EFECTOS DE LA CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS SOBRE LA COMUNIDAD BENTÓNICA DE LA CUENCA DEL ARROYO CULULÚ (RÍO SALADO DEL NORTE, ARGENTINA)

Florencia Zilli y Ana María Gagneten

Florencia Zilli. Licenciada en Biodiversidad. Universidad Nacional del Litoral, Argentina. e-mail: florenciazilli379@hotmail.com

Ana María Gagneten. M.Sc. en Ciencias Biológicas Mención Ecología, Universidad de Chile. Profesora y Directora, Departamento de Ciencias Naturales, Facultad de Humanidades y Ciencias, Universidad Nacional del Litoral, Argentina. Dirección: Ciudad Universitaria 3000. Santa Fe. Argentina.  

Resumen

Se determinó la incidencia de los efluentes industriales con alto contenido de metales pesados en la calidad físico-química de los sedimentos de fondo de la cuenca del Arroyo Cululú, a través del análisis de la estructura de la comunidad macrozoobentónica. En tres muestreos estacionales se estudiaron seis ambientes de la cuenca del río Salado del Norte en su tramo inferior, en los que se realizaron análisis físicos y químicos de sedimentos de fondo, análisis de densidad y riqueza de organismos, diversidad de especies y afinidad entre comunidades. Pudieron establecerse relaciones entre la estructura y composición de la comunidad macrozoobentónica, las variables ambientales estudiadas y la concentración de metales pesados (Cr T, Cr VI, Cu, Cd y Pb) en sedimentos de fondo. La comunidad del ambiente no contaminado presentó mayor densidad y un ensamble de especies diferente al de los otros ambientes. Los metales pesados actuaron como factores perturbadores, determinando que la comunidad macrozoobentónica de sitios contaminados sea diferente a la del sitio de referencia.

Summary

The incidence of industrial effluents with heavy metals in the physical and chemical quality of bottom sediments of Arroyo Cululú basin was determined through the analysis of macrozoobenthic community structure. In three seasonal samplings, six environments of the lower section of the Salado del Norte river basin were studied, making physical and chemical analysis of bottom sediments, organism density and richness, species diversity and similarity between communities. Relations between macrozoobenthic community structure and composition, environmental variables and heavy metal concentrations (Cr T, Cr VI, Cu, Cd y Pb) in bottom sediments could be established. The reference site had a community with greater density and a different assemblage of species than the ones of the polluted sites. Heavy metals acted as disturbing factors, determining that the macrozoobenthic community of polluted sites were different from one of a reference site.

Resumo

Determinou-se a incidência dos efluentes industriais, com alto conteúdo de metais pesados, na qualidade físico-química dos sedimentos de fundo da bacia do Arroio Cululú, através da análise da estrutura da comunidade macrozoobentônica. Em três amostragens estacionais se estudaram seis ambientes da bacia do rio "Salado del Norte" no seu tramo inferior, nos que se realizaram análises físicos e químicos de sedimentos de fundo, análises de densidade e riqueza de organismos, diversidade de espécies e afinidade entre comunidades. Puderam estabelecer-se relações entre a estrutura e composição da comunidade macrozoobentônica, as variáveis ambientais estudadas e a concentração de metais pesados (Cr T, Cr VI, Cu, Cd e Pb) em sedimentos de fundo. A comunidade do ambiente no contaminado apresentou maior densidade e uma composição de espécies diferente à dos outros ambientes. Os metais pesados atuaram como fatores perturbadores, determinando que a comunidade macrozoobentônica de lugares contaminados seja diferente à do lugar de referência.

PALABRAS CLAVE / Zoobentos / Contaminación / Metales Pesados / Biomonitoreo / Sedimentos / Argentina /

Recibido: 12/05/2004. Modificado: 04/02/2005. Aceptado: 15/02/2005.

Introducción

El Arroyo Cululú, perteneciente a la cuenca del río Salado del Norte, Argentina, recibe contaminantes provenientes de las industrias del cuero, metalurgia, galvanoplastías, vidriados, espejados, agricultura, lechería, etc., que afectan la calidad de sus sedimentos de fondo. Esta región se encuentra densamente poblada, pero son muy escasos los estudios orientados a determinar los posibles efectos de la contaminación antrópica. Existen antecedentes de análisis químicos de calidad de aguas en al Arroyo Cululú, como por ejemplo el de la Subsecretaría de Medio Ambiente de la Provincia de Santa Fe (SMAE, 1998) que registró valores de Cr, Pb y Cd superiores al valor guía para Cr, de 20µg·l^-1 para protección de peces, y de 2µg·l^-1 para fito y zooplancton, de 1µg·l^-1 para Pb y de 0,2µg·l^-1 para Cd, según niveles guía para calidad de aguas para protección de vida acuática (CEPA, 2002). No obstante, son escasos los biomonitoreos que vinculan la contaminación con sus efectos sobre comunidades acuáticas. Entre éstos cabe mencionar estudios de zoobentos (Marchese y Ezcurra de Drago, 1999; Rodríguez, 2000; Ulloa Campos, 2000) y de zooplancton (Ceresoli y Gagneten, 2003; Gagneten y Ceresoli, 2004).

Los macroinvertebrados bentónicos tienen características ventajosas como biomonitores, por ser ubicuos y tener hábitos sedentarios, lo que permite realizar análisis espaciales; sus ciclos de vida son lo suficientemente cortos como para permitir estudios de corta duración, pero también lo suficientemente largos como para permitir el desarrollo de análisis temporales, presentan un gran número de especies, ofreciendo así diferentes respuestas al estrés ambiental y, además, se encuentran en contacto constante con las sustancias adsorbidas en el sedimento y las incorporan al componente biótico, proceso que puede culminar con los fenómenos de bioacumulación y biomagnificación (Rosenberg y Resh, 1993; Marchese y Ezcurra de Drago, 1999; Mucha et al, 2003).

La hipótesis contrastada en el presente trabajo fue que la contaminación por metales pesados de los sedimentos de fondo de la cuenca del Arroyo Cululú (río Salado del Norte, Argentina) determina que la composición y estructura de la comunidad macrozoobentónica sea diferente a la de un sitio no contaminado del mismo río.

Area de estudio

Se seleccionaron seis sitios de muestreo (Figura 1), tres de ellos cercanos a la ciudad de Esperanza: el sitio 1 en el río Salado del Norte (31º22'S, 60º53'O), dos sitios en el Arroyo Las Prusianas, tributario del Arroyo Cululú que a su vez desemboca en el Río Salado (sitio 2 en 31º22'S; 61º08'O y sitio 3 en 31º20'S, 61º24'O) y dos sitios en canales de derivación de la ciudad de Rafaela, que vierten sus aguas en el Arroyo Cululú (Canal Sur, sitio 4 en 31º15'S, 61º29'O y Canal Norte, sitio 5 en 31º12'S, 61º27'O). Como sitio de referencia por su escasa alteración antrópica se seleccionó el sitio 6 en el río Salado (31º15'S, 60º53'O), cercano a la ciudad de San Justo.

Materiales y Métodos

Se realizaron tres muestreos estacionales durante el año 2002, correspondientes a otoño, invierno y primavera. En cada sitio se tomaron tres réplicas de sedimento de fondo para el análisis del ensamble bentónico y una muestra para analizar contenido de carbono orgánico, Cr total (Cr T), Cr VI, Cu, Cd, Pb, porcentaje de materia orgánica y composición granulométrica.

Las muestras fueron tomadas con draga mud-snupper de 100cm² de superficie de extracción y para una de las réplicas del sitio 6, por su mayor profundidad, con draga Tamura de 322cm². En cada una de las estaciones de muestreo se midió: temperatura (ºC), conductividad (µS·cm^-1), pH, salinidad (%), turbidez (NTU: unidades nefrenológicas de turbidez) y O₂ disuelto (mg·l^-1) con un equipo multiparámetro Horiba U-10.

Las muestras fueron fijadas en campo con formol al 10%, se tamizaron en laboratorio con un tamiz de 200µm de abertura de malla; se colorearon con eritrosina para facilitar la separación manual de los organismos baja lupa estereoscópica, y posteriormente fueron conservados en alcohol 70%. El estudio cualitativo y cuantitativo de las muestras, que fueron analizadas en su totalidad, se realizó con microscopio óptico Olympus. Se analizaron un total de 64 muestras.

La diversidad (H) y la equitatividad de especies (J) se calcularon mediante las fórmulas (Begon et al.,1988)

donde Pi: número de individuos de la especie i, y S: número total de especies presentes, y

donde H: diversidad específica, H máx: diversidad específica máxima, Pi: número de individuos de la especie i, y S: número total de especies presentes.

La diversidad específica se determinó sobre todos los taxa registrados, siguiendo el criterio de Urkiaga-Alberdi et al. (1999), quienes sostienen que los índices de diversidad pueden ser aplicados a niveles supraespecíficos, sin que disminuya su poder explicativo. Las afinidades faunísticas entre los sitios de muestreo se determinaron aplicando el índice de distancia euclidiana. El cladograma se realizó con el método de ligamiento promedio de pares no ponderados (UPGMA). Para determinar posibles diferencias de densidad de organismos entre sitios contaminados y no contaminados se utilizó ANOVA (a=0,05).

Resultados

Características físicas y químicas de sedimentos de fondo

En la Tabla I se muestran los valores promedio, máximos y mínimos, de los parámetros físicos y químicos registrados en sedimentos de fondo. En la Tabla II se muestran los porcentajes de materia orgánica y la composición granulométrica en cada uno de los sitios de muestreo. La concentración de metales pesados en sedimentos de fondo se observa en la Tabla III. Con fines comparativos, se incluyen los niveles guía para cada metal establecidos por CEPA (2002).

El análisis de las variables físicas y químicas no mostró marcadas diferencias en relación a los valores medios de pH (7,8 a 8,1), de temperatura (16,7 a 21,3) ni de salinidad (0,1 a 0,3%). Los parámetros ambientales más variables fueron la turbidez, con valores promedio más bajos en el sitio 5 (2,3NTU) y más altos en el sitio 6 (27NTU). Pero considerando valores absolutos, no los promedios, la conductividad y el contenido de carbono orgánico sí mostraron marcadas diferencias, pudiendo ser factores determinantes de las variaciones encontradas en la densidad de Ostracoda. En el sitio 2 la conductividad llegó a 710µS·cm^-1 y el contenido de carbono orgánico en sedimentos a 2,6%. En este sentido, Würdig (1988) cita a Ostracoda como un grupo indicador de ambientes con alto contenido de materia orgánica. Por otro lado, la profundidad de los ambientes estudiados fue escasa (0,28 a 0,76m) a excepción del sitio de referencia, que varió, según los puntos seleccionados para las tres réplicas obtenidas, entre 0,61 y 5,7m. Por otra parte, la elevada conductividad registrada en el río Salado (Tabla I) podría asociarse con la alta densidad de Ostracoda encontrada (característica propia de ambientes con alta conductividad).

En el sistema Las Prusianas se registró alto contenido de carbono orgánico y bajo porcentaje de saturación de O₂ (en especial en el sitio 2), lo que probablemente se relacione con el alto porcentaje de materia orgánica en el sistema (Tabla II). El sitio con menor contenido de materia orgánica en sedimentos de fondo fue el río Salado en el sitio 1 (4,3%) seguido por el sitio 4 (4,6%). Los mayores valores se registraron en los dos puntos de muestreo en el Arroyo Las Prusianas (10,5 y 9,2% en sitios 2 y 3, respectivamente).

En relación con la composición granulométrica, los sedimentos de todos los ambientes a excepción del sitio 1, pueden caracterizarse como limo-arcillosos. El sitio con mayor porcentaje de arena (tamaño de partícula >62,5µm) fue el río Salado en el punto 1 (63%) y la menor proporción (2%) se registró en el Arroyo Las Prusianas.

El sitio 2 puede caracterizarse como un cuerpo de agua cuyo lecho presentó naturaleza limo-arcillosa, con escasa proporción de la fracción arena, a lo que se sumó un elevado porcentaje de materia orgánica. Estas características están en correspondencia con las de un cuerpo de agua lótico con baja velocidad de corriente y cauce angosto, todo lo cual contribuye a procesos de sedimentación de los materiales suspendidos. Su alta proporción de materia orgánica indicaría una lenta oxidación de la misma, así como también una escasa utilización en procesos biológicos.

En el sitio 3 predominó la fracción limosa (3,91-62µm) siguiendo en orden de importancia la arcillosa y luego la arenosa, con valores bajos (11,4%). El porcentaje de materia orgánica fue considerablemente alto, siendo la segunda en orden de importancia de todos los ambientes analizados. Los sitios 4 y 5 presentaron mayor equidad en la composición granulométrica. Por otro lado, el sitio 6 mostró una proporción de limo y arcilla similar a la del sitio 2, aunque tuvo mayor proporción de arena.

Metales pesados

En el sitio 3 se registró la mayor proporción de Cd, con un valor promedio de 0,3µgCd·g^-1 (Tabla III). Los valores de Cr registrados en los sedimentos de todos los sitios estudiados (excepto el sitio 6) fueron mayores al valor guía, estando en orden decreciente de importancia: sitio 1 (321µg·g^-1), sitio 2 (175), sitio 3 (145), sitio 4 (55) y sitio 5 (46µg·g^-1). Si bien no se dispone de estándares para Cr VI en sedimento, el sitio de referencia tuvo el valor más bajo de esta especie química de Cr (0,7µg·g^-1). En relación con los niveles de Pb el único sitio que en promedio tuvo un valor cercano al nivel guía fue el sitio 4 (22µg·g^-1), donde también se registró el máximo valor de Cu (26µg·g^-1). En el sitio 6 los valores para todos los metales en sedimento fueron los menores, y siempre se encontraron por debajo de los niveles guía.

Estructura de la comunidad bentónica

Como se observa en la Tabla IV y en la Figura 2, Ostracoda estuvo bien representado en el sitio 1, seguido por los sitios 2 y 6. En los dos primeros ambientes su densidad aumentó hacia el invierno, aunque no en el sitio 6.

Diptera se registró en todos los sitios (especialmente en el sitio 3) con regiones cefálicas que no pudieron ser identificadas taxonómicamente; además se determinaron representantes de distintas Familias en cada ambiente: en el sitio 1 Culicidae, en sitios 2 y 3 Blephariceridae, en el sitio 4 se registró la mayor cantidad de Familias: Blephariceridae, Ceratopogonidae, Stratiomyidae, Culicidae, Simuliidae y Muscidae. En el sitio 5 solamente se registró Muscidae y en el 6, Pelecorrhynchidae. En general en todos los sitios, los especímenes que pudieron ser identificados mostraron muy bajas densidades en todos los muestreos. La mayor densidad del taxón se registró, excepto para el sitio 2, en invierno (Tabla IV).

En todos los sitios a excepción del sitio 2, se registraron Oligochaeta, siempre en menor proporción que Chironomidae, e Hirudinea sólo en el sitio 4. Por otro lado, Oligochaeta tuvo valores máximos de densidad en los sitios 4 y 5, alcanzando su mínima representación en los sitios 3 y 6, y reduciendo su densidad hacia el invierno en todos los sitios.

En general, en todos los ambientes se observó una disminución de la densidad de Chironomidae hacia el invierno, alcanzando la máxima importancia relativa en los sitios 4 y 5 y la mínima en el sitio 1. En todos los sitios excepto en el 5 se registró Chironomus gr. decorus (dominante en todos los ambientes excepto en el sitio 6), C. gr. riparius en los sitios 1, 2 y 4; Poypedilum sp. en 1, 2 y 6, Dicrotendipes sp. 3 en los sitios 1, 4, 6 y 5 (con dominancia absoluta). Como caso especial en el sitio no contaminado se registraron Tribelos sp. 1 (dominante), Cryptochironomus sp. y Género B. Como puede observarse en la Figura 1, Gastropoda estuvo presente en todos los sitios excepto en los ambientes lóticos propios del río Salado (sitios 1 y 6). En el sitio 3 se registraron Heleobia sp. y Asolene sp., en los sitios 3 a 5 Physa sp., y Biomphalaria sp. en el sitio 3, siendo en éste ambiente en el que los gastropodos tuvieron su máxima importancia relativa.

En el sitio 5 se encontraron copépodos ciclopoideos pertenecientes a las especies Eucyclops neumani (presente también en el sitio 4) y E. silvestre con alta importancia relativa.

Los nematodos y platelmintos se hallaron presentes en muy bajas densidades, los primeros en todos los sitios excepto el sitio 3 y los segundos en 1 y 4 (donde tuvieron su máxima importancia relativa) y en el sitio 6.

Como caso único se encontraron representantes de Ephemeroptera en el sitio de referencia (Campsurus sp.; Tabla IV) y representantes de Hemiptera (Bellostomidae) en el sitio 5. En todos los sitios de muestreo (con excepción del 4) se registraron efipios de Cladocera, sobre todo en los sitios 3 y 6.

En relación con la densidad total promedio de organismos bentónicos en los distintos ambientes, se registró el siguiente gradiente (Figura 4): 38580 ind/m² (sitio 3) <69.242 ind/m² (sitio 5) <182500 ind/m² (sitio 1) <243507 ind/m² (sitio 4) <275500 ind/m² (sitio 2) <4819025 ind/m² (sitio 6). El análisis de la varianza sólo mostró diferencias moderadamente significativas entre la densidad de los sitios contaminados y el no contaminado (ANOVA, p=0,07). Esto podría deberse a que, como producto de la distribución contagiosa natural de los bentontes, el desvío de los promedios de densidad para cada taxón fue muy alto.

Como se observa en la Figura 3, el sitio de mayor riqueza de especies fue el sitio 4 (25) y el de menor el sitio 3 (8 especies); los restantes ambientes tuvieron valores similares para este atributo. La mayor diversidad específica (Figura 3) también se observó en el sitio 4 (3,52) y la menor en el sitio 1 (1,67). El sitio 3 tuvo el mayor valor de equitatividad (0,33) y el sitio 1 el valor más bajo (0,12), seguido por el 4 (0,14) y el 6 (0,16). El sitio 6 tuvo valores relativamente bajos de diversidad, en relación con valores relativamente bajos tanto de riqueza, como de equitatividad.

En el dendrograma (Figura 5) obtenido de la aplicación del índice de distancia euclidiana a la densidad de las poblaciones, se observó que el mayor grado de afinidad se estableció entre los sitios 3 y 5, con distancia de ligamiento muy baja. También se estableció un alto grado de afinidad entre los sitios 2 y 4, aunque la distancia de ligamiento fue mayor. El sitio 1 se asoció a estos grupos a una distancia correspondiente a la mitad de la distancia en la que el sitio 6 se ligó con todos los anteriores. Así, el sitio de referencia se separó claramente de los otros sitios, que conformaron un grupo de ligamiento aislado.

Discusión

Los datos presentados permiten concluir que todos los ambientes analizados estuvieron contaminados por Cr excepto el río Salado en la localidad de San Justo, seleccionado como sitio de referencia. También se registró contaminación por Pb en el sitio 4 (Canal Sur), donde además se encontraron los mayores valores para Cu. Los ambientes más contaminados fueron el sitio 1 (río Salado en Manucho) y los sitios 2 y 3 (Las Prusianas) mientras que el sitio elegido como control (sitio 6) no estuvo contaminado con metales pesados.

Por otro lado, si bien los valores medios de las variables fisicas y químicas analizadas no mostraron marcadas diferencias entre los distintos ambientes, cabe considerar que los organismos no suelen responder a los valores promedios sino que los valores extremos en algún factor o condición frecuentemente determinan la presencia o la capacidad de persistir de los organismos en un determinado ambiente. Así, el sistema Las Prusianas tuvo valores máximos de conductividad, elevado enriquecimiento orgánico y tenores mínimos de O₂ disuelto, en tanto que los sitios 1 y 6 mostraron alta conductividad y mayor tenor de oxígeno. En consecuencia, las diferencias encontradas en la comunidad bentónica podrían relacionarse en primer lugar con la contaminación con metales pesados y en segundo lugar, con la proporción relativa de carbono orgánico, materia orgánica y con la granulometría de los sedimentos de fondo.

En este sentido, la comunidad del ambiente no contaminado con metales pesados (sitio 6) presentó un ensamble de especies diferente al de los otros ambientes: Las diferencias fueron evidentes en Chironomidae y Oligochaeta; entre los primeros, en este ambiente se registró Cryptochironomus, un género que se considera propio de ambientes no impactados en análisis de gradientes de contaminación (Marchese y Ezcurra de Drago, 1999). También cabe destacar la presencia de Ephemeroptera (organismos sensibles a contaminación) en el sitio de referencia, lo que marcó una diferencia importante con respecto a los sitios contaminados, ya que este taxón no se registró en ninguno de ellos. Campsurus sp. utiliza arcilla para construir sus tecas pero a pesar de que los sitios 2 (contaminado) y 6 tuvieron elevado contenido de esta fracción del sedimento, la especie sólo encontró condiciones favorables para el desarrollo de sus poblaciones en el ambiente no contaminado.

Los ostrácodos predominaron en ambientes con elevada conductividad, materia orgánica y carbono orgánico y los moluscos en ambientes con elevado porcentaje de carbono y materia orgánica. Los sedimentos limo-arcillosos favorecieron la presencia de ostrácodos, oligoquetos y gasterópodos.

En relación con la riqueza de especies, en este trabajo varió entre 8 y 25, siendo el mayor valor el correspondiente a uno de los sitios contaminados (sitio 4). Algunos estudios han demostrado que las comunidades bentónicas en ambientes sujetos a estrés por metales pesados tienen menos especies, menores valores de diversidad específica y menor biomasa que las comunidades no estresadas (Wickham y Van de Walle, 1987). Por otro lado, Marchese y Ezcurra de Drago (1999) encontraron entre 4 y 12 taxones en los cauces secundarios y tributarios del río Paraná Medio. Sin embargo, en sistemas similares al estudiado en este trabajo, con polución principalmente orgánica e industrial, Pavé (2003) también registró un número mayor, entre 4 y 43 taxones. Esto indica, como otros autores han expresado, que no siempre una mayor riqueza de especies significa un menor grado de polución del sistema acuático.

Aunque la aplicación de índices de diversidad para el biomonitoreo en sistemas acuáticos (Washington, 1984) y para los invertebrados bentónicos en particular ha sido cuestionada (Hurlbert, 1971; Chutter, 1972; Howmiller y Scott, 1977; Washington, 1984; Metclafe, 1989; Boyle et al., 1990 en Marchese y Ezcurra de Drago, 1999), los mismos continúan aplicándose (Ogbeibu y Oribhabor, 2002; Ellingsen y Gray, 2002; Sanvicente-Añorve et al. 2002; Mucha et al., 2003, entre otros) y permiten, junto con el conocimiento de las variables ambientales, inferir la ocurrencia de efectos perturbadores sobre la biota.

Wilhm y Dorris, citados en Marchese y Ezcurra de Drago (1999), sugirieron en 1968 que para representar la condición de un río por un índice de diversidad (d o H), un valor <1 indica un alto nivel de polución, de 1 a 3 refleja aguas moderadamente contaminadas, y <3 aguas limpias. En este contexto, los sitios 1, 2, 3 y 6 estarían entre los moderadamente contaminados, mientras que los sitios 4 y 5, se hallarían entre los no contaminados. Sin embargo este sistema de clasificación de grados de contaminación se aplica a cuerpos de agua con características particulares de Europa y América del Norte, muy diferentes a las de los ambientes estudiados, resultando entonces poco adecuada su aplicación en este caso. Por la dificultad de colonización por los organismos del bentos, el río Salado presentó un valor de diversidad bajo, que se relacionó también con la alta densidad de Ostracoda, determinando así una disminución importante del valor de equitatividad. En este sentido, Würdig (1988) y Moguilevsky y Wathley (1995) sostienen que ciertas especies de Ostracoda son indicadores de polución industrial, pero en este estudio la imposibilidad de determinar hasta nivel de especie al mencionado taxón no permitiría inferirla considerando el concepto de indicadores biológicos. Es posible que tanto la riqueza como la diversidad de especies del sitio 6 estén subestimadas.

Así, la determinación de cambios en la estructura de la comunidad bentónica entre los sitios contaminados y el de referencia, resultó poco precisa a través del análisis exclusivo de los índices antes mencionados. Contrariamente, se pudo observar cómo en el análisis de similitud basado en la densidad de organismos, el sitio seleccionado como no contaminado se separó claramente, al mostrar la mayor distancia de ligamiento, de aquellos contaminados por metales pesados, que conformaron un grupo de ligamiento aislado.

Por otra parte, el concepto de bioindicadores es, según algunos autores, una herramienta de utilidad para evaluar la calidad de un ambiente. Según Wickham y Van de Walle (1987), parece existir una correlación directa entre el estrés por metales pesados y la dominancia numérica de Chironomidae. Lee y Boese (1991) señalan a Chironomus grupo riparius como un organismo tolerante a contaminación. Lafont (1984) afirma que Limnodrilus hoffmeisteri es una especie resistente a toda clase de contaminación en ríos. Por otra parte, Marchese y Ezcurra de Drago (1999) sostienen que Chironomus, Polypedilum y Cryptochironomus se comportarían como géneros facultativos. Si se consideran los organismos registrados en este trabajo, puede apreciarse que tanto Chironomus como Polypedilum se hallan presentes en distintos sitios de muestreo, inclusive en el sitio de referencia. Estos registros corroboran lo expresado por las autoras citadas, en el sentido de que aún cuando ambos géneros son considerados en la bibliografía internacional como especies indicadoras, en los sistemas de la región esta caracterización resulta muy poco precisa, porque organismos considerados tolerantes, como Oligochaeta y Chironomidae, también son característicos del bentos de ríos con llanura aluvial, por su alto contenido de materia orgánica particulada.

Aunque el Cu, el Pb y el Cd tuvieron valores siempre superiores a los niveles guía en los sitios 1 a 5 y menores a ese valor en el sitio 6, para el Cr total los valores en los sitios 1 a 5 fueron superiores al valor de referencia, superándolo en los sitios 1 a 3 en un orden de magnitud.

Puede afirmarse entonces que la comunidad bentónica resultó un buen indicador del grado de contaminación por metales pesados de la cuenca del Arroyo Cululú. Su composición se relacionó en mayor medida con los valores de metales pesados en sedimentos de fondo y en menor grado con la conductividad, con el grado de enriquecimiento orgánico y con la granulometría de los sedimentos de fondo. Esto indica claramente la importancia de encarar medidas de control del vertido de efluentes contaminantes (fundamentalmente con cromo) y la implementación de acciones de remediación tendientes a la recuperación del sistema.

AGRADECIMIENTOS

Las autoras agradecen la colaboración de Mercedes Marchese en la identificación taxonómica. Este trabajo fue subsidiado por el Proyecto CAI+D Nº 14/02 de la Universidad Nacional del Litoral, Argentina.

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