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Ecología Austral 29:072-093
Ecología Austral 29:072-093 Abril 2019
Asociación Argentina de Ecología
Dinámica del toplancton en tres lagos urbanos con diferentes
estrategias de manejo: Análisis de oraciones estivales
*
RESUMEN. Los lagos urbanos son ecosistemas que tienden a una rápida eutrozación y que pueden desarrollar
oraciones toplanctónicas en el período estival. En tres lagos urbanos de la Ciudad Autónoma de Buenos
Aires (Regatas, Rosedal y Centenario), sometidos a diferentes estrategias de manejo, durante el período cálido
septiembre 2014 - abril 2015 se estudió la estructura y la dinámica del toplancton, y se analizó la composición
de especies y de grupos funcionales, y su relación con parámetros ambientales y variables físicas y químicas
del agua. Los muestreos se llevaron a cabo quincenalmente. Los tres lagos dieren en sus características
limnológicas, en las especies dominantes y en los grupos funcionales, así como en la biomasa de toplancton
y la tendencia al desarrollo de oraciones. El lago del Rosedal (hipereutróco) mostró una clara dominancia
de cianobacterias potencialmente tóxicas que alcanzaron niveles de abundancia propios de las oraciones.
El lago de Regatas presentó la mejor calidad del agua, con la mayor transparencia y la menor biomasa de
toplancton. El lago Centenario, con la mayor conductividad y nitrógeno total, estuvo claramente dominado
por diatomeas. Este trabajo evidencia que el análisis del toplancton a partir de grupos funcionales constituye
una herramienta valiosa para monitorear lagos eutrócos urbanos y para aplicar estrategias adecuadas de
manejo en los mismos.
[Palabras clave: lagos urbanos, eutrozación, oraciones algales, grupos funcionales]
ABSTRACT. Phytoplankton dynamics in three urban lakes with different management strategies: analysis
of the summer algal blooms. Urban lakes are ecosystems that tend to a rapid eutrophication, leading to the
development of phytoplankton blooms in spring and summer. During the warm period, from September
2014 to April 2015 the structure and dynamics of the phytoplankton were studied in three urban lakes of the
Buenos Aires city subjected to different strategies of management (Regatas, Rosedal, Centenario). The species
composition and functional groups were analyzed, as well as the relationship between the community structure
and the physical and chemical variables of the water and the main environmental parameters. Samplings were
carried out fortnightly. The three lakes differ in their limnological characteristics, in the dominant species, their
functional groups, as well as in the phytoplankton biomass, and their tendency to develop algal blooms. Rosedal
Lake (hypereutrophic) showed a clear dominance of potentially toxic cyanobacteria that reached abundances
proper of algal blooms. Regatas Lake presented the best water quality, with greater transparency and the
lower phytoplankton biomass. Centenario Lake, with the highest values of conductivity and total nitrogen,
was clearly dominated by diatoms. In this study it was evidenced that the analysis of the phytoplankton from
functional groups constitutes a valuable tool for the monitoring of eutrophic urban lakes and to apply adequate
management strategies in them.
Recibido: 11 de Abril de 2018
Aceptado: 3 de Diciembre de 2018
*
Editora asociada: Mariana Meerhoff
La eutrofización en lagos poco profundos
fue asociada con la pérdida del estado de
aguas claras (Moss 2007). Para este tipo de
ecosistemas se describieron dos estados
posibles de equilibrio alternativos (Scheffer et
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al. 1993): un estado de aguas claras dominado
por vegetación acuática sumergida a bajas
concentraciones de nutrientes y un estado
turbio con una alta biomasa algal a elevadas
concentraciones de nutrientes. Los mecanismos
ecológicos involucrados son muchos, pero el
centro del sistema de retroalimentación gira
alrededor de la interacción entre la vegetación
sumergida y la turbidez. Los lagos con una
alta cobertura de macrófitas sumergidas
tienden a tener una transparencia superior
a la de los lagos con un rango de nutrientes
similar en donde la vegetación es dispersa o
está ausente.
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Se estudiaron tres lagos urbanos (Regatas,
Rosedal y Centenario) ubicados en parques de
CABA (Figura 1). Esta ciudad es una gran urbe
Figura 1. Localización de los tres lagos urbanos estudiados
en la Ciudad Autónoma de Buenos Aires.
Figure 1. Geographic position of the three studied urban
lakes in Buenos Aires City.
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de ~2.9 millones de habitantes, de acuerdo con
el censo de 2010. Está localizada en la Región
Pampeana (Argentina), que se caracteriza por
ser una planicie con pendiente escasa donde
se registran eventos hidrológicos extremos de
diversa severidad (Gómez and Toresani 1998;
Scarpati and Capriolo 2013).
Los tres lagos presentan poca profundidad
(prof. máxima <4 m y media entre 1.5 y 2 m)
y su finalidad es principalmente ornamental
y recreativa. Un gran número de personas los
visita todos los días, y en particular los fines
de semana. Los tres cuerpos de agua difieren
en su forma de manejo, llevado a cabo por
el Gobierno de la ciudad. En la actualidad,
el lago de Rosedal no cuenta con un sistema
de recirculado de agua que funcione
correctamente, y es abastecido sobre todo por
agua de lluvia. El lago del Parque Centenario
tiene un ingreso de agua subterráneo y dispone
de una serie de filtros. El lago de Regatas
tiene un sistema de recirculado de agua en
correcto funcionamiento, con entrada desde
los tanques de saneamiento de la empresa
AySA (Agua y Saneamiento Argentinos S.A.),
y es el único que poseía macrófitas sumergidas
en el período de muestreo. Recientemente
(año 2018), este lago fue reacondicionado
por completo para ser usado durante los
Juegos Olímpicos de la Juventud. En la Tabla
1 se resumen las principales características
morfométricas de los tres lagos, sus rasgos
principales y formas de manejo.
Los datos meteorológicos para el período
de estudio se obtuvieron de las estaciones de
Caballito (más cercana al lago Centenario) y de
Ciudad Universitaria (más cercana a los lagos
Rosedal y Regatas) (Figura 2). Aunque los
lagos se encuentran en la misma ciudad, cabe
señalar que la temperatura media fue superior
en la estación de Caballito debido a un efecto de
isla de calor urbana con respecto a la obtenida
en la estación de Ciudad Universitaria. Enero
y febrero fueron los meses más cálidos, con
temperaturas medias de ~24 °C para la
estación de Ciudad Universitaria y de 25 °C
para la estación de Caballito. En cuanto a la
precipitación acumulada, el mes con mayor
precipitación para la estación de Caballito
fue octubre de 2014, y para la de Ciudad
Universitaria, noviembre del mismo año.
Considerando todo el período de muestreo se
registró una mayor precipitación en la estación
de la Ciudad Universitaria (1148.4 mm) que en
la estación de Caballito (783 mm). Hacia fines
de octubre de 2014, en la zona centro y norte
del país ocurrió una ola de calor; en CABA
se registró una temperatura máxima de 35.6
°C (27 de octubre, Observatorio Central de
Buenos Aires), un valor que superó la máxima
Tabla 1. Principales características de los lagos urbanos estudiados en la Ciudad Autónoma de Buenos Aires,
Argentina.
Table 1.
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observada de todos los octubres en el período
2001-2010 (Pittaluga 2014).
Entre septiembre de 2014 y abril de 2015
se realizaron 8 muestreos quincenales, con
los que se abarcó todo el período cálido
(primavera y verano). El objetivo fue evaluar,
con una alta frecuencia, las variaciones en el
fitoplancton durante la época de mayor
crecimiento algal y, es especial, cuando se
producen las floraciones.
En cada cuerpo de agua se recolectaron
muestras sub-superficiales para llevar a cabo
análisis químicos de clorofila a y para análisis
cualitativos y cuantitativos de fitoplancton.
Además, se midieron in situ las siguientes
variables limnológicas: oxígeno disuelto
(con un sensor de campo HANNA modelo
HI 9146), conductividad (con un sensor
ALTRONIX modelo CT), temperatura y pH
(con un sensor HANNA modelo HI 991301)
y transparencia (con la profundidad de disco
de Secchi).
Las muestras de fitoplancton para análisis
cualitativos se obtuvieron con una red de
18 µm de poro y se fijaron con formol al 4%.
Para el análisis cuantitativo del fitoplancton
se obtuvieron muestras sin filtrar y se fijaron
con lugol acidificado al 1%. Los recuentos de
fitoplancton se llevaron a cabo en cámaras
de sedimentación de volumen adecuado
de acuerdo a la densidad algal; se siguió la
metodología descripta por Utermöhl (1958)
y se usó un microscopio invertido Olympus
CKX41. El error de los recuentos se estimó de
acuerdo con Venrick (1978). La identificación
de las especies se llevó a cabo con un
microscopio binocular (Olympus CX31); las
especies fueron fotografiadas con un software
incorporado al microscopio y se consultó la
bibliografía adecuada para cada grupo. Las
especies de fitoplancton se clasificaron por
medio de dos clasificaciones funcionales: la de
Reynolds et al. (2002), actualizada por Padisák
et al. (2009), y la de Kruk et al. (2010).
Se calculó el biovolumen de cada especie algal
en base a mediciones realizadas al microscopio
a 1000X. Las algas se asemejaron a cuerpos
geométricos de acuerdo con el procedimiento
descripto por Hillebrand et al. (1999).
Para estimar la concentración de clorofila
a se filtraron las muestras de agua a través
de filtros de fibra de vidrio Whatman GF/F.
Los filtros se guardaron en freezer (-20 °C)
hasta la extracción de los pigmentos. Se
utilizó acetona como solvente de extracción.
Las estimaciones de clorofila se llevaron
a cabo espectrofotométricamente antes y
después de acidificar con HCl (clorofila
libre de feopigmentos), se midieron las
absorbancias a 665 y 750 nm y se calcularon las
concentraciones con las ecuaciones propuestas
por Marker et al. (1980).
Para el análisis de nutrientes totales (NT
y PT) se sometieron muestras de agua
sin filtrar a una digestión alcalina previa
(Koroleff 1983). La determinación de nitrógeno
y fósforo total se realizó por métodos
espectrofotométricos (espectrofotómetro Hach
y sus correspondientes kits de reactivos) y se
aplicaron técnicas estándares (APHA 2005).
Figura 2. Variación de la temperatura del agua en los lagos
urbanos (CE: Centenario, RE: Regatas, RO: Rosedal), y del
aire en las estaciones meteorológicas. CABA, Argentina.
Figure 2.
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Para apreciar la variación estival de las
clases algales en los diferentes lagos, a partir
de datos transformados mediante la función
de raíz cuadrada se construyeron diagramas
kite (usando Excel®) de biovolumen (biov.) y
densidad (dens.). Con el objeto de jerarquizar
la dominancia de especies se construyeron
diagramas Olmstead-Tukey a partir de la
densidad. También se elaboraron diagramas
kite en base al biovolumen de los grupos
funcionales según la clasificación de Reynolds
et al. (2002), actualizada por Padisák et al.
(2009), y de Kruk et al. (2010).
Por otro lado, se llevó a cabo un análisis
de correspondencia canónica (CCA) para
evaluar la varianza explicada por las variables
limnológicas del: a) biovolumen de especies,
b) biovolumen de los grupos funcionales
propuestos por Reynolds et al. (2002), y c) un
análisis de redundancia (RDA) de los grupos
funcionales basados en la morfología (Kruk
et al. 2010). Previamente, se llevó a cabo un
análisis de correspondencias sin tendencia
(DCA) para seleccionar un modelo lineal
o unimodal de la curva de respuesta del
biovolumen según el largo del gradiente
ambiental. A la vez, se efectuó la prueba de
permutación de Monte Carlo para analizar
la significancia del análisis. Se utilizó la
selección forward para evaluar qué variables
resultaban significativas. Cabe señalar que se
quitó peso a las especies y grupos funcionales
raros y se aplicó transformación logarítmica.
El análisis se realizó mediante el uso del
paquete estadístico CANOCO 4.5 (ter Braak
and Smilauer 2002).
Los valores medios de pH variaron en los tres
lagos urbanos entre 6.92 y 9.13, y en general
fueron mayores en Rosedal, intermedios
en Centenario y más bajos en Regatas.
La conductividad fue mucho más alta en
Conductividad (μS/cm)
Tabla 2. Variables limnológicas (valores medios, mínimos, máximos y desviación estándar). Estanques urbanos (CE:
Centenario, RE: Regatas, RO: Rosedal), de septiembre de 2014 a abril de 2015. Buenos Aires, Argentina.
Table 2. Limnological variables (average, minimum, maximum values and standard deviation). Urban ponds (CE:
Centenario, RE: Regatas, RO: Rosedal) from September 2014 to April 2015. Buenos Aires, Argentina.
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Centenario, con dos valores extremos (3320
µS/cm el 18 de diciembre de 2014 y 2861.9
µS/cm el 21 de febrero de 2015), intermedia
en Rosedal y menor en Regatas. El oxígeno
disuelto varió entre 6.37 y 10.56 mg/L; los
valores fueron mayores en Centenario,
intermedios en Rosedal y menores en
Regatas. La temperatura del agua siguió un
mismo patrón en los tres lagos, lo que refleja
los cambios ambientales, con valores máximos
en febrero (Tabla 2, Figura 2).
En el lago Centenario se registraron valores
intermedios de clorofila a, con dos picos, uno
el 18 de noviembre de 2014 (48.03 µg/L) y el
otro el 7 de marzo de 2015 (37.08 µg/L). En
Regatas se observaron los valores mínimos,
que no superaron nunca los 16.30 µg/L. En
Rosedal, los valores fueron notoriamente
mayores, con concentraciones típicas de lagos
hipereutróficos (picos >100 µg/L), y descensos
marcados después de lluvias intensas. En
particular, en el muestreo del 5 de noviembre
de 2014, luego de un período de intensas
lluvias (238.4 mm acumulados entre el 28 de
octubre y 4 de noviembre), la clorofila a fue de
29.88 µg/L y el valor del nitrógeno total fue el
mínimo registrado (0.67 mg/L).
De acuerdo con la profundidad del disco
de Secchi, el lago de Regatas fue el más
transparente, con lecturas que siempre
llegaron al fondo. Por el contrario, en el lago
del Rosedal siempre se registraron lecturas
muy bajas que oscilaron entre 13.5 y 33 cm.
En el lago Centenario, en la mayoría de los
muestreos se observó una profundidad del
disco de Secchi que llegó hasta el fondo; en
otras fechas varió entre 42 y 57 cm.
De acuerdo con los rangos de estado trófico
propuestos por OCDE (1982) y el índice de
Carlson (1977), utilizando la clorofila a como
estimador, los valores obtenidos en el período
de muestreo permiten clasificar al Rosedal
como un cuerpo de agua hipereutrófico
(promedio del índice del estado trófico TSI
± desviación estándar: TSI=73.33±6.05), al
Centenario como eutrófico (TSI=57.45±7.36), y
al Regatas como mesotrófico (TSI=48.69±5.84).
Sin embargo, si tenemos en cuenta al fósforo
total, de acuerdo con el índice de Carlson, los
tres lagos serían hipereutróficos (Rosedal:
TSI=89.17±6.73; Centenario: TSI=78.23±7.55;
Regatas: TSI=73.38±7.83).
Las comparaciones de Tukey realizadas
en relación a la temperatura del agua y
el nitrógeno total mostraron que el lago
Centenario presentó características que lo
diferencian de los lagos Regatas y Rosedal.
Se observaron diferencias significativas en
el pH, la conductividad, el fósforo total y la
clorofila a para todas las comparaciones de
lagos realizadas (Tabla 3).
Entre Rosedal y Centenario no se encontraron
diferencias significativas en cuanto a la
concentración de oxígeno disuelto. Entre
Regatas y Centenario no se hallaron diferencias
Tabla 3. Pruebas de medidas repetidas de las variables medidas in situ (CE: Centenario, RE: Regatas, RO: Rosedal), de
septiembre de 2014 a abril de 2015. Profundidad de disco de Secchi [variable cualitativa ordinal en cm: 1) 13.5-21.5; 2)
21.6-29.6; 3) 29.7-37.7; 4) 37.8-45.8; 5) 45.9-53.9; 6) 54-62; 7) fondo]. α-global=0.05; α-individual=Bonferroni secuencial.
Ho: las medias no son significativamente diferentes (P>α). Ha: las medias son significativamente diferentes*.
Table 3. Tests of repeated measures of the variables measured in situ (CE: Centenario, RE: Regatas, RO: Rosedal), from
September 2014 to April 2015. Secchi depth [qualitative ordinal variable in cm: 1) 13.5-21.5; 2) 21.6-29.6; 3) 29.7-37.7; 4)
37.8-45.8; 5) 45.9-53.9; 6) 54-62; 7) background]. α-global=0.05; α-individual=Bonferroni sequential. Ho: means are not
significantly different (P>α). Ha: means are significantly different *.
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en la transparencia del agua medida por la
profundidad del disco de Secchi (Tabla 3).
Biovolumen y densidad de los grupos
taxonómicos. Para todo el período de muestreo,
el mayor biovolumen fitoplanctónico se
registró en Rosedal (27470.5x106 µm3/
mL), seguido por Centenario (2707.2x106
µm3/mL) y Regatas (321.7x106 µm3/mL).
Bacillariophyceae fue el grupo que dominó
en Centenario (68% biov., 40% dens.) y en
Regatas (58% biov., 33% dens.), co-dominado
en Centenario por Cyanobacteria (13% biov.,
26% dens.) y Chlorophyceae (9% biov., 26%
dens.). En Regatas, los grupos co-dominantes
fueron Cryptophyceae (24% biov., 54% dens.)
Figura 3. Diagramas kite de la variación estival de: a) el biovolumen y b) la densidad de los grupos taxonómicos del
fitoplancton en los diferentes lagos urbanos.
Figure 3.
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Figura 4. Diagramas kite del biovolumen de los grupos funcionales según Kruk y Reynolds, actualizados por Padisák,
lagos: a) Centenario, b) Regatas y c) Rosedal, de septiembre de 2014 a abril de 2015. Buenos Aires, Argentina.
Figure 4.
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y Chlorophyceae (11% biov., 4% dens.). En
Rosedal dominó Cyanobacteria (82% biov.,
66% dens.) y se observó co-dominancia
de Chlorophyceae (8% biov., 18% dens.)
y Bacillariophyceae (8% biov., 14% dens.)
(Figura 3a y b).
En Rosedal, las cianobacterias estuvieron
presentes durante todo el período de
muestreo, y presentaron su mayor biovolumen
en septiembre y en octubre de 2014 (Figura
3a), lo que representa en ambos casos el
56.2% del biovolumen total. En septiembre,
las especies que aportaron el 98.3% del
biovolumen fueron Coelosphaerium aerugineum
(55.3%), Aphanocapsa incerta (18.5%), Snowella
lacustris (15.7%) y Aphanocapsa spp. (8.8%).
En octubre constituyeron el 97% de la
biomasa, con las siguientes contribuciones:
Aphanocapsa incerta (40.2%), Coelosphaerium
aerugineum (24%), Snowella lacustris (15.3%),
Merismopedia spp. (10.7%) y Aphanocapsa spp.
(6.62%). El 3 de abril de 2015, los dos taxones
con mayor contribución fueron Aphanocapsa
incerta (64.8%) y Aphanocapsa spp. (31.4%). En
cuanto al pico de la densidad, correspondió a
Merismopedia spp. con el 96.3%. (Figura 3b).
En Centenario, Bacillarophyceae presentó
su mayor biovolumen entre el 24 de enero de
2014 y el 3 de abril de 2015. En ese período,
Fragilaria acus representó el 96.7% del total
del biovolumen. La mayor biomasa de
Cyanobacteria (registrada entre el 7 de febrero
de 2014 y el 18 de abril de 2015) correspondió a
Aphanocapsa spp. con el 97.2%. (Figura 3a).
En Regatas, Fragilaria acus (Bacillarophyceae)
constituyó un 88.3% (biovolumen) del 3 de
septiembre al 3 de octubre de 2014. La clase
Cryptophyceae estuvo presente durante
todo el período de muestreo, y Cryptomonas
marssonii (50.6%) y C. ovata (36.8%) fueron sus
principales representantes. En lo que respecta
a Chlorophyceae, las más relevantes entre el
18 de noviembre de 2014 y el 10 de enero de
2015 fueron Coelastrum astroideum (64.7%) y
Pediastrum boryanum (6.7%) (Figura 3a).
,
,
,
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Figura 5.
Figure 5
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Tabla 4.
Table 4.
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Tabla 4.
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DISCUSIÓN
Figura 6.
Figure 6.
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Las escasas acciones de manejo que se
llevan a cabo en el lago Rosedal, los tiempos
largos de retención del agua, junto con el
enriquecimiento de las aguas por fósforo son
condiciones que favorecen la proliferación de
las cianobacterias, en particular durante el
período cálido. Estas condiciones se suman
a la falta de macrófitas sumergidas, lo que
favorece la resuspensión de sedimentos y la
estabilización del cuerpo de agua en un estado
de aguas turbias (Søndergaad et al. 2001 y
citas en este trabajo). No obstante, también
sería necesario obtener información sobre la
abundancia y la composición del zooplancton
a fin de evaluar si esta comunidad podría
ejercer un control adecuado de tipo top-down
sobre el fitoplancton.
De acuerdo con la clasificación de Kruk et al.
(2010), en el lago Rosedal, el grupo funcional
fitoplanctónico más importante fue el VII,
que incluye Chroococcales y Oscillatoriales;
algunas especies de este grupo tienen
propiedades boyantes y pueden convertirse
en un problema serio si producen toxinas
y forman espumas sobre la superficie. Si
consideramos la clasificación de Reynolds et
al. (2002), los grupos predominantes fueron el
K (asociado con hábitats poco profundos y con
columnas de aguas ricas en nutrientes) y el L0,
que es usual en lagos poco profundos (oligo a
eutróficos). Los dos grupos son susceptibles a
la mezcla profunda o prolongada.
En el lago Rosedal, las floraciones de
cianobacterias son recurrentes y ya habían sido
reportadas para el cuerpo de agua desde hace
décadas (Izaguirre et al. 1986). Las floraciones
de cianobacterias pueden generar diversos
efectos negativos sobre la red trófica; entre
ellos, al aumentar la turbidez imposibilitan el
desarrollo de plantas acuáticas sumergidas,
afectando el hábitat de muchos invertebrados
y peces. Por otro lado, las floraciones pueden
producir una depleción de oxígeno durante la
noche, lo cual puede causar la muerte de peces
(Paerl and Huisman 2009). Algunas producen
varios tipos de toxinas que pueden constituir
un riesgo para las aves, los seres humanos y las
mascotas (Backer 2002; Paerl et al. 2011; Kruk
et al. 2015). De acuerdo con la Organización
Mundial de la Salud (WHO 2003), existe una
probabilidad alta de efectos adversos para la
salud cuando ocurre una exposición a una
concentración de más de 100000 células/mL
de cianobacterias o mayor a 50 µg/L de
clorofila a con dominancia de cianobacterias.
Los resultados obtenidos en nuestro estudio
muestran que éste sería el caso del lago
Rosedal, y por ello se sugiere iniciar acciones de
manejo que reduzcan el riesgo por exposición.
Algunas de posibles acciones serían: la
reducción de la carga externa de nutrientes
(prevención del ingreso por escorrentía), con
un especial interés en el fósforo, y la mezcla
artificial del lago (profunda y prolongada)
para romper la estabilidad de la columna de
agua de la cual las cianobacterias dependen
(Mantzouki et al. 2016, y citas en sus fuentes).
Por otro lado, en sistemas hipereutróficos
como el lago Rosedal, el restablecimiento de
vegetación sumergida es una medida a largo
plazo que también se podría implementar en
el centro del lago, donde el cuerpo de agua
tiene menor profundidad. El restablecimiento
de la comunidad de plantas acuáticas es una
medida de restauración que suele mejorar
la calidad del agua y disminuir el riesgo de
floraciones (e.g., Qiu, et al. 2001; Moss 2007;
Scheffer and Jeppesen 2007). Además, las
plantas acuáticas proveen una estructura
del hábitat que influye en la comunidad de
peces, lo que permite que el zooplancton y
los macroinvertebrados ejerzan un control
de arriba hacia abajo sobre las algas, control
que, en gran medida, es independiente de
la carga de nutrientes (Phillips et al. 2016,
y citas en sus fuentes). No obstante, si bien
el restablecimiento de las macrófitas puede
ser una medida beneficiosa, las macrófitas
también pueden generar posibles conflictos
para los usuarios recreativos cuando las
plantas se vuelven muy abundantes y
molestan la navegación u obstruyen el flujo
de agua (Jeppesen et al. 2012). Por esta razón,
las plantas en este lago hipereutrófico deberían
ser cosechadas de manera periódica.
Además, las acciones de manejo deberían
incluir no sólo la reducción de la carga externa
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de fósforo, sino también la mitigación de los
efectos del ciclo interno de este nutriente
desde los sedimentos. En este sentido, en
lagos eutróficos relativamente pequeños con
floraciones de cianobacterias, el cambio de
un estado de aguas turbias a aguas claras se
puede generar trabajando sobre la columna
de agua y los sedimentos mediante el uso de
floculantes de P y sorbentes de fase sólida
(e.g., Hansen and Márquez-Pacheco 2012;
Lürling and van Oosterhout 2013; Lürling et
al. 2016). En muchos casos es recomendable
utilizar métodos combinados de restauración
(fisicoquímicos y biológicos) para mejorar
la estabilidad a largo plazo y, de esta
manera, reducir los costos de restauración
(Jeppesen et al. 2012 y citas en este trabajo).
Para Sudamérica se puede mencionar como
ejemplo de restauración de un lago urbano la
realizada en el lago Rodó (Uruguay) (Scasso et
al. 2001), que incluyó primeramente un drenaje
con remoción de sedimentos, desviación de
afluentes y llenado con agua subterránea, y
posteriormente el diseño de un sistema de
bombeo con circulado del agua a través de
piscinas con vegetación flotante. Sin embargo,
para garantizar la efectividad a largo plazo
de las medidas de manejo es importante que
éstas se mantengan en el tiempo, sobre todo
teniendo en cuenta que en un contexto urbano
las perturbaciones son permanentes.
Por otro lado, los resultados de nuestras
investigaciones evidenciaron que el lago de
Regatas se encuentra en un estado de aguas
claras. Los niveles de fósforo total fueron
los más bajos con respecto a los otros dos
estanques, debido probablemente a la presencia
de plantas sumergidas durante el período del
presente estudio. Al producir oxigenación en
el fondo, las plantas aumentan las reacciones
redox, lo que facilita la absorción de fósforo
por los compuestos de hierro y disminuye
la resuspensión de sedimentos (Søndergaad
et al. 2001). Además, la vegetación genera
una supresión de crecimiento algal debido
a la reducción de nutrientes disponibles,
la producción de sustancias alelopáticas
tóxicas para las algas (Scheffer et al. 1993)
y, eventualmente, la provisión de refugios
para el zooplancton herbívoro. Sumado a la
presencia beneficiosa de las macrófitas, el lago
de Regatas tiene un sistema de recirculación de
agua que da la opción de manejar los tiempos
de retención ante un escenario de posibles
floraciones de cianobacterias.
En lo que respecta a los grupos funcionales
del fitoplancton, en Regatas, según la
clasificación de Kruk, dominó el grupo VI
(organismos sin flagelos, con exoesqueleto de
sílice), seguido por el V (Cryptophyceae, entre
otros). Teniendo en cuenta la clasificación de
Reynolds, dominó el codón D, que incluye
diatomeas de los géneros Synedra/Fragilaria,
Nitzschia y algunas diatomeas céntricas;
este grupo se asocia con aguas turbias poco
profundas, es vulnerable al agotamiento de
nutrientes y tolerante al lavado. El codón Y fue
codominante e incluye Cryptomonas grandes
que se encuentran en un amplio rango de
hábitats, generalmente en lagos pequeños
enriquecidos. La presencia conjunta de los
codones D e Y coincide con lo reportado
por Avigliano et al. (2014) para la laguna
Los Coipos, de la Reserva Costanera Sur
de CABA. En otras lagunas de esta misma
reserva, Sinistro et al. (2013) observaron
que el crecimiento de Cryptomonas marssonii
(estratega r) estuvo relacionado con bajos
niveles de conductividad, lo que concuerda con
lo hallado en Regatas, en donde esta especie se
asoció a niveles bajos de conductividad, siendo
dominante y frecuente.
Con respecto al lago Centenario, sus
características limnológicas, la dominancia
de diatomeas y la alta frecuencia de crisófitas
registradas concuerdan con las descripciones
reportadas en un informe técnico previo de
este lago realizado en 2012 (Izaguirre and
Sinistro, datos no publicados). En este informe
se informaron también valores elevados de
nitratos y de silicatos. Estos últimos duplicaron
o triplicaron las concentraciones medias
de dióxido de silicio consideradas como
usuales en aguas continentales superficiales.
El sílice es importante para el desarrollo de
diatomeas y crisófitas (en estas últimas para la
producción de quistes). En el estudio de 2012
se reportó una floración de Nitzschia gracilis,
acompañada por una elevada densidad de
Fragilaria acus y se clasificó al cuerpo de agua
como hipereutrófico. En el presente trabajo,
las variables de trofismo indicarían un estado
eutrófico; el cambio podría atribuirse a las
acciones de manejo implementadas, tales
como el recirculado del agua y la disposición
de filtros. Cabe señalar que los altos niveles de
nitrógeno total y de conductividad registrados
en este lago estarían vinculados al ingreso
de agua subterránea. Esta suposición se
basa en registros obtenidos en 2011 en dos
estaciones subterráneas cercanas al lago
Centenario (GCABA-F046 y la GCABA-
F051), correspondientes al acuífero superficial
Pampeano-Postpampeano; en las mismas se
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hallaron concentraciones de nitratros de
15 mg/L y 131 mg/L respectivamente, y
conductividades de 915 µS/cm y de 1380
µS/cm (datos Acumar).
Con respecto a los grupos funcionales
fitoplanctónicos, según la clasificación de
Kruk, el grupo que dominó en Centenario
fue el VI, que incluye organismos sin
flagelos, con exoesqueleto de sílice. Éste
estuvo acompañado por el VII, que involucra
Chroococcales, estrategas k, de gran tamaño
y volumen, que forman grandes colonias
mucilaginosas. Según la clasificación de
Reynolds, dominó el codón D, que incluye
diatomeas de los géneros Synedra/Fragilaria,
Nitzschia y algunas diatomeas céntricas; se
asocia con aguas turbias poco profundas,
es vulnerable al agotamiento de nutrientes
y tolerante al lavado. Este grupo estuvo
co-dominado por el codón K, frecuente en
hábitats poco profundos con columnas de agua
enriquecidas y sensible a la mezcla profunda.
En Centenario, la dominancia de diatomeas
relativamente grandes podría explicarse por
la ventaja competitiva que les confiere la
turbulencia a pequeña escala (recirculado del
agua) y, en algunos casos, la forma alargada
de la célula, permitiéndoles ser más eficientes
en la adquisición de nutrientes (Litchman et
al. 2010, y citas en sus fuentes).
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