a 256 ind ml^-1.
En la evaluación se empleó el fitoplancton en su totalidad; se hizo estacionalmente, por lo cual se promediaron las entidades involucradas para otoño, invierno, primavera y verano.
El análisis de componentes principales (ACP) se usó para la ordenación de los índices Compuesto, Euglenal, Centrales/Pennales, Clorofitas/Diatomeas, Déficit de Especies y el Índice de Diatomeas Pampeano en relación a las variables nitrogenadas (nitrato y amonio), ortofosfato, oxígeno disuelto (OD) y DBO₅ de los cinco sitios de muestreo. Se emplearon valores normalizados y estandarizados, y la matriz de correlación. Los datos se procesaron mediante el paquete estadístico NTSYS.
Se recurrió al Coeficiente de Correlación de Pearson para estudiar las relaciones significativas (a: 0,05*; 0,01**) entre las variables expresadas utilizadas en el ACP. Para ello, se utilizó el programa estadístico SPSS para Windows.
La metodología que se siguió para el análisis de los compuestos nitrogenados, ortofosfato, OD y DBO₅ fue la recomendada en APHA (1992) y Rodier (1989).

RESULTADOS

La superioridad cualitativa y cuantitativa de las diatomeas en la comunidad algal del río Gastona fue evidente. Las especies dominantes y más frecuentes fueron Cymbella affinis Kützing, C. amphicephala Nägelli, C. helvetica Kützing, Fragilaria ulna Lange-Bertalot, Melosira varians C. Agardh, Navicula exigua Grunow, N. goeppertiana (Bleisch) H. L. Smith y Nitzschia palea W. Smith. La mayoría mostró una importante disminución en densidad en época de zafra azucarera. Las diferencias entre los ambientes no perturbados y perturbados se acentuaron durante este período obteniéndose en agosto para C. amphicephala, por ejemplo, valores que oscilaron entre 97-256 en los primeros y menores de 20 ind ml^-1 en los segundos. En cambio, tales contrastes entre los puntos de recolecciones no existieron en los meses de no zafra (Fig. 2 A-H).

Fig. 2. A-H. Especies dominantes en el río Gastona. A. Cymbella affinis; B. Cymbella amphicephala; C. Cymbella helvetica; D. Fragilaria ulna; E. Melosira varians; F. Navicula exigua; G. Navicula goeppertiana; H. Nitzschia palea.

El índice compuesto (Fig. 3 A) fluctuó entre 2-17 en los sectores no perturbados y 1-16 en los afectados por la zafra. En líneas generales, los máximos ocurrieron en los sitios uno y dos en primavera y en los otros tres de agosto a diciembre, mientras que los mínimos en las cinco secciones del río analizadas se dieron en otoño y verano. Aguas abajo de Ruta 38, la mayor perduración temporal de las especies de los grupos participantes en este índice respecto a desmidiáceas, se debió particularmente a las cianofitas, euglenofitas y clorococcales, acentuándose la participación de esta última sobre todo a partir de octubre. En los sitios 1 y 2, en cambio, las que posibilitaron principalmente los aumentos dados en primavera fueron las clorococcales y las azules.

Fig. 3. A-G, Índices algales empleados en el río Gastona. A, Compuesto; B, Euglenal; C, Centrales / Pennales; D, Clorofitas / Diatomeas; E- G, Déficit de especies, E, San Carlos; F, Atahona; G, Chicligasta.

El índice euglenal (Fig. 3 B) fluctuó entre 0-0,1 en dique El Molino, 0-0,3 en Ruta 38, 0-1,3 en San Carlos, 0-0,8 en Atahona y 0-1 en Chicligasta. Los máximos ocurrieron en los sitios uno y dos en primavera y comienzos del verano, y en los otros ambientes los picos se dieron entre los meses séptimo y noveno, aunque desde julio y hasta diciembre los tenores fueron superiores a 0,5. Respecto a la mayor perduración temporal de este índice aguas abajo de Ruta 38, fue debido a que las condiciones ocasionadas por la actividad azucarera permitieron una predominancia de euglenofíceas sobre cianofíceas y clorococcales. Asimismo, el grupo de las verdes recientemente citado, se destacó sobre todo en octubre y noviembre, y las azules en los otros meses.
El índice Ce/Pen (Fig. 3 C) no mostró contrastes notorios entre los sitios, y fluctuó entre 0,03-0,1 de dique El Molino a Atahona y 0,03-0,07 en Chicligasta. En general, los leves ascensos se dieron en otoño y primavera.
El índice Clo/Dia (Fig. 3 D) varió entre 0,2-0,6 en los sectores 1 y 2, y 0,1-0,5 en los restantes. En líneas generales, los máximos ocurrieron en los cinco sitios en primavera y los mínimos generalmente en otoño e invierno. Sin embargo, manifestó una mayor perduración temporal en las zonas "prístinas", mientras que en Chicligasta tuvo su mayor caída, permaneciendo con valores inferiores de 0,2 en once de los trece meses de muestreo.
En el índice déficit de especies (Ds) (Fig. 3 E G) se observó que en los tres sectores analizados los máximos porcentajes de renovación en especies se dieron en períodos de zafra (septiembre) y a veces en verano, los cuales oscilaron entre 40-48%. Asimismo, de marzo a mayo las especies presentes en estos sitios prácticamente coincidieron con las de las zonas no perturbadas, por lo cual los porcentajes encontrados fueron inferiores a 13%, salvo abril en Atahona y Chicligasta donde llegaron a 20 y 38%, respectivamente. Por último, al observar marzo de 1998 con el de 1999, podría presumirse que las condiciones presentes no fueron semejantes, de ahí que en el primer año no hubo déficit de especies en Atahona y Chicligasta con respecto al sector referencial, mientras que en San Carlos el recambio fue apenas del 8%. En marzo del segundo año, en cambio, la renovación en especies estuvo entre 26-36%.
El IDP (Fig. 4 A-E) mostró en los sitios 1 y 2 pocas fluctuaciones temporales con valores que oscilaron entre 0,6-1,5, mientras que en las otras secciones del río los registros fluctuaron entre 0,7-2,4 y con una tendencia de aumentar hacia junio-octu-bre. En estos meses la calidad del agua fue mala, destacándose un mejoramiento hídrico por la finalización de la zafra azucarera y lluvias posteriores, entre otros factores.

Fig. 4. A-E, Índice de Diatomeas Pampeano en base al fitoplancton del río Gastona. A, Dique El Molino; B, Ruta 38; C, San Carlos; D, Atahona; E, Chicligasta.

Al comparar las relaciones entre rangos de abundancia y riquezas manifestadas por el fitoplancton (Fig. 5 A-E), el modelo empleado resaltó a las especies raras (1-2 ind ml^-1) y, en menor medida, a las de abundancia intermedia (4-32 ind ml^-1). Asimismo, San Carlos mostró una progresión más gradual desde el intervalo 1-2 a los siguientes, debido a una disminución de las especies de hasta dos organismos.

Fig. 5. A-E, Relación abundancia especie en el río Gastona. A, Dique El Molino; B, Ruta 38; C, San Carlos; D, Atahona; E, Chicligasta.

En el ACP se observó que los dos primeros componentes explicaron el 65% de la variabilidad de los datos, siendo responsables del 49 y 16 de la varianza total. Los ejes 1 y 2 separaron a las muestras de zafra de San Carlos, Atahona y Chicligasta de las restantes (Fig. 6 A). Las variables del eje 1 que aportaron a esta ordenación fueron DBO₅, OD, PO₄^3-, IDP, Ds, Eugl (coeficientes de correlación intra-set: 0,94, -0,93, 0,92, 0,81, 0,76 y 0,70, respectivamente), mientras que en el componente 2, las que contribuyeron a la ordenación, fueron: Clo/Dia y Comp (coeficientes de correlación intra-set: -0,87, -0,63) (Fig. 6 B).

Fig. 6. A-B. Análisis de componentes principales (ACP) se usó para la ordenación de los índices Compuesto, Euglenal, Centrales / Pennales, Clorofitas / Diatomeas, Déficit de Especies y el Índice de Diatomeas Pampeano en relación a las variables nitrogenadas (nitrato y amonio), ortofosfato, oxígeno disuelto (OD) y DBO5 de los cinco lugares de muestreo. A-B, Representación de los ejes 1 y 2. Los símbolos empleados fueron: cuadrado (dique El Molino y Ruta 38), círculo vacío (San Carlos, Atahona y Chicligasta, período no zafra), círculo lleno (San Carlos, Atahona y Chicligasta, período de zafra).

Los efectos de la actividad fabril produjeron cambios en diversas variables ambientales, por ejemplo, condujeron a incrementos de la demanda bioquímica de oxígeno, amonio y ortofosfato, y consumo del oxígeno disuelto y nitrato (Tabla 3). Al estudiar los tipos de correlaciones entre estas variables y los índices bióticos estudiados, el coeficiente de correlación de Pearson mostró que las condiciones de aerobiosis fueron favorables únicamente para Clo/Dia (0,27*) y no para los otros índices (Ds: -0,77**; IDP: -0,70**; Eugl: -0,58**; Comp: -0,42**). Las variables que tuvieron correlaciones positivas con la DBO₅ fueron IDP (0,68**), Ds (0,59**), Eugl (0,44**), Comp (0,37**) y Ce/Pen (0,30**). En relación a los componentes nitrogenados y fosforado no se encontró correlación con Clo/Dia, mientras que los otros índices presentaron asociaciones positivas con el amonio (Comp: 0,49**; Ds: 0,48**; IDP: 0,45**) y ortofosfato (IDP: 0,63**; Ds: 0,53**; Eugl: 0,44**; Comp: 0,30*), y negativa con el nitrato (IDP: - 0,28*).

Tabla 3. Valores mensuales, expresados en mg l^-1, de compuestos nitrogenados y fosforado, oxígeno disuelto (OD) y demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) en el río Gastona.

DISCUSIÓN

La contaminación orgánica está frecuentemente relacionada con fenómenos eutróficos, que conducen a incrementos de ciertos compuestos nitrogenados y fosforados. Situaciones semejantes fueron descriptas por diversos autores (Moraña, 1998; Seeligmann, 1998; Gómez & Licursi, 2001; Licursi & Gómez, 2003, entre otros). Los índices Compuesto y el IDP cumplieron su rol como indicadores de eutrofización, estando especialmente vinculados a las fluctuaciones manifestadas por el amonio y fosfato, con los cuales correlacionaron positivamente. Asimismo, estos índices fueron favorecidos por las condiciones originadas por la materia orgánica, donde el fosfato no fue un factor limitante. Clo/Dia mostró sensibilidad a los efectos de la actividad azucarera, presentando una correlación positiva con el oxígeno. Ello induciría a considerar a las clorofitas como el grupo más sensible a las perturbaciones originadas por la manufactura del azúcar. Seeligmann (1998) observó en el río Salí que este grupo disminuyó en número de especies hacia el embalse Río Hondo debido a una mayor carga contaminante. Por lo tanto, dicha autora sugirió que se podría considerar a las algas verdes como poco adaptadas a condiciones de baja calidad de agua y las catalogó como "sensibles". Los resultados también darían indicios de una dependencia de este grupo a la disponibilidad de refugios presentes en el curso de agua, de ahí que fueron más numerosas en los sitios 1 y 2 donde contaron con mayor diversidad de microhábitats y "zonas muertas" para ser retenidas, en relación a los otros sectores. El euglenal, que sería el único de estos índices aplicados revelador de una verdadera saprotrofía, permitió separar los ambientes perturbados por la zafra de los no perturbados, mostrando afinidad por estas condiciones de zafra, de acuerdo a las asociaciones que tuvo con las variables estudiadas.
El índice de Kothé mostró la variabilidad ambiental originada por la zafra que se manifestó con mayores recambios de especies, siendo favorecidas las afines a estas nuevas condiciones, comprobado por las correlaciones encontradas, además de destacar el mejoramiento de las aguas hacia fines del verano y principios de otoño. Moraña (1998), quién observó que el déficit de especies fue mayor en promedio en período de estiaje que de lluvias, también constató un marcado aumento de autodepuración con el incremento del caudal. Kothé caracterizó a su método como un "simple criterio" de evaluación de la polución. Una de las críticas a esta propuesta fue la de poseer un valor afirmativo relativamente débil en relación a otros métodos biológicos de evaluación de aguas (Elster, 1966) debido a que está basado, por lo menos parcialmente, en el número de especies (Schäfer, 1985). Aún así, su empleo fue útil al reflejar los recambios de especies en los ambientes perturbados por los efluentes antrópicos y, aunque no es un requisito del método la identificación taxonómica de las especies participantes, conocerlas fue positivo para un mejor aprovechamiento de la información obtenida. Al respecto, debe tenerse presente que los organismos en los ecosistemas biológicos son portadores de información, y pueden ser considerados como sistemas abiertos en equilibrio fluctuante con su ambiente, es decir, en continuo intercambio, y están capacitados para equilibrar oscilaciones a través de mecanismos de regulación residentes en el equipamiento genético y formas de manifestación de cada especie (Pielou, 1966a, b; Schäfer, 1985).
El ACP permitió separar los sitios afectados por la zafra azucarera de los restantes al ordenar las muestras en relación a las variables abióticas y bióticas analizadas en este trabajo. Asimismo, destacó las contribuciones que los índices IDP, Ds, Clo/Dia, Comp y Eugl aportaron para dilucidar la problemática en estudio, vinculada a fenómenos simultáneos de polución orgánica y eutrofización.

CONCLUSIONES

El mejoramiento de la calidad del agua en el río Gastona estuvo particularmente vinculado a la finalización de la zafra azucarera y a lluvias primaverales y estivales que fueron fundamentales para las diluciones a nivel de la carga orgánica entre otros factores, o sea, a agentes climáticos que incidieron en las características hidrológicas del cuerpo de agua.
La composición específica básica de la comunidad ficológica con supremacía de diatomeas y, en menor orden, de clorofitas, mostró variaciones espaciales y temporales de acuerdo a las condiciones del medio acuático, con mayor número de especies de euglenofitas y otras afines a la materia orgánica en los ambientes afectados por la zafra, especialmente durante esta actividad.
Los índices basados en riqueza del fitoplancton mostraron, en general, tanto diferenciaciones definidas entre zafra y no zafra como a nivel de eutrofización, siendo útiles para conocer el comportamiento de los grupos algales considerados en los mismos (cianofitas, clorococcales, clorofitas, desmidiales, diatomeas y euglenofitas), destacándose las clorofitas por una mayor sensibilidad a los efectos de la materia orgánica.
El índice de Kothé fue una herramienta útil para diferenciar los recambios en especies por los efectos azucareros, a pesar de ser considerado como un "simple criterio" de evaluación de la polución.
Asimimo, el índice de diatomeas pampeano, coincidente con otros basados en riqueza, podría ser utilizado como integrador de procesos eutróficos y orgánicos.

AGRADECIMIENTOS

Trabajo financiado por el Consejo de Investigaciones de la Universidad Nacional de Tucumán (CIUNT), Proyecto G335/1 y el Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET), PIP Nº 0871/98.

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Recibido el 29 de Octubre de 2004
Aceptado el 18 de Agosto de 2005.