MATERIA ORGANICA.

La actividad acuícola produce acumulación de materia orgánica compuesta por los restos de alimentos y por las mismas materias fecales de los organismos en cultivo (Ervik et al., 1997). No obstante, el aumento de materia orgánica bajo los sistemas de cultivo ha sido constatado tanto en cuerpos de aguas continentales como en zonas costeras. La acumulación de materia orgánica depende de varios factores, entre otros de la especie en cultivo, la calidad del alimento, el tipo de manejo, las corrientes y la profundidad. Las heces y restos de alimento tienen mayores contenidos de carbono (C), nitrógeno (N) y fósforo (P) que los sedimentos naturales, ello produce que los fondos, bajo los sistemas de cultivo, puedan tener muy alto contenido de materia orgánica y nutrientes (Enell and Ackerfors, 1991; Merican & Phillips, 1985).

La materia orgánica acumulada estimula la producción bacteriana, cambiando la composición química, la estructura y funciones de los sedimentos (Enell and Ackerfors, 1991). Algunos efectos del aumento de materia orgánica y nutrientes en los sedimentos son:

(1) Disminución de las concentraciones de oxígeno y aumento de la demanda biológica de oxígeno (los sedimentos aumentan su condición anaeróbica y reductora) (Brooks et al., 2003)

(2) Se producen alteraciones en los ciclos normales de nutrientes, incrementando el ingreso de nitrógeno (N) y fósforo (P) desde los sedimentos hacia la columna de agua,

(3) Producción de metanogénesis e hidrógeno sulfídrico en zonas marinas (Holmer y Kristensen, 1992; Hargrave et al., 1993; Morrisey, et al., 2000)

(4) Aumento de los lípidos

Bajo estas condiciones, incrementa la actividad anaeróbica bacteriana, la que incluye tres tipos de metabolismo bacteriano: reducción de nitrato reducción de sulfato y metanogénesis; Beggiatoa spp. se encuentra comúnmente en lugares con alto H2S y bajo oxígeno (Brooks et al. 2003).

La entrada natural de materia orgánica provee condiciones para varios grupos de organismos en/dentro del fondo, tales como: macroalgas y algas bentónicas, bacterias y meiofauna (8 a 500 µm) y macrofauna (> 500µm). Con el incremento de detritos, e podrían producir algunos cambios sobre las características biológicas del hábitat.

La tendencia general es que organismos más grandes e infauna comienzan a desaparecer cuando los sedimentos son enriquecidos. Mazzola et al. (2000) reportaron que el 75% del número total de organismos bajo una jaula de cultivo fue encontrado en el primer centímetro de sedimento. La Tabla 2, muestra una lista de especies, que son generalmente encontradas en varios niveles del sedimento contaminado (Crawford et al. 2002).

Tabla 2. Descripción de la sucesión de especies de fauna bentónica en sedimentos con diferentes niveles de contaminación.

Espe

cies

car

acte

rístic

as

Altamente enriquecidoModeradamente

enriquecidoPobremente enriquecido Normal

Capitella capittata Apistobranchus tullibergi Scoloplos sp. Glycera albaMalacocerous fuliginatus Spio decorata Thyasira ferruginea Migga wahbergi Nematoda Mediomastus fuliginitus Diplocirrus glaucus Eumida sp.Ophryotrocoda sp. Protodervillea keferesteini Sphaerosyllis tetralix Lanice conchilega

Pseudoploydora paucibranchiata Microspio sp. Abra alba Amphiura filiformis

Prionospio fallax Glycera alba Ophelina sp. Cossura sp. Lepthognatia brevirostris Perugia caeca Caulleriella sp. Synelmis Klatti Meinna palmata Owenia fusiform Poloe inornata Magelona sp.

2. NITROGENO

Las formas iónicas (reactivas) de nitrógeno inorgánico más comunes en los ecosistemas acuáticos son el amonio (NH4

+ ), el nitrito (NO2 – ) y el nitrato (NO3

– ) (Howarth, 1988), encontrándose de manera natural en el medio acuático como consecuencia de la deposición atmosférica, la escorrentía superficial y subterránea, la disolución de depósitos geológicos ricos en nitrógeno, la descomposición biológica de la materia orgánica, y la fijación de nitrógeno por ciertos procariontes (Camargo & Alonso, 2007). Sin embargo, las actividades humanas han alterado de manera significativa el ciclo global del nitrógeno (y de otros elementos químicos), aumentando su disponibilidad en muchas regiones del planeta (Camargo & Alonso, 2006; Camargo & Alonso, 2007).

La contaminación provocada en el medioambiente acuático produce problemas tales como:

(1) acidificación de ríos y lagos con baja o reducida alcalinidad;

(2) eutrofización de las aguas y consecuente proliferación de algas tóxicas;

(3) toxicidad directa de los compuestos nitrogenados para los animales acuáticos (Camargo & Alonso, 2007).

A pesar de que el fósforo se ha considerado como el principal nutriente limitante para el crecimiento de las algas en los ecosistemas acuáticos continentales, actualmente se ha demostrado que el nitrógeno también puede actuar como nutriente limitante, sobre todo en aquellos sistemas en los que se observa un sobre-enriquecimiento por fósforo. Por otra parte, en estuarios y ecosistemas costeros, el nitrógeno ha sido identificado generalmente como el principal nutriente limitante (Camargo & Alonso, 2007).

Por lo tanto, concentraciones elevadas de NH4+ , NO2

– y NO3– pueden promover la proliferación de

proliferación de los productores primarios (fitoplancton, algas bentónicas, macrófitos), contribuyendo a la eutrofización de los ecosistemas acuáticos (Anderson et al., 2002; Smith, 2003; EEA, 2005). Esta proliferación, y su posterior muerte y descomposición, suelen conducir a una marcada disminución de la concentración de oxígeno disuelto en aquellos ecosistemas con una reducida tasa de renovación de agua, produciendo muertes masivas de peces y otros organismos (Camargo & Alonso, 2006; Camargo & Alonso, 2007).

Los organismos acuáticos están, en general, mejor adaptados a niveles relativamente bajos de nitrógeno inorgánico. Por este motivo, concentraciones anormalmente elevadas de NH4 + , NO2 – y NO3 – pueden mermar la habilidad de esos animales para sobrevivir, crecer y reproducirse, resultando en toxicidad directa de tales compuestos nitrogenados (Constable et al., 2003; Jensen, 2003; Camargo et al., 2005).

2.1 AMONIACO

El amoniaco ionizado o ión amonio (NH4+) y el amoniaco no ionizado (NH3) se encuentran

estrechamente relacionados a través del equilibrio químico NH4+ + OH– ↔ NH3 · H2O ↔ NH3 +

H2O. Las concentraciones relativas de NH4+ y NH3 dependen básicamente del pH y la temperatura

del agua: a medida que los valores de pH y temperatura aumentan, la concentración de NH3

aumenta y la concentración de NH4+ disminuye (Camargo & Alonso, 2006; Camargo & Alonso,

2007).

El amoniaco no ionizado es muy tóxico para los animales acuáticos, en especial para los peces, mientras que el ión amonio es apreciablemente mucho menos tóxico (Richardson, 1997; Constable et al., 2003).

La acción tóxica de NH3 sobre organismos acuáticos puede ser explicada por una o más de las siguientes causas (Camargo y Alonso, 2006):

(1) destrucción del epitelio branquial causando asfixia

(2) estimulación de la glucólisis y supresión del ciclo de Krebs causando acidosis progresiva y reducción en la capacidad de transportar oxígeno en la sangre.

(3) inhibición de la producción de ATP y reducción de sus niveles;

(4) disrupción de los vasos sanguíneos alteración de la actividad osmorreguladora

(5) disrupción del sistema inmunológico incrementando la susceptibilidad a enfermedades bacterianas y parasitarias.

En suma, iones amonio pueden contribuir a la toxicidad de un organismo por reducción interna de Na+ a niveles críticos, lo que puede resultar en: reducción de la actividad de alimentación,

fecundidad y sobrevivencia, disminuyendo el tamaño poblacional de animales acuáticos (Constable et al., 2003; Camargo y Alonso, 2006; Camargo y Alonso, 2007).

Varios factores medioambientales pueden afectar la toxicidad del amonio a organismos acuáticos (Camargo y Alonso, 2006). Los factores más importantes son el pH, temperatura, oxígeno disuelto, salinidad y calcio (Richardson, 1997; Camargo y Alonso, 2006; Camargo y Alonso, 2007). Tanto el incremento en el nivel de pH como el aumento en la temperatura del agua pueden inducir un incremento en la concentración de amonio no ionizado, el cual puede ser absorbido a través del epitelio branquial (Camargo y Alonso, 2006; Camargo y Alonso, 2007). Una reducción en el nivel de oxígeno disuelto en el agua podría incrementar la susceptibilidad de los peces a una eventual toxicidad por amonio. Un incremento en las concentraciones de salinidad y calcio (Ca2+) del agua puede reducir la susceptibilidad de los peces a la toxicidad por amonio (Camargo y Alonso, 2006; Camargo y Alonso, 2007).

Existen registros acerca de muertes de peces asociadas a descargas antropogénicas con altos niveles de amonio total y de amonio no ionizado (Constable et al., 2003; Richardson, 1997; Alonso & Camargo, 2004).

Organismos acuáticos de diferentes grupos taxonómicos expuestos a toxicidad con amonio, se ha demostrado que ciertos invertebrados de agua dulce (moluscos, planarias) y peces (salmónidos) son más sensibles, exhibiendo toxicidad aguda a concentraciones menores de 0.6 mg NH3-N/L y toxicidad crónica a concentraciones de 0.05 mg NH3-N/L (Constable et al., 2003; Richardson, 1997; Alonso & Camargo, 2005). (Tabla 2).

Tabla 2. Toxicidad del amoniaco para animales acuáticos de agua dulce relativamente sensibles. Los valores de los parámetros toxicológicos (LC50, LOEC), a diferentes tiempos de exposición (horas o días), se expresan en mg NH3 -N/L (adaptado de Camargo y Alonso, 2006)

Especie Parámetro toxicológico ReferenciasVillosa iris (molusco; juveniles) 0.11 (96 h LC50) Mummert et al., 2003Lampsilis cardium (molusco; juveniles) 0.15 (96 h LC50) Newton et al., 2003Lampsilis fasciola (molusco; juveniles)) 0.26 (96 h LC50) Mummert et al., 2003

Polycelis felina (planaria; adultos) 0.39 (96 h LC50) 0.05 (30 d LOEC) Alonso, 2006

Sphaerium novaezelandiae (molusco; juveniles)

0.49 (96 h LC50) 0.05 (60 d LOEC) Hickey and Martin, 1999

Polycelis tenuis (planaria; adultos) 0.58 (96 h LC50) Williams et al., 1986Eulimnogammarus toletanus (anfípodo; adultos)

0.65 (96 h LC50) 0.09 (96 h LC0.01) Alonso and Camargo, 2004

Oncorhynchus gorbuscha (salmón; alevines) 0.08 (96 h LC50) Rice and Bailey, 1980Oncorhynchus mykiss (salmón; alevines)

0.16–0.37 (96 h LC50) 0.05 (72 d LC50) Calamari et al., 1977

Salmo salar (salmón; alevines) 0.23 (24 h LC50) Herbert and Shurben, 1965Perca fluviatilis (pércido; alevines) 0.29 (96 h LC50) Ball, 1967Rutilus rutilus (ciprínido; alevines) 0.35 (96 h LC50) Ball, 1968

2.2 NITRITO

El ión nitrito (NO2 – ) y el ácido nitroso (HNO2 ) están estrechamente relacionados a través del

equilibrio químico NO2– + H+ ↔ HNO2. Las concentraciones relativas de NO2

– y HNO2 en el agua son dependientes del pH del agua: cuando se observan aumento en los niveles de pH, la concentración de NO2

– también puede incrementar, pero disminuye la concentración de HNO2 en concentraciones de 4 - 5 órdenes de magnitud con respecto a NO 2

–, por lo tanto, los iones nitritos son considerados más tóxicos para organismos acuáticos (Jensen, 2003; Camargo y Alonso, 2006; Camargo y Alonso, 2007).

La acción tóxica de NO2–, principalmente sobre peces y cangrejos de río, se debe

fundamentalmente a la conversión de los pigmentos respiratorios (hemoglobina, hemocianina) en formas que son incapaces de transportar y liberar oxígeno (meta-hemoglobina, meta-hemocianina), lo cual puede causar hipoxia y en último término la muerte (Camargo y Alonso, 2006).

En el pez, la entrada nitrito a glóbulos rojos está asociada con la oxidación de átomos de hierro (Fe2+ --> Fe3+), la hemoglobina funcional es convertida en metahemoglobina, la cual es incapaz de

liberar oxígeno a los tejidos debido a su alta constante de disociación (Camargo y Alonso, 2006; Jensen, 2003).

De la misma manera, en cangrejos de río la entrada de nitrito en el plasma sanguíneo está asociado con la oxidación de átomos de cobre (Cu1+ --> Cu2+), donde la hemocianina funcional es convertida en metemocianina, la cual no puede unirse reversiblemente al oxígeno (Tahon et al., 1988; Chen y Chen, 1992; Jensen, 2003).

Se han descrito los siguientes efectos tóxicos causados por nitrito sobre peces y cangrejos de río (Camargo y Alonso, 2006):

(1) Depleción intra/extracelular de Cl- causando desbalance múltiple de electrolitos.

(2) Depleción de K+ intracelular y aumento de niveles de K+ extracelular, lo que afecta el potencial de membrana, neurotransmisión, contracciones en el músculo esquelético y función del corazón.

(3) Formación de compuestos nitrogenados que son mutagénicos/ carcinogénicos

(4) Daño mitocondrial en las células de hígado causando escases de oxígeno en tejido

(5) Represión del sistema inmune disminuyendo la tolerancia a enfermedades bacterianas y parasitarias.

El calcio (Ca2+) y el agua de mar, probablemente por la alta concentración de cloro y otros iones, podrían reducir la toxicidad causada por nitritos, aunque varios estudios sobre efectos fisiológicos de estos compuestos en teleósteos y crustáceos sugieren que la susceptibilidad a la toxicidad del nitrito puede decrecer producto de una aclimatación a altos niveles de nitrito en el ambiente (Jensen, 2003). Phillips et al (2002) sugieren que organismos marinos son más tolerantes a este tipo de compuestos que aquellos de agua dulce, probablemente por la cantidad de iones de cloro en el agua de mar que contribuirían a disminuir el efecto negativo de nitrito sobre estos organismos (Phillips et al., 2002; Alonso, 2006). Camargo y Alonso (2006)

Existen ciertos crustáceos, insectos y peces que parecen ser más sensible a la toxicidad por nitrito, mostrando una toxicidad aguda menor a 3 mgNO2-N/L (Tabla 3). Alonso (2006) describió que el criterio de calidad de agua estimado para nitrito está entre 0.08 - 0.35 NO2-N/L

Tabla 3. Toxicidad del nitrito para animales acuáticos relativamente sensibles. Los valores de los parámetros toxicológicos (LC50, LC0,01), a un tiempo de exposición de 96 horas, se expresan en mg NO2 -N/L (modificada de Camargo y Alonso, 2006).

Especie Parámetro toxicológico Referencias

Cherax quadricarinatus (decápodo; adultos) 1.03 (96 h LC50)

Meade and Watts, 1995; Saoud and Ghanawi, 2013

Eulimnogammarus toletanus (anfípodo; adultos)

2.09 (96 h LC50) 0.18 (96 h LC0.01) Alonso, 2006

Echinogammarus echinosetosus (anfípodo; adultos)

2.59 (96 h LC50) 0.21 (96 h LC0.01) Alonso, 2006

Gammarus fasciatus (anfípodo; adultos) 5.89 (96 h LC50) Ewell et al., 1986

Procambarus clarkii (decápodo; adultos) 8.91 (96 h LC50) Gutzmer and Tomasso, 1985

Helisoma trivolvis (moluscos; adultos) 10.9 (96 h LC50) Ewell et al., 1986Oncorhynchus mykiss (salmonido; larva) 0.1–0.4 (96 h LC50) Kroupova et al., 2005Salmo clarki (salmonido; larva) 0.5–0.6 (96 h LC50) Thurston et al., 1978Oncorhynchus tshawytscha (salmonido; larva) 0.9 (96 h LC50) Westin, 1974

Pimephales promelas (ciprinido; larva) 2.3–3.0 (96 h LC50) Russo and Thurston, 1977

2.3. NITRATO.

Al igual que el nitrito, la acción tóxica del nitrato (NO3-) se debe básicamente a la conversión de

pigmentos respiratorios en formas que son incapaces de transportar y liberar oxígeno, ya que el nitrato previamente se convierte en nitrito bajo condiciones internas del animal (Cheng and Cheng, 1992; Camargo y Alonso, 2006). Sin embargo, el nitrato es menos tóxico que el nitrito y el amoniaco debido a su baja permeabilidad branquial, lo cual produce una limitada absorción a nivel branquial (Jensen., 2006; Camargo et al., 2005; Camargo y Alonso, 2006).

En general, organismos marinos son más tolerantes que los animales de agua dulce a la toxicidad del nitrato (Camargo et al 2005). Ciertos crustáceos (anfípodos), insectos (tricópteros) y peces (salmónidos) destacan como los más sensibles (Tabla 4).

Tabla 4. Toxicidad del nitrato para animales acuáticos relativamente sensibles. Los valores de los parámetros toxicológicos (CL50, CL0,01, LOEC, NOEC) a diferentes tiempos de exposición (horas o días), se expresan en mg NO3-N/L (adaptado de Camargo y Alonso, 2006).

EspecieParámetro

toxicológico ReferenciasEchinogammarus echinosetosus (anfípodo; adultos)

62.5 (96 h LC50) 2.8 (120 h LC0.01) Camargo et al., 2005

Eulimnogammarus toletanus (amphipod; adults)

85.0 (96 h LC50) 4.4 (120 h LC0.01) Camargo et al., 2005

Hydropsyche occidentalis (caddisfly; larvae)

97.3 (96 h LC50) 4.5 (120 h LC0.01) Camargo and Ward, 1995

Cheumatopsyche pettiti (caddisfly; larvae)

113.5 (96 h LC50) 6.7 (120 h LC0.01) Camargo and Ward, 1995

Hydropsyche exocellata (caddisfly; larvae)

269.5 (96 h LC50) 11.9 (120 h LC0.01) Camargo et al., 2005

Ceriodaphnia dubia (cladoceran; neonates)

374 (48 h LC50) 7.1–56.5 (7 d NOEC) Scott and Crunkilton, 2000

Oncorhynchus mykiss (salmonid; fry)

2.3 (30 d LOEC) 1.1 (30 d NOEC) Kincheloe et al., 1979

Oncorhynchus tshawytscha (salmonid; fry)

4.5 (30 d LOEC) 2.3 (30 d NOEC) Kincheloe et al., 1979

Salmo clarki (salmonid; fry) 7.6 (30 d LOEC) 4.5 (30 d NOEC) Kincheloe et al., 1979

Pseudacris triseriata (anuran; tadpoles)

17.0 (96 h LC50) 10.0 (100 d LOEC) Hecnar, 1995

Rana pipiens (anuran; tadpoles) 22.6 (96 h LC50) 10.0 (100 d LOEC) Hecnar, 1995

Rana temporaria (anuran; larvae) 5.0 (56 d LOEC) Johansson et al., 2001

3. FOSFORO

El Fósforo es un elemento vital e irremplazable en todos los organismos, ya que forma parte del ADN, ARN, fosfolípidos, ATP y C – AMP. Los compuestos fosforados como el ATP juegan un papel muy importante en la fotosíntesis y otros procesos en las plantas.

Grandes entradas de nitrógeno y fósforo a los cuerpos de agua (incluyendo ríos) pueden dirigirse hacia la eutroficación, causando cambios ecológicos, resultando en la pérdida de plantas y animales. Por lo general, cualquier forma de uso de la tierra contribuye a la adición de fósforo a un cuerpo de agua de. En contribuciones significativas de fósforo son: detergentes a base de fosfato, fertilizantes, sistemas sépticos, las aves acuáticas, drenaje agrícola, escorrentías pluviales urbanas, aguas residuales, desechos animales, anticongelantes de carretera y deposición atmosférica (Addy and Green, 1996).

En el caso del fósforo, tanto casas como industrias tienden a ser las fuentes principales, aunque con una reducción en las de descargas, puede existir una pérdida difusa desde la agricultura que puede llegar a ser significativa.

El aumento del contenido de fósforo en un lago frecuentemente estimula la eutrofización. El fósforo es el nutriente limitante de la mayoría de los lagos de agua dulce, estanques y arroyos, lo que significa que la cantidad de fósforo en un lago determina o limita las plantas acuáticas y la productividad de algas presentes en dicho lugar, y la presencia de este compuesto también permite a las plantas utilizar otros nutrientes de manera más eficiente, lo que produce un aumento en la biomasa algal y el consecuente aumento en la productividad (Addy and Green, 1996).

Con el aumento de la biomasa algal, aumenta la cantidad de biomasa que puede ser descompuesta por bacterias u hongos consumiendo oxígeno. Las plantas y las algas se someten a la respiración nocturna que también consume oxígeno. Si el contenido de oxígeno disuelto de un lago disminuye significativamente, se puede producir la muerte de peces o puede producirse un cambio en la composición de las especies ícticas por otras con menos necesidad de oxígeno (Addy and Green, 1996; Rydin et al 2000).

Si un cuerpo de agua pierde oxígeno más rápido de lo que puede ser reemplazado por la fotosíntesis y el intercambio atmosférico, éste puede llegar a ser anóxico, dando lugar a una reacción química en los sedimentos del fondo, liberando fósforo hacia la columna de agua. Suministrando más fósforo provocando mayor crecimiento de productividad primaria y aumento de la turbidez del agua (Addy and Green, 1996; Khalil and Rifaat, 2013).

En suma, los principales problemas causados por el enriquecimiento de un sistema por fósforo se resumen a continuación (ver información en el siguiente enlace: http://www.tetonscience.org/data/contentfiles/File/downloads/pdf/TLC/streamteambackground/Nitrogen%20and%20Phosphorus.pdf) (Figura 1):

• Grandes plantas presentes en zonas poco profundas cuando mueren comienzan el proceso de descomposición, generando olores y problemas estéticos.

• "Las floraciones" (blooms, floraciones) de algas hacen que el agua turbia y antiestético.

• Cuando las plantas en lagos y embalses mueren, se utiliza más oxígeno en el proceso de descomposición. Durante el invierno, un lago entero puede congelar y perder todo su oxígeno disuelto. Si esto sucede, los organismos acuáticos mueren.

• Ciertos tipos de algas microscópicas poeden ser tóxicas cuando se sobre enriquecen con fósforo. Animales tales como perros o ganado que beben agua de estos cuerpos de agua pueden eventualmente morir.

Figura 1. Efecto indirecto de fósforo sobre peces.

4. CARBONO

Los ecosistemas marinos son mantenidos por el flujo de energía desde la producción primaria en la base de la trama trófica a través de los consumidores intermedios, predadores tope (incluyendo humanos) y patógenos y luego se devuelve a través de vías de descomposición y detritus (Doney et al., 2012). Sin embargo, el aumento de la presión humana, incluyendo el cambio climático ha traído profundas y diversas consecuencias para ecosistemas marinos, siendo el aumento del CO2

uno de los más críticos, debido a su efecto a escala global e irreversible a escala ecológica de tiempo (Natl. Res. Counc., 2011).

El incremento en dióxido de carbono (CO2) principalmente por el aumento en la quema de combustibles fósiles, la creciente desforestación de los bosques, y otras actividades humanas, continúan afectando nuestra atmósfera, resultando en calentamiento global y cambio climático, y la acidificación del océano (IPCC, 2007). Desde el comienzo de la revolución industrial, la concentración de CO2 atmosférico ha aumentado alrededor de 277 ppm a 1450 ppm (IPCC, 2007), con un promedio global de 388 ppm en el año 2010, debido a la liberación de CO2 por actividades industriales y agrícolas (Feely et al., 2009). Parte de este CO2 es absorbido por los océanos. Debido a la captación de CO2 por parte de los océanos, la concentración marina de carbonato (CO₃²⁻)y el pH del agua en la superficie se han visto alterados, y se espera en el futuro que estos cambios se tornarán más pronunciados (Wolf-Gladrow et al., 1999; Feely et al., 2008.). Incluso se ha pronosticado un aumento en la temperatura media global entre 1.5 - 5.0 °C a finales de siglo (Peters et al., 2013). Este aumento conlleva una serie de cambios adicionales, tales como el nivel del mar, incremento en la estratificación del océano, derretimiento del hielo marino y alteración de modelos de circulación oceánica, precipitación y entradas de agua dulce.

En suma, tanto el calentamiento como la alteración en la circulación del océano, pueden actuar reduciendo además las concentraciones de oxígeno subsuperficial (Keeling et al. 2010).

Exceso de fósforo entra a

cuerpo de agua

Floración algal

Muerte de peces

por ausencia

de oxígeno

Descomposición de

algas usa O. disuelto

Aumenta la turbidez

y disminuye

la transpare

ncia

Los científicos y administradores de recursos marinos y políticos han mostrado una real preocupación por la acidificación de los océanos, ya que podría tener importantes consecuencias sobre los organismos marinos, pudiendo provocar alteración sobre la composición de especies, interrumpir redes tramas tróficas marinas y ecosistemas y, potencialmente, dañar la pesquería, el turismo y otras actividades humanas conectadas en el mar (ROYAL SOCIETY, 2005).

La variabilidad del pH observado en la costa es mayor que la variabilidad de pH del océano abierto debido a la actividad humana, la cual provoca esta diferencia (Cai et al., 2011). En el océano abierto, el aumento de CO2 en la atmósfera y el aumento de la captación de CO2 oceánico resultante son los factores predominantes en la conducción hacia la acidificación de los océanos (Dore et al., 2009).

El pH superficial del océano, se encuentra alrededor de 0.1 unidad de pH por debajo de los valores registrados en la era pre-industrial, y se ha establecido que decaerá en 0.4 unidades de pH a finales de siglo (Feely et al. 2009) y en 0.8 unidades de pH dentro de los próximos 300 años (Caldeira & Wickett, 2003; Orr et al 2005) en un proceso llamado Acidificación del Océano (AO). La acidificación del océano refleja una serie de cambios químicos: elevado CO2 acuoso y carbono inorgánico total, así como la reducción en los valores de pH, ion carbonato y saturación del carbonato de calcio (Doney et al. 2009). El descenso del pH en la superficie del agua ocasionará una reducción en la concentración de CO3-2, por ejemplo, el estado de saturación (Ω) podría decaer en un 50% hacia el final del próximo siglo (Wolf-Gladrow et al 1999; Orr et al, 2005).

Las regiones polares pueden ser especialmente sensibles debido a una transición hacia condiciones de baja saturación de aragonita en el agua superficial dentro las próximas décadas (Steinacher et al., 2009). En los sistemas costeros eutróficos, el agua superficial puede presentar mayores niveles de pH debido a la producción primaria, mientras que el agua debajo de la picnoclina tiene pH reducido debido a la demanda respiratoria y la producción de CO2 (Doney et al., 2012). Por otra parte, el cambio de uso de la tierra y flujo de ríos pueden alterar la alcalinidad y, a su vez, influyen en el balance de carbono inorgánico costero (Doney et al., 2012).

La disminución de ambos parámetros (CO3-2 y Ω) podría tener un efecto negativo sobre los organismos marinos calcificadores, mientras que la reducción de la concentración de iones carbonato complicará la formación de carbonato de calcio biogénico, a bajos niveles de pH, el carbonato en conchas y esqueletos ya formados podría comenzar a disolverse (Leclercq et al., 2000; Langdon & Atkinson, 2005; Kleypas et al., 2006).

Al menos algunos organismos ya están experimentando los efectos negativos de la química de carbonato antropogénicamente alterada en aguas costeras (Barton et al., 2012). La secreción de carbonato de calcio (CaCO3) para para estructuras esqueléticas es generalizada en la biota planctónica en todo los océanos del mundo. Los principales grupos planctónicos que secretan CaCO3 son los cocolitofóridos, foraminíferos y pterópodos tecosomatos. Además, muchos invertebrados bentónicos producen fases larvarias planctónicas que calcifican, incluyendo equinodermos y moluscos. La mayoría de los organismos planctónicos investigados hasta la fecha,

presentan una calcificación reducida o anormal en respuesta a los altos niveles de p(CO2) y los concomitantes cambios que se producen con el aumento de la acidez en el océano (Spero et al., 1997; Bijma et al., 1999; Riebesell et al., 2000; Zondervan et al., 2002; Sciandra et al., 2003; Kurihara & Shirayama, 2004; Delille et al., 2005; Engel et al., 2005; Orr et al., 2005). Sin embargo, otros estudios con calcificadores planctónicos han reportado que no se observan cambios ó un aumento de la calcificación bajo altas condiciones de p(CO2) (Iglesias-Rodriguez et al., 2008; McDonald et al., 2009). En algunos casos, la calcificación mejorada o compensatoria observada es acompañada por compensaciones fisiológicas tales como disminución en las tasas de crecimiento (Iglesias-Rodríguez et al., 2008), escasa musculatura (Wood et al., 2008), y conchas calcáreas debilitadas (McDonald et al., 2009), que probablemente reduciría la aptitud ecológica o llegar a ser fatal en las poblaciones de naturales. Otros estudios sugieren que la biota de hábitats altamente variables, tales como estuarios, pueden ser más tolerantes a condiciones elevadas de p(CO2). Por lo tanto, la calcificación es un proceso fisiológico clave para ser medido en estudios de impacto biológicos y ecológicos de acidificación.

Existe evidencia de que una alta p(CO2) podría afectar afectar a los peces directamente a través de impactos agudos y potencialmente letales sobre las funciones fisiológicas, y de manera indirecta a través de impactos sobre el medioambiente acuático, tales como el incremento de la temperatura o estructura y función del ecosistema (Kikkawa and Kita, 2005). Los organismos acuáticos son más susceptibles que los terrestres a aumentos en la concentración de CO2, porque la p(CO2) de sus fluidos corporales es menor, entonces cuando la concentración de CO2 en el agua producen hipercapnia (Kikkawa and Kita, 2005). El CO2 es una molécula gaseosa pequeña, sin carga, que cruza rápidamente la membrana celular y acidifica los fluidos del cuerpo a través de su rápida conversión en ácido carbónico catalizada por la enzima anhidrasa carbónica.

5. LIPIDOS

Un Lípido es un compuesto extraíble en solventes orgánicos no polares los cuales pueden separarlos e otros compuestos en una matríz acuosa, y que pueden ser de origen biogénicos o antropogénicos (Parrish, 2013).

Por su naturaleza heterogénea, los lípidos son ampliamente usados en estudios ecológicos y biogeoquímicos asegurando la salud del ecosistema y el grado en el cual ellos han sido influenciados por entradas terrestres y antropogénicas, pudiendo ser utilizados para determinar la producción biogénica de organismos provenientes de la dieta e indicar la calidad del agua (Parrish, 2013).

Fuentes de aguas naturales como los ríos, lagos, esteros, vertientes y napas de origen subterráneo (cuerpos de agua), son susceptibles de ser contaminadas por la acción del hombre y por el deficiente manejo al que son sometidos estos residuos (Altaner, 2009). Estos efluentes contienen principalmente residuos biodegradables; la materia orgánica y la eliminación de estos residuos empeora los problemas ambientales, por lo que cada vez es más importante y se hace necesario

tratar estos residuos antes de verterlos a estas fuentes con el fin de proteger estos cuerpos de agua, reduciendo los riesgos de contaminación y cuidando el medio ambiente (Altane, 2009).

El residuo líquido industrial (RIL), es el efluente residual evacuado desde las instalaciones industriales, con destino directo a los sistemas de recolección de aguas servidas o a cuerpos receptores que pueden ser todo curso o masa de agua, natural o artificial, superficial o subterráneo, cuyo efecto puede ser físico (color, toxicidad, turbidez, sedimentos y problemas de orden estético) y/o químico (aumento del contenido de materia orgánica, aumento o disminución de la alcalinidad o acidez, etc) y en general, contienen (Ministerio de Educación, 1999):

(1) Grandes volúmenes de agua y una elevada carga de materia orgánica biodegradable, la cual puede ser utilizada por los microoorganismos eutroficantes. Dependiendo de la industria pueden contener materia orgánica no-biodegradable y/o químicos inorgánicos que tienden a acumularse en los sedimentos.

(2) En general carecen de productos tóxicos, debido a lo cual, el tratamiento se presta tanto a procedimientos físicos, químicos como biológicos.

(3) Las aguas residuales de la industria alimentaria suelen presentar diferencias en su composición dependiendo de las materias primas que se utilizan y de los procesos que se apliquen.

6. SÓLIDOS SUSPENDIDOS

La turbiedad o turbidez es una medida de la carencia de claridad o transparencia del agua. Esta es causada por sustancia suspendidas o coloidales bióticas y abióticas. Mientras mayor sea la concentración de estas sustancias en el agua, mayor será la turbidez. El tipo y concentración de material suspendido controla la turbidez y transparencia del agua. El material suspendido consiste en limos, arcillas, partículas finas de materia orgánica e inorgánica.

La fuente más común de los sólidos suspendidos en los cuerpos de agua, corresponden a procesos de erosión natural de formaciones geológicas inestables, cuyas tasas y magnitud de la erosión dependen del clima, la geología, pendiente, tipo de suelo y la cubierta vegetativa. Los sedimentos pueden permanecer en el lecho del canal o en sus orillas hasta que la velocidad crítica sea excedida, movilizando la carga del lecho. Las actividades antropogénicas como forestación, construcción de camino pueden causar cambios marcados en las características físicas, químicas y biológicas de los cursos de agua localizados en las cercanías de estas actividades. Otro tipo de fuentes están relacionadas con construcción, agricultura, descarga de aguas residuales industriales y actividades mineras.

Caux et al (1997) indicaron que una elevada cantidad de sólidos suspendidos puede producir:

(1) impedimento del brote de semillas

(2) Disminución de la actividad fotosintética y productividad primaria.

(3) El sedimento depositado puede afectar el hábitat de crianza de salmones juveniles y las tasas de reclutamiento de estas especies.

(4) Reducción significativa en las densidades de invertebrados en arroyos debido a asfixia por sedimentos depositados.

(5) Largos tiempos de exposición pueden influir sobre la estructura comunitaria de macroinvertebrados bentónicos

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