RESPUESTA DE UNA COMUNIDAD ZOOPLANCTÓNICA DE AGUA DULCE A LA APLICACIÓN DE CROMO EN CLAUSURAS EXPERIMENTALES

Ana María Gagneten

Ana María Gagneten. Magister en Ciencias Biológicas, Mención Ecología, Universidad de Chile. Profesora, Facultad de Humanidades y Ciencias. Universidad Nacional del Litoral. Santa Fe, Argentina. Dirección: Ciudad Universitaria. Paraje El Pozo. (3000) Santa Fe. Argentina. e-mail: amgagnet@fhuc.unl.edu.ar

Resumen

Se evaluó el impacto del cromo, muy utilizado en Argentina en industrias de curtiembre, sobre la estructura del zooplancton del río Paraná mediante un experimento en estanques de 150 litros, durante 5 semanas, con un control y 4 tratamientos (2 aplicaciones de 0,1; 0,4; 0,7 y 1,0mg·l-1 K2Cr2O7), todos replicados. Se evaluó diversidad, riqueza de especies y densidad del zooplancton, temperatura, pH, conductividad, O2 disuelto, Cr total y Cr (VI), y la capacidad de repoblamiento. Diferencias en la densidad de zoopláncteres entre tratamientos fueron evaluadas con ANOVA de medidas repetidas. El Cr tuvo un importante efecto negativo sobre el zooplancton. La densidad disminuyó significativamente con el incremento en la concentración de Cr, así como la riqueza de especies y diversidad específica en la mayoría de los tratamientos. El repoblamiento sólo ocurrió en el tanque con la concentración menor. Se discuten las ventajas adaptativas de organismos con reproducción sexual, y se analiza la posible acción del Cr por vía trófica y su efecto sobre la estructura de tamaño de la comunidad. Se destaca la importancia de investigar el efecto de bajos niveles de Cr sobre comunidades de ecosistemas perturbados.

Summary

The effects of chromium, a heavy metal widely used in Argentina in tannery industries, on the Río Paraná zooplankton structure was evaluated using experimental tanks of 150 liters, during 5 weeks, in a control and 4 treatments (2 discharges of 0.1, 0.4, 0.7 and 1.0mg·l-1 K2Cr2O7), all replicated. Diversity, species richness, zooplankton density were evaluated with repeated measures of ANOVA. Temperature, pH, conductivity, dissolved oxygen, total Cr and Cr (VI) were also measured. Cr had an important negative effect on zooplankton. Density, species richness and diversity diminished significatively with the increment in Cr concentration. Community recovery was only possible in the tank with the lowest Cr concentration. The adaptative advantages of organisms with sexual reproduction, the possible action of Cr via ingestion and its effect on the community sizestructure are discussed. The relevance of research on the effects of low levels of Cr on assemblages of stressed ecosystems is pointed out.

Resumo

Avaliou-se o impacto do cromo, muito utilizado na Argentina em indústrias de curtume, sobre a estrutura do zooplâncton do rio Paraná mediante um experimento em reservatórios de 150 litros, durante 5 semanas, com um controle e 4 tratamentos (2 aplicações de 0,1; 0,4; 0,7 e 1,0 mg· l-1 K2Cr2O7 ), todos replicados. Avaliou-se diversidade, riqueza de espécies e densidade del zooplâncton, temperatura, pH, condutibilidade, O2 dissolvido, Cr total e Cr (VI), e a capacidade de repovoamento. Diferenças na densidade de zooplâncteres entre tratamentos foram avaliadas com ANOVA de medidas repetidas. El Cr teve um importante efeito negativo sobre o zooplâncton. A densidade diminuiu significativamente com o incremento na concentração de Cr, assim como a riqueza de espécies e diversidade específica na maioria dos tratamentos. O repovoamento somente ocurreu no reservatório com a concentração menor. Discutem-se as vantagens adaptativas de organismos com reprodução sexual, e se analisa a possível ação do Cr por vía trófica e seu efeito sobre a estrutura do tamanho da comunidade. Destaca-se a importância de investigar o efeito de baixos níveis de Cr sobre comunidades de ecossistemas perturbados.

PALABRAS CLAVE / Cromo / Ecotoxicología / Mesocosmos / Río Paraná / Zooplancton /

Recibido: 15/04/2002. Modificado: 06/08/2002. Aceptado: 20/08/2002

Introducción

Para estudiar el efecto de diversos contaminantes sobre la biota son frecuentes los estudios de toxicidad que involucran a una sola especie (Adams, 1995 en Hanazato, 1998). Algunos autores advierten sobre el peligro de extrapolar los resultados a sistemas más complejos y destacan la relevancia de los estudios de dinámica poblacional, organización de redes tróficas y estructura taxonómica de las comunidades (Schindler, 1987; Karr, 1991; Luoma, 1996; Hanazato, 1998; Persoone y Janssen, 1998). Otros autores (e.g. Niederlehner et al., 1990) han intentado comparar estudios a distintas escalas al evaluar la capacidad predictiva de tests de toxicidad multiespecíficos a escala de microcosmos en relación con estudios en el sistema natural, y en ambos tipos de estudios encontraron resultados similares en cambios de biomasa, abundancia, riqueza de especies y composición taxonómica de crustáceos. Dada la complejidad de los sistemas acuáticos una aproximación experimental ampliamente utilizada es realizar experiencias en clausuras experimentales o mesocosmos. Numerosos autores (Hanazato, 1991; Fairchild et al., 1994; Havens, 1994; Clark y Cripe, 1998; Gagneten y Marchese, en prensa) destacan las ventajas de los estudios ecotoxicológicos a escala de mesocosmos que permiten aislar los efectos de distintos contaminantes sobre la biota, manteniendo controladas las condiciones experimentales además de reducir el grado de incertidumbre respecto al destino del tóxico. Según Schindler (1987) los mesocosmos simulan algunas características del ecosistema real si las experiencias no son muy prolongadas. Introducir comunidades acuáticas en clausuras, incorporar el tóxico y analizar los cambios resultantes en las comunidades ha resultado un método adecuado para estudiar los efectos de sustancias tóxicas sobre el plancton de agua dulce (Kerrison et al, 1988) y ha provisto información sobre el impacto de diferentes químicos en los ecosistemas completos (Hanazato, 1998).

La totalidad de la especie más tóxica de cromo, el Cr (VI), es generado por actividades antrópicas de tipo industrial. El Cr es utilizado en la producción de aceros inoxidables, fabricación de vidrio, pigmentos, fungicidas, pinturas, baterías y cemento. En tributarios del río Paraná medio (Argentina; 31º15'S; 61º29'O) se vuelcan efluentes con Cr provenientes principalmente de industrias de curtiembre. Si se considera que los metales pesados tienen un efecto tóxico agudo sobre el zooplankton (Biesinger y Christensen, 1972; Bryan, 1976; Marshall, 1978; Cowgill y Milazo, 1991; Kerrison et al., 1988; Kubitz et al., 1995; Winner y Farrell, 1976; Zou y Bu, 1994; Oliveira-Neto y Botta-Paschoal, 2000; Gagneten y Vila, 2001) podrían afectar seriamente al zooplancton de esos ambientes.

El significado biológico de algunos metales pesados tales como Cd, Hg y Pb ha sido estudiado en forma intensiva, seguidos en importancia por Cu, Zn, Fe y Ni. El Cr, sin embargo, ha recibido comparativamente menor atención (Depledge et al, 1994). En Sudamérica se han realizado monitoreos de Cr en sistemas acuáticos que revelan altos niveles de contaminación, pero no ha recibido suficiente atención el estudio de los efectos que el Cr pudiera tener sobre las comunidades acuáticas. Sin embargo, tal como lo afirman Forbes y Calow (1997), la posibilidad de predecir las respuestas poblacionales al estrés químico y entender los mecanismos de adaptación de los organismos, puede contribuir al desarrollo de la teoría ecológica y evolutiva y conducir a enfoques más efectivos para minimizar las consecuencias indeseables de la contaminación.

Los objetivos del estudio fueron evaluar los efectos de la aplicación de distintas concentraciones de Cr sobre la densidad, riqueza de especies y diversidad del zooplancton de la cuenca del río Paraná en clausuras experimentales (mesocosmos), analizar la capacidad de repoblamiento de la comunidad y determinar las especies más tolerantes al tóxico.

Metodología

Para evaluar los efectos del Cr (adicionado como K2Cr2O7) sobre la estructura zooplanctónica se colocaron clausuras experimentales o mesocosmos (estanques de PVC de 150 litros) ubicados al aire libre en el Instituto Nacional de Limnología (INALI-CONICET), con agua y zooplancton obtenidos de un ambiente no contaminado (río Correntoso, valle aluvial del Río Paraná medio). Se colocaron aireadores en cada uno de los estanques para mantener alta la concentración de oxígeno disuelto. Luego del armado de las clausuras se mantuvo a los estanques en un período de aclimatación previo de 45 días antes de comenzar los experimentos que duraron 35 días (fase de tratamiento). A continuación no se tomaron muestras de zooplancton durante tres semanas (fase de recuperación). Pasado este tiempo, durante tres semanas se tomó una muestra semanal de cada estanque (fase de repoblamiento).

En la fase de tratamiento se efectuaron dos descargas de 0,1; 0,4; 0,7 y 1,0mg·l-1 de contaminante (K2Cr2O7) más el control, con un intervalo de 15 días, con una réplica en cada caso. Durante la fase de tratamiento se tomaron muestras de zooplancton de 5ml tres veces por semana filtrando 5 litros en cada estanque con una red de 25µm de abertura. Del filtrado obtenido se fijaron tres alícuotas de 1ml que se analizaron en cámara de Sedgwick-Rafter bajo microscopio óptico para determinar su composición cuali-cuantitativa. Semanalmente se midió pH, temperatura, conductividad y concentración de O2 disuelto (equipo de monitoreo multiparámetro modelo Horiba). En todos los estanques se midió la concentración de Cr total y Cr (VI) en agua y sedimentos al finalizar la experiencia. El primero indica la totalidad del Cr presente, ligado a materia inorgánica y/o orgánica, tanto disuelta como particulada, y su determinación en agua se realizó por atomización electrotérmica (horno de grafito con plataforma de L’vov) y en sedimentos por atomización por llama por espectrometría de absorción atómica con un espectrómetro Perkin Elmer. La determinación de Cr (VI) en las muestras en barro se realizó según EPA (1999a) y en las aguas según EPA (1999b). Se utilizó un espectrofotómetro ultravioleta/visible marca Perkin Elmer, modelo Lambda 40.

Las variables respuestas fueron densidad (Nº ind.·ml-1); riqueza de especies (S) y diversidad de especies (H), medida por el índice de Shannon y Weaner (Omori e Ikeda, 1984):

donde Pi: Nº de individuos de la especie i, y s: Nº total de especies de la comunidad.

Diferencias en la densidad de zoopláncteres entre el control y los diferentes tratamientos fueron evaluadas con ANOVA de medidas repetidas (a= 0,05; Chester, 1986). También se analizó la capacidad de repoblamiento de la comunidad.

Resultados

Parámetros físicos y químicos

Los parámetros físico-químicos (Tabla I) no registraron variaciones de importancia durante el estudio. El O2 disuelto se mantuvo en niveles elevados en todos los estanques durante toda la experiencia. La temperatura promedio fluctuó entre 15,4 y 16,2ºC; el pH osciló entre 8,0 y 8,4, valores algo mayores a los registrados en el ecosistema de referencia río Correntoso, de 7,3 (García, 1990) y 6,9-7,3 (José de Paggi, 1993). La conductividad tuvo valores medios que oscilaron entre 1242,7 y 1492,9; estudios previos determinaron valores promedios de 70-100v para los ríos del sistema del Paraná (Dioni, 1975; José de Paggi, 1981). La diferencia entre la conductividad en los estanques y el ecosistema de referencia puede atribuirse a la disociación del K2Cr2O7.

En la Tabla II se muestran los valores de Cr total y Cr (VI) obtenidos en agua y sedimentos en todos los tanques al finalizar la experiencia. El Cr total en agua en general aumentó en relación con el agregado de K2Cr2O7, y en sedimentos también se registraron valores más altos en relación con el agregado de K2Cr2O7 y una mayor acumulación respecto al contenido de Cr en agua. El Cr (VI), si bien aumentó en agua y en sedimentos en relación a la cantidad de contaminante agregada, no se acumuló en el sedimento en la misma proporción que el Cr total.

Densidad de la población

Los taxa determinados en los estanques tratados con diferentes concentraciones de K2Cr2O7 se muestran en la Tabla III. Como muestra la Figura 1, las larvas nauplius tuvieron densidades muy superiores al resto de las especies en todos los tratamientos (valor máximo= 85 ind.·ml-1 en 0,7mg·l-1 K2Cr2O7). Sin considerar estos estados inmaduros, 6 especies del control tuvieron densidad entre 1-9 ind.·ml-1; en 0,1mg·l-1 K2Cr2O7; 6 especies tuvieron densidad entre 1-6 ind.·l-1; en 0,4mg·l-1 K2Cr2O7 sólo 1 especie tuvo densidad entre 4-8 ind.·ml-1; mientras que en 0,7 y 1,0mg·l-1 K2Cr2O7 ninguna especie alcanzó los valores de densidad mencionados. Es decir, al incrementarse la concentración del tóxico disminuyó progresivamente la riqueza de especies y su densidad.

Luego de cada aplicación de contaminante las larvas nauplius disminuyeron bruscamente su densidad pero también mostraron gran capacidad de recuperación. Entre las especies más tolerantes se encontraron el rotífero Lecane luna (Müller), sólo con 0,1mg·l-1 K2Cr2O7, y las larvas nauplius. Con 0,4mg·l-1 K2Cr2O7 organismos de reproducción sexual tales como los copépodos Argyrodiaptomus sp. y Metacyclops sp. mostraron ser más tolerantes, mientras que con 1,0mg·l-1 K2Cr2O7 sólo Metacyclops sp. En las tres concentraciones más altas la densidad de zoopláncteres, incluso en los estados inmaduros de copépodos, disminuyó a valores cercanos a 0 hacia la mitad de la fase de tratamiento.

La alta densidad de larvas nauplius en todos los tanques enmascara las diferencias existentes entre el control y los tratamientos. Por tal motivo, para el análisis estadístico no fueron considerados los estadíos larvarios. Como muestra la Tabla IV, al comparar la densidad en el control vs 0,1mg·l-1 K2Cr2O7 no se encontraron diferencias estadísticamente significativas. Es decir, esta concentración de Cr no afectó significativamente a la densidad de zoopláncteres.

La comparación del control vs 0,4mg·l-1 K2Cr2O7 no mostró diferencias significativas (p= 0,060 al nivel de significancia a= 0,05 pero sí al nivel de significancia a= 0,01). Con 0,7mg·l-1 K2Cr2O7 se encontraron diferencias significativas respecto al control (p= 0,040). Finalmente, con 1,0mg·l-1 K2Cr2O7 se encontraron diferencias altamente significativas (p<<0,001). No se encontró interacción entre las variables tratamiento y tiempo.

Riqueza y diversidad de especies

Los valores del índice de diversidad y riqueza de especies se muestran en la Tabla V. Excepto con 0,4mg·l-1 K2Cr2O7, la diversidad fue más alta en el control que en el resto de los tratamientos, indicando una distribución más proporcional de las especies presentes.

Figura 1: Densidad promedio de zoopláncteres en el control y cada una de las concentraciones de K2Cr2O7 utilizadas. Cada concentración con una réplica. Las flechas indican los momentos de incorporación del tóxico.

La riqueza de especies fue igual al control (15 especies) en la concentración menor (0,1mg·l-1 K2Cr2O7) y menor al control en las tres concentraciones más altas. A priori, este resultado, que coincide con el encontrado para la densidad analizada previamente, indicaría que 0,1mg·l-1 K2Cr2O7 no sería tóxico para el zooplancton. Sin embargo, dada la alta capacidad de adsorción del Cr a la materia orgánica (WHO, 1998) y las condiciones de pH levemente alcalino en el estanque, es posible que con bajos niveles de Cr (0,1mg·l-1 K2Cr2O7), el Cr (VI) se haya reducido parcialmente a Cr (III), formando complejos insolubles no tóxicos, como muestran los altos valores de Cr en sedimentos en la concentración menor ensayada (Tabla II). Metales pesados como el Cu y el Cr tienen una marcada tendencia a formar quelatos con la materia orgánica e inorgánica suspendida (Jakson y Bistricki, 1994; Xue y Sigg, 1993; Sigg y Xue, 1994; Zou y Bu, 1994; Loyaux-Lawniczak et al., 2000), pueden permanecer en suspensión cerca del sitio de entrada al ambiente, ser transportados o bien precipitar y ser incorporados a los sedimentos. Sin embargo, es frecuente la afirmación que una vez incorporados a los sedimentos, desaparece su acción tóxica, la cual es de algún modo problemática al menos por dos razones; en primer lugar, ante posibles cambios en la química del agua (e.g. eventos de acidificación) las formas iónicas del metal pueden volver a quedar biodisponibles y afectar a la riqueza y diversidad de especies; en segundo lugar, períodos de tiempo breves (menos de 35 días en esta experiencia) son suficientes para que se ejerza la acción tóxica sobre el zooplancton de agua dulce, máximo de 14 días para Ceriodaphnia dubia (Richard) en microcosmos con 5 a 20µg·l-1 de Cu a pH 6 u 8 (Gagneten y Vila, 2001) y 10 días con 1,4ml·l-1 de efluente de curtiembre conteniendo 0,105µg Cr·l-1 de efluente (Ceresoli y Gagneten datos no publicados).

Figura 1. Continuación

Los datos de Cr total y Cr VI registrados en todos los estanques tratados mostraron una tendencia del Cr total a depositarse en los sedimentos, aunque no dejó de estar presente en la forma iónica más tóxica Cr (VI).

Repoblamiento

Para analizar la capacidad de repoblamiento de la comunidad se registró la densidad total de zoopláncteres (ind.·ml-1) sin discriminar las especies presentes debido al escaso número de individuos sobrevivientes a la fase de tratamiento (Figura 2). Bajos valores de densidad eran esperados por las características de aislamiento de los estanques. Esta condición limitó la recuperación de la comunidad a los individuos remanentes y a posibles formas de resistencia tales como huevos de resistencia o efipios presentes en el sedimento. En la fase de repoblamiento se registró un patrón similar al encontrado durante la fase de tratamiento: la densidad fue muy baja en todos los tratamientos, especialmente en las tres concentraciones más altas. Contrariamente, con la menor concentración de K2Cr2O7 se registraron valores más altos, entre 25 y 55 ind.·ml-1. La acción del contaminante determinó la declinación de la adecuación biológica de las poblaciones en los estanques hacia el final de la fase de tratamiento y su eventual extinción, impidiendo el repoblamiento en las tres concentraciones más altas.

Figura 2. Densidad promedio total de zoopláncteres durante la fase de repoblamiento. Cada concentración, con una réplica.

Las especies presentes durante la fase de repoblamiento en la concentración menor además de formas larvarias de copépodos, fueron Ceriodaphnia dubia, Metacyclops sp., Echinisca elegans y Lecane luna. Mientras los organismos del macrozooplancton (cladóceros y copépodos) fueron los menos tolerantes, los del microzooplancton (rotíferos y larvas nauplius) fueron más tolerantes. Es decir, se registró una disminución de la talla de los organismos presentes que condujo a un cambio en la estructura de tamaño del ensamble zooplanctónico.

Discusión

Este estudio indica que el Cr es altamente tóxico para las especies zooplanctónicas del valle aluvial del río Paraná. La incorporación del metal afectó significativamente a la densidad en 0,4; 0,7 y 1,0mg·l-1 K2Cr2O7 exceptuando la concentración menor (0,1mg·l-1). La densidad disminuyó aún más luego de la segunda descarga de contaminante. Atributos de la comunidad tales como riqueza de especies y diversidad específica también disminuyeron con el incremento en la concentración de Cr en la mayoría de los estanques tratados.

El Cr pudo haber ejercido su acción tóxica por vía directa o indirecta, a través del recurso trófico. Una proporción muy alta del Cr liberado al medio acuático se adsorbe a la materia orgánica particulada y a las microalgas, por lo que al ser consumidas por el zooplancton esta fracción no se deposita en los sedimentos sino que se incorpora a las tramas tróficas, acelerando el pasaje a organismos de niveles tróficos superiores. El zooplancton ocupa un papel clave en los ecosistemas acuáticos por alimentarse de microalgas y materia orgánica particulada (Ruttner-Kolisko, 1974; Paggi, 1998; Paggi y José de Paggi, 1990) y por ser el principal alimento de larvas y juveniles de peces planctófagos (Oliveros, 1980; Escalante 1982; 1983 a, b). El zooplancton, así como otros niveles tróficos, puede resultar afectado por altos niveles de contaminación. Los peces y las aves que se alimentan de peces zooplanctófagos, si son ingeridos como alimento, potencialmente pueden ser peligrosos para la salud humana.

En todos los tratamientos se registró una importante recuperación de las larvas nauplius luego de cada aplicación de contaminante las que, junto con una especie de rotífero mostraron ser más tolerantes que cladóceros y copépodos adultos. Es decir, cambió la estructura de tamaño de la comunidad por disminución de los organismos de mayor tamaño determinando una simplificación de la red trófica con la dominancia de r estrategas. Las formas larvarias de copépodos mostraron ser las más tolerantes al estrés por contaminación con Cr. Esto coincide con lo comunicado por otros autores (Havens y Hanazato, 1993; Havens, 1994; José, 1997) quienes determinaron que la contaminación con pesticidas produjo la dominancia de organismos de pequeño tamaño en la comunidad zooplanctónica.

La teoría ecológica predice que los factores que reducen la sobrevivencia del adulto seleccionarán la madurez más temprana e incrementarán el esfuerzo reproductivo, mientras que la reducción en la sobrevivencia juvenil seleccionará la madurez más tardía y reducirá el esfuerzo reproductivo (Sibly y Calow, 1986; Stearns, 1994). Organismos partenogenéticos tales como Daphnia y Ceriodaphnia pueden tener una densidad poblacional crítica mínima (Nc sensu Gerritsen, 1980) igual a un individuo pero organismos con reproducción sexual en general deben tener Nc mayores. Sin embargo, las especies capaces de almacenar esperma pueden tener Nc menores, pues se requiere un solo apareamiento para realizar el potencial de producción de huevos de la hembra. La mayoría de las hembras de ciclópidos pueden almacenar esperma mientras muchos calánidos de agua dulce no lo hacen (Watras y Haney, 1980; Hairston y Munns, 1984; Soto, 1989). Esta capacidad de almacenar esperma de las hembras de ciclópidos no necesariamente implicaría un incremento del esfuerzo reproductivo pero sí explicaría la alta producción de larvas nauplius en todos los estanques con Cr y su gran capacidad de recuperación aún después de cada aplicación de contaminante. Lampert et al, (1989) obtuvieron resultados similares al investigar el efecto de 1mg·l-1 de atrazina en mesocosmos: todo el zooplancton fue afectado negativamente, pero los copépodos ciclopoideos y nauplii fueron particularmente resistentes.

Los resultados de este estudio apoyan la hipótesis de que los organismos con reproducción sexual (e.g. copépodos) tienen ventaja adaptativa frente a los de reproducción asexual (e.g. cladóceros) cuando están expuestos a fuentes de contaminación no habituales, como los metales pesados o materiales sintéticos (ver Forbes y Calow, 1997). Una vez que hubieron desaparecido las hembras adultas portadoras de sacos ovígeros hacia el final de la fase de experimentación, las poblaciones se extinguieron impidiendo el repoblamiento en los estanques con las tres concentraciones más altas de Cr.

Contrariamente, en experiencias similiares (Gagneten y Marchese, en prensa) con el herbicida Paraquat, que se degrada rápidamente, la riqueza de especies pudo recuperarse en todos los estanques (excepto con la mayor concentración de 0,4ml·l-1), mientras que la recuperación de la densidad del ensamble zooplanctónico sólo fue posible con la menor concentración ensayada (0,1ml·l-1). Esto indica que el tiempo de persistencia del tóxico es crítico para las poblaciones zooplanctónicas. Por otra parte, como lo señalan algunos autores (Wallace, 1990, Yount y Niemi, 1990, Keller y Yan, 1991; Milner, 1994) las posibilidades de recuperación de las poblaciones dependen del tipo de perturbación. Así, cuando la perturbación altera la calidad del hábitat la capacidad de recuperación es menor. Como se mostró en este estudio, la alta toxicidad del Cr impidió la recuperación del zooplancton.

Mecanismos de toxicidad de metales en invertebrados incluyen inhibición del crecimiento, supresión del consumo de oxígeno, alteraciones en la reproducción y muda y melanogénesis (Depledge et al., 1994). En ambientes acuáticos del río Paraná medio se encontraron malformaciones de cladóceros (Gagneten, datos no publicados) y de quironómidos (Del Rosso, 2002) que muestran un porcentaje mucho más elevado que el esperado por mutaciones naturales. Se propone investigar el efecto de estas malformaciones en la adecuación biológica de las poblaciones en relación con los niveles de Cr en agua y sedimentos de estos ecosistemas.

En la llanura de inundación del río Paraná medio se han realizado estudios de monitoreo de Cr, pero no se han hecho esfuerzos de igual magnitud para considerar los efectos sobre la biota. Todos los valores registrados hasta el presente para diferentes ambientes de la llanura aluvial del río Paraná son superiores a los estándares permitidos internacionalmente (2mg·l-1 Cr para protección de fito- y zooplancton según normas internacionales. Según Villar et al., (1998) el contenido de Cr en aguas del río Paraná medio fue de 27 ±9mg·l-1 y de 73 ±16mg·g-1 en materia orgánica suspendida del mismo ambiente. El contenido de Cr en aguas del río Paraná medio e inferior mostró grandes variaciones temporales (las muestras sucesivas difirieron en un orden de magnitud), sugiriendo descargas discretas discontinuas (Villar et al, 1998).

Por su parte, Ceresoli y Gagneten (datos no publicados) registraron hasta 215µg·l-1 de Cr en aguas del arroyo Las Prusianas, en la cuenca del río Paraná medio. Cataldo et al. (2001) registraron entre 3,16 y 4,97µg·l-1 Cr en aguas superficiales y entre 27,90 y 59,90µg·l-1 Cr en agua intersticial del delta del río Paraná. Los niveles de Cr utilizados en estas experiencias contienen entre 100 y 1000µg·l-1 Cr. Si bien estos niveles en algunos casos son mayores a los registrados por algunos de los autores antes mencionados en distintos ambientes del sistema del río Paraná, debe considerarse las grandes diferencias geomorfológicas y de caudal; en algunos casos, las comunidades en el ecosistema podrían acusar efectos menos evidentes que la disminución de densidad, riqueza y diversidad de especies registradas en el mesocosmos. En este sentido, recientemente se han desarrollado investigaciones orientadas a descubrir los efectos biológicos de la exposición a bajas dosis de contaminantes (Forbes y Calow, 1996; Erstfeld y SnowAshbrook, 1999; LinkeGamenick et al., 1999; Forbes, 2000). Si bien los resultados de este estudio aportan información sobre la respuesta de la comunidad zooplanctónica a niveles de Cr relativamente altos y en la concentración menor la respuesta de la comunidad no fue diferente al control, es posible que a nivel ecofisiológico se produzcan interacciones entre diferentes componentes de la adecuación biológica. Se propone analizar los efectos de bajos niveles de Cr en algunas especies representativas de los sistemas perturbados del río Paraná medio.

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