Variables fisicoquímicas del agua

El río Pircas (SW28), en donde se emplaza la explotación minera, presentó diferencias altamente significativas en la mayor parte de los parámetros fisicoquímicos en comparación con los restantes sitios de muestreo (tabla 2). Los metales pesados incrementan su concentración en solución en este río en forma significativa, comparado con los otros cursos lóticos provistos de pH más altos. La disminución del pH incrementa la disolución del aluminio y otros metales trazas, lo cual puede a su vez alterar el ciclo del fósforo al formarse y precipitar compuestos insolubles como el fosfato de aluminio (^{Kopácek, Ulrich, Hejzlar, Borovec y Stuchlík, 2001}). El elevado tenor salino de Pircas (STD = 2,376.50 mg.l⁻¹⁾, se debe principalmente a los sulfatos de calcio y magnesio, presentando eventualmente también SW3 altas concentraciones de sulfatos, cloruros, sodio y potasio (tabla 2).

Análisis del fitoplancton por sitio

Las algas tuvieron en el sistema del Orosmayo una densidad promedio de 311.76 ind.ml⁻¹, con un valor máximo de 828 ind.ml⁻¹ en SW3 en abril de 2011, a pesar de que el caudal líquido en esa fecha y sitio no fueran reducidos (fig. 2). El valor mínimo de densidad fue 0 ind.ml⁻¹ en SW28 durante abril de 2012, momento en el cual se alcanzó la temperatura más elevada del muestreo (14.69 °C), lo que pudo impactar ocasionando la aceleración de la disolución de metales trazas y del metabolismo celular, induciendo mayor inhibición del crecimiento algal.

Figura 2 Caudales en las fases de crecidas y estiaje en el periodo 2011-2013. 

El sitio de mayor abundancia promedio fue Quebrada Cortaderas con 395.67 ind.ml⁻¹ y el de menor densidad media fue el río Pircas con 175.60 ind.ml⁻¹ (tabla 3). SW28 también se diferenció del resto por presentar menor diversidad (2.47), riqueza de especies (11.40 spp.) y equitatividad (0.63). Por contraparte, SW4 se diferenció por el número de especies más elevado (26.33) y SW3 por el promedio de diversidad más alto (3.98), siendo el colector final de aguas del subsistema considerado. En el río Pircas (SW28) predominaron las Cloroficeas (fig. 3), representadas principalmente por Chlamydomonas , Dunaliella , Chlorella , Klebsormidium , Ulothrix ; siendo la proporción relativa de diatomeas significativamente más baja, con especies tolerantes como: Brachysira , Eunotia exigua , Frustulia , Nizschia palea , N. linearis , Navicula cryptocephala , Pinnularia interrupta , Tabellaria sp., características de condiciones ácidas.

Figura 3 Porcentajes de representatividad de los grupos taxonómicos del fitoplancton por sitios en el periodo 2011-2013. 

Las diatomeas disminuyeron sensiblemente en este sitio en comparación con los restantes cursos lóticos vecinos. En apariencia, existiría un umbral de pH, por debajo de 4.5, en el cual muchas especies de diatomeas serían eliminadas o no tienen capacidad de crecimiento (^{Aguilera et al., 2007}; ^{DeNicola, 2000}), debido a la precipitación del sílice por la presencia de Al³⁺ y Fe³⁺ (^{Birchall, Exley, Chappell y Phillips, 1989}), con la aparición de un cierto número de formas teratológicas (^{Falasco, Bona, Badino, Hoffmann y Ector, 2009}).

Se registraron, además, Euglenoficeas con Euglena mutabilis , E. viridis , Lepocinclis ovum , Cianobacterias: Chroococcus spp., Oscillatoria spp.; Cryptofitas con Cryptomonas erosa y Crysoficeas con Chromulina ovalis , Ochromonas sp. La mayoría de las clorófitas dominantes se han documentado también en cursos lóticos montañosos sometidos a drenaje ácido de minería (^{Niyogi, McKnight y Lewis, 1999}; ^{Romanov, Ermolaeva y Bortnikova, 2011}). La acidificación puede alterar la estructura de la comunidad algal con disminución de cianobacterias filamentosas e incrementos de algas verdes, especialmente Zygnematophyceae (Cosmarium , Closterium , Spirogyra , Mougeotia y Zygnema [^{Vinebrooke et al., 2002}]). Los géneros de diatomeas comunes bajo condiciones neutras de pH incluyeron Achnanthidium , Planothidium y Fragilaria sensu lato . En los ambientes alcalinos del sistema del Orosmayo, las cianobacterias estuvieron representadas por Lyngbya , Komvophoron , Pseudanabaena , Phormidium y Oscillatoria .

Distribución del fitoplancton en el ciclo hidrológico

La densidad total del fitoplancton estuvo regida por las condiciones hidroclimáticas, existiendo diferencias significativas entre las fases de estiaje vs. crecidas (tabla 4). Las restantes variables no se diferenciaron entre épocas, aun las concernientes a la composición por grupos taxonómicos, aunque si se excluye el río Pircas, las diatomeas fueron más abundantes durante la fase de crecidas en relación con el estiaje. En un análisis más detallado se evidencian importantes fluctuaciones interanuales en los valores de densidad del fitoplancton en todos los sitios, siendo más elevados durante el primer periodo de crecidas de 2011 (fig. 4) en concordancia con los registros pluviométricos que favorecieron la escorrentía de materia orgánica desde la cuenca de aportes y la presencia de un amesetamiento significativo de los valores de abundancias en la fase de crecidas de 2012, cuando los cursos lóticos alcanzaron los caudales más elevados (fig. 2).

Figura 4 Abundancias del fitoplancton en los sitios muestreados en ambas fases del ciclo hidrológico (C: fase de aguas altas; E: fase de estiaje). E11: nov 2011; E12: nov 2012; C11: abril 2011; C12: abril 2012; C13: mayo 2013; E: nov 2013. 

El río Ajedrez detentó ambos extremos de rangos de abundancias: 53 y 828 ind.mL⁻¹, si exceptuamos al río Pircas que no tuvo representación algal en abril de 2012, a pesar de coincidir con un caudal elevado (144.8 l.seg⁻¹⁾ por efecto de los efluentes mineros, y en diciembre de 2013 cuando no presentó caudal líquido. La biomasa algal en el río Pircas no se diferenció según las fases del ciclo hidrológico. El efecto negativo en el ambiente del aluminio se debe a que estos iones pueden reaccionar con los fosfatos y causar que el fosfato no esté disponible para los organismos acuáticos. La acidificación también puede alterar los procesos microbianos que son importantes para el reciclado de nutrientes, como, por ejemplo, la cesación del proceso de nitrificación, estimulación del proceso de desnitrificación (^{Rudd, Schindler y Turner, 1988}; ^{Schindler, 1988}) y reducción del proceso de descomposición de materia orgánica (^{Camargo y Alonso, 2006}; ^{Dangles, Gessner, Guèrold y Chauvet, 2004}).

Distribución del fitoplancton por fechas

El análisis conjunto del fitoplancton de todos los sitios por fechas solo arrojó diferencias significativas en los valores de densidad, que fue mucho mayor en el primer muestreo de abril 2011 (tabla 5), más allá de la variabilidad estacional de caudales en las diferentes etapas del ciclo hidrológico. Los restantes atributos no mostraron diferencias estadísticas entre sitios (ni entre épocas). No obstante, la diversidad y riqueza de especies fueron máximas en todos los sitios en el primer muestreo. Hubo, en general, un progresivo decaimiento con el tiempo en los valores de abundancia y número de especies del fitoplancton en todos los sitios, existiendo una correlación significativa entre este último parámetro y el pH (^_r2 = 0.71; p ≤ 0.017). La diversidad específica no varió significativamente a lo largo del muestreo, aunque en el área del río Pircas fue más baja (promedio 2.47). La distribución de las abundancias de organismos entre las especies o equitatividad fue menor en abril de 2012, en consonancia con los máximos caudales en esa fecha, que favorecieron a pocas especies adaptadas.

El análisis de correlaciones canónicas realizado considerando como variables dependientes las abundancias de diatomeas, cianófitas, euglenófitas, clorófitas y criptófitas; y como variables independientes a los datos de pH, conductividad, así como las concentraciones de magnesio, sulfatos, sodio, potasio, aluminio y cinc, mostró que la primera correlación canónica fue altamente significativa, con un valor de 0.97 y p = 0.01. La porción de la varianza total de los datos explicada por el primer par de variables canónicas fue del 94%. La construcción del primer par de variables canónicas (C1-1 = dependiente y C2-1 = independiente) en función de los coeficientes canónicos estandarizados de las combinaciones lineales, resultó en las siguientes fórmulas:

Variable canónica dependiente o variable de criterio o endógena:

Variable canónica independiente o variable predictora o exógena:

Los coeficientes canónicos de la variable canónica dependiente indican que las abundancias de diatomeas y criptófitas poseen la mayor influencia en su formación, mientras que para la construcción de la variable canónica independiente los valores de conductividad, aluminio, sodio y magnesio son los que poseen el mayor peso. Al graficar la primera correlación canónica observamos que hacia la parte negativa de la C1-1 y positiva de la C2-1 se ubican las muestras correspondientes al sitio SW28 tomadas tanto en estiaje como en época de lluvias, caracterizadas por poseer los mayores registros de conductividad, acompañados por predominio de clorófitas y mayores tenores de los oligoelementos mencionados (fig. 5). Los restantes sitios, independientemente de la fase del ciclo hidrológico que se muestrearan se ubicaron en el otro extremo, caracterizadas principalmente por el neto predominio de diatomeas. El río Ajedrez (SW3) en el primer muestreo (abril de 2011) tuvo mayor abundancia del fitoplancton (828 ind.mL⁻¹⁾, H (4.356) y altos registros de R (41) y J (0.83), y estuvo caracterizado por su elevado porcentaje de diatomeas (80.43%). Otro sitio con tendencias positivas en dichas variables fue SW18 en los 3 primeros muestreos. Por su parte, SW1 en el segundo muestreo tuvo mayor concentración de cianobacterias (25.37%) y criptófitas (55.23%), así como menores registros de abundancia total del fitoplancton (67 ind.mL⁻¹⁾ y reducida riqueza de especies (10 spp.), tratándose de un ambiente de escaso caudal.

Figura 5 Diagrama del análisis de correlación canónica en el periodo de estudio (1-4: SW1, 5-8: SW4, 9-12: SW28, 13-16: SW18, 17-21: SW3). 

Las especies de clorófitas ácido tolerantes y acidofílicas tienen un gran potencial para mediar la bioacumulación de metales pesados y formar sedimentos orgánicos ricos en hierro (^{Brake y Hasiotis, 2010}). La adsorción extracelular del metal es una estrategia común para limitar el acceso de los elementos tóxicos al interior de las células y poder sobrevivir en condiciones de estrés (^{Gaur y Rai, 2001}), habiéndose observado dicha acumulación en especies filamentosas en el río Pircas, por ejemplo, Zygogonium ericetorum . Como resultado, las algas pueden controlar la acidez y metales en soluciones, alcanzando la atenuación natural al impacto ácido (^{Valente y Gomes, 2007}).