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INTRODUCCION
Los ecosistemas dulceacuícolas y en particular, los ríos, son importantes fuentes de agua dulce y recursos imprescindibles para el desarrollo de diferentes actividades socioeconómicas (Kebede et al., 2020; Cygan et al., 2021). Sin embargo, el incremento de la población, la expansión de las actividades industriales y agrícolas y la contaminación fecal producida por el ser humano, constituyen importantes factores para el rápido deterioro de los ecosistemas dulceacuícolas (Häder et al., 2020; Lusiana et al., 2022). Por esta razón se hace necesario el monitoreo y control de la calidad del agua utilizada para diferentes fines.
Para el diseño e implementación de un programa de monitoreo de la calidad de las aguas en ecosistemas dulceacuícolas superficiales, se deben tener en cuenta: los objetivos del estudio, la descripción del área de estudio y de los sitios de muestreo, los indicadores de calidad de agua a ser analizados, la frecuencia y periodo de muestreo, el plan para el control y aseguramiento de la calidad, los recursos humanos, técnicos y financieros, así como el procesamiento e informe de los datos (Bartram y Ballance, 1996; Behmel et al., 2016; APHA, 2017). El presente trabajo aborda los principales aspectos reportados en la literatura relacionados con el monitoreo de la calidad de las aguas en ecosistemas dulceacuícolas superficiales. Se analizan ejemplos de investigaciones realizadas en diferentes partes del mundo que ilustran los aspectos a tener en cuenta durante un monitoreo de calidad de agua, particularizando el caso del río Almendares (La Habana, Cuba), el cual ha sido evaluado por un periodo de más de 15 años.
Se realizó una búsqueda bibliográfica de artículos completos, en español e inglés, publicados en bases de datos electrónicas como PubMed, Scopus, SciFinder, Scielo, Global Health y Google Académico, utilizando combinaciones de los términos: monitoreo calidad de agua, indicadores de contaminación fecal, indicadores calidad de agua, ecosistemas acuáticos, análisis multivariado.
La revisión realizada es de tipo narrativo donde se seleccionaron publicaciones de los últimos 10 años, entre 2012 y 2022. Esta literatura posteriormente se complementó con publicaciones de otros años, obteniéndose un total de 72 documentos, contando con artículos científicos publicados, tesis, normas de calidad y libros de textos. Se consultó literatura relacionada con campos como ciencia ambiental y ecología.
MONITOREO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS EN ECOSISTEMAS DULCEACUÍCOLAS
Objetivos del monitoreo
El objetivo es el fin a que se dirige una acción, por lo que debe estar bien definido desde el principio, ya que de este dependerá en gran medida el diseño del programa de monitoreo, la selección de las variables a analizar y además el costo económico del programa de monitoreo (Behmel et al., 2016; Yang et al., 2020), aspecto a tener en cuenta fundamentalmente en países en vías de desarrollo.
Los objetivos de un muestreo, pueden estar relacionados con la verificación de que la calidad de un cuerpo de agua es apropiada para el uso que se le da (recreativo, potable, agrícola, etc.) (W.H.O, 2017; Akhtar et al., 2021). También pudiera ser afín con la determinación de las características de un ecosistema acuático y cómo puede ser afectado por la presencia de contaminantes derivados de las actividades antropogénicas, lo cual se conoce como monitoreo de impacto. En este sentido, Baptista y Santos (2016), reportaron los resultados acerca de la implementación de un programa de monitoreo de la calidad de agua superficial de la Reserva Natural Paul do Boquilobo, en Portugal, dirigido a analizar el impacto de las actividades antropogénicas en la calidad del agua de esta reserva, clasificada también como sitio RAMSAR.
Por otra parte, un monitoreo también puede tener como objetivo el proveer información precisa sobre la evaluación de la presencia de un contaminante de preocupación emergente (anteriormente denominados contaminantes emergentes) en agua potable o en alguna otra fuente de agua (Riva et al., 2018; Reichert et al., 2019; Ighalo y Adeniyi, 2020).
Otro objetivo pudiera ser el de proveer información útil para el manejo de un ecosistema. Por ejemplo, a partir del estudio de la calidad del agua en ecosistemas dulceacuícolas de la Reserva de Biosfera Sierra del Rosario, Cuba (Larrea et al., 2013), se determinó incluir en el Plan de Manejo de este sitio, la evaluación de la calidad química y microbiológica de ecosistemas dulceacuícolas de esta área. Por otra parte, la optimización de un programa de monitoreo de la calidad de agua, que implique la evaluación e identificación de las estaciones de muestreo apropiadas, puede ser también un objetivo de estudio (Camara et al., 2019)
Descripción del área de estudio
Para la descripción del área de estudio se debe considerar: la extensión del área, las condiciones ambientales y procesos (incluyendo actividades antropogénicas) que afectan la calidad del agua, la información meteorológica e hidrológica del sitio de estudio, la descripción de los cuerpos de agua a monitorear (arroyos, afluentes, lagos, acuíferos, aguas subterráneas) y los usos actuales y potenciales del agua (W.M.O., 2013; Behmel et al., 2016; Alilou et al., 2018).
En el caso de que no existan antecedentes sobre el área de estudio, las condiciones ambientales y procesos que afectan la calidad del agua, se debe realizar un reconocimiento del área y un estudio preliminar para la selección de las estaciones de muestreo que tenga en cuenta: composición de las rocas, vegetación terrestre y acuática, vida salvaje, clima, distancia a partir de cuerpos de agua salada, actividades antropogénicas, color y olor del agua, presencia de residuos, etc. (Bartram y Ballance, 1996; W.M.O., 2013). Este estudio preliminar debe ser de corta duración y contribuye a refinar los aspectos logísticos del monitoreo, lo que a su vez tributa a economizar los recursos, ya que a partir del mismo se puede determinar si se necesitan más o menos estaciones de muestreo; lo que permite ganar en conocimiento sobre la calidad del agua de varios puntos en el ecosistema.
Selección de las estaciones de muestreo
La selección de las estaciones de muestreo dependerá de los objetivos del monitoreo, la morfología e hidrodinámica del cuerpo de agua, fuentes contaminantes y de los recursos disponibles (Alilou et al., 2018). Según el tipo de fuente de agua, se deben considerar como criterios de selección: la ubicación de las fuentes contaminantes (vertimientos de aguas residuales industriales y domésticas, terrenos agrícolas, vertederos de residuos sólidos, etc.), la accesibilidad a los puntos de muestreo (rápido y seguro) y la representatividad, es decir que el punto de muestreo deber ser ubicado en un lugar que presente un flujo regular y de ser posible permita tener una referencia para su futura ubicación (Bartram y Ballance, 1996; W.M.O., 2013; Chen y Han, 2018).
Particularmente en ríos y quebradas, debe ubicarse un punto de monitoreo aguas arriba, que generalmente se inicia en la cabecera de la cuenca, el cual servirá como punto de referencia (Awoke et al., 2016). Además, los puntos de monitoreo deben ser ubicados aguas arriba y aguas abajo de una descarga de agua residual. También se deben ubicar estaciones de muestreo en los afluentes del río y a aproximadamente 100 m de distancia del punto de unión del afluente con el cauce principal (Awoke et al., 2016). Esto último permite analizar el impacto del afluente en la calidad del agua de la corriente principal.
El número de estaciones de muestreo dependerá de las características del ecosistema acuático (morfología, hidrodinámica, fuentes contaminates, etc.). Sin embargo, después de un estudio preliminar, el monitoreo de la calidad de agua puede ser refinado incrementando o disminuyendo el número de estaciones de muestreo (Wang et al., 2018; Camara et al., 2019). Mediante el empleo de análisis multivariado, las estaciones de muestreo con características similares pueden agruparse y luego seleccionar una representación de cada grupo, lo cual contribuirá a disminuir los costos del monitoreo.
Frecuencia y periodo de monitoreo
De acuerdo a las características del ecosistema y al objetivo del monitoreo se establece la frecuencia de monitoreo (W.M.O., 2013). Para la periodicidad de muestreo, si lo que se desea conocer, son las características de la calidad del agua por un largo periodo de tiempo, una frecuencia mensual o bimensual es aceptable. Si por el contrario, el objetivo del monitoreo es controlar la calidad del agua (ej: fuente de agua potable), se deben realizar muestreos semanales. En caso de que se sospeche o se detecten variaciones significativas de la calidad del agua en una estación de muestreo, deben tomarse muestras puntuales diarias o muestras compuestas (Bartram y Ballance, 1996; APHA, 2017). Debe tenerse el cuidado de siempre muestrear a la misma hora del día y tomar en consideración la influencia de las mareas en el caso de estaciones estuarinas, así como los periodos poco lluviosos y lluviosos, donde puede existir sequía o inundaciones en el ecosistema.
Con respecto al periodo de monitoreo, este dependerá del cuerpo de agua y sus características específicas. Algunos ecosistemas acuáticos se consideran intermitentes, debido a que su curso o parte del mismo se seca durante los periodos poco lluviosos. Esta característica, debe tenerse en cuenta a la hora de establecer el periodo y la frecuencia de muestreo. De igual forma, en aquellas regiones donde existan marcadas diferencias entre las estaciones del año, estas deben ser consideradas. Por ejemplo, en Cuba existen dos estaciones marcadas: periodo lluvioso (mayo-octubre) y periodo poco lluvioso (noviembre-abril) (INSMET, 2022), por lo que se deben tener en cuenta estos periodos a la hora de llevar a cabo un monitoreo de la calidad de agua. Hossen et al. (2018) y Sukanya y Joseph (2020) muestrearon los ríos Halda y Karamana respectivamente, en la India, durante los periodos de monzón y periodos de no-monzón, observando diferencias significativas entre ambas estaciones. De igual forma, Matta et al. (2020) tomaron muestras del río Ganga al norte de la India en la región del Himalaya durante las cuatro estaciones (invierno, verano, monsón y post-monsón), apreciando el impacto de la contaminación, particularmente en los meses de monsón con el arrastre de los suelos producto de la lluvia, con la consiguiente acumulación de basura en el río.
Para lograr una buena representatividad en el muestreo y que luego se puedan brindar conclusiones válidas sobre la calidad de un ecosistema acuático, se deben realizar análisis espaciales y temporales a lo largo del ecosistema, lo que permitirá evaluar los parámetros de calidad de agua más significativos, teniendo en cuenta las actividades que puedan afectar la salud del ecosistema acuático y los principales contaminantes presentes, de acuerdo a las actividades que se realicen (ej: agrícola, industrial, recreativas, etc.) (Isiyaka et al., 2019; Akhtar et al., 2021).
Indicadores de calidad de agua
Los indicadores que se seleccionen para el monitoreo, dependerán de los objetivos del mismo y de los usos del agua (agua potable, irrigación, cría de animales, uso industrial, uso recreativo, etc.). También depende de las normas vigentes en cada país en el que se realiza la evaluación de la calidad del agua. Para tener una idea rápida y general de cómo se encuentra la calidad de un ecosistema, se sugiere utilizar los indicadores: temperatura, conductividad eléctrica (CE), pH, oxígeno disuelto (OD) y sólidos totales disueltos (STD) (W.M.O., 2013; Tavakoly Sany et al., 2019; Panikkar et al., 2022), los cuales se pueden determinar in situ mediante el uso de un multímetro. La temperatura es un parámetro crítico en los ecosistemas acuáticos, ya que de ella depende el tipo de vida acuática (psicrófilos, mesófilos, termófilos, hipertermófilos), regula las concentraciones de oxígeno disuelto y afecta los diferentes procesos físicos, químicos y biológicos que se llevan a cabo en los ecosistemas acuáticos (Sutadian et al., 2018). El pH especifica cuán ácida o alcalina está el agua. Por lo general valores entre 6,5-8,5 se consideran en un rango aceptable (Norma Cubana 22, 1999; W.H.O, 2017). El oxígeno disuelto es un indicador primario de calidad de agua, el cual es esencial para la respiración aerobia (Ahmed et al., 2020). El límite mínimo permisible establecido en las normas de calidad de agua es de 3 mg.L-1, por debajo de este valor se compromete la vida acuática (Norma Cubana 22, 1999; W.H.O, 2017). La conductividad eléctrica indica el potencial del agua de conducir la corriente y está relacionado con el contenido iónico del agua (Ahmed et al., 2020). En cambio, los sólidos totales disueltos constituyen los sólidos inorgánicos y orgánicos que permanecen en el agua (Ahmed et al., 2020). Elevados valores de STD pueden ser perjudiciales para la biota acuática debido a la salinidad o a cambios en la composición del agua. Las principales fuentes de elevadas concentraciones de STD lo constituyen los suelos erosionados, los desechos de la agricultura, de la ganadería, entre otras actividades humanas (Ewaid et al., 2020). Sin embargo, ni en las normas cubana, ni en las normas internacionales aparecen los valores máximos permisibles para la conductividad y los sólidos totales disueltos.
En muchos casos se emplean sistemas multisensores que permiten realizar un registro diario y continuo de estos indicadores y por tanto, de la calidad de diferentes ecosistemas acuáticos (Chen y Han, 2018) . El uso de estos indicadores tiene como ventaja, que se pueden medir in situ, son poco costosos, eficientes y pueden servir como alerta de contaminación.
En diferentes programas de monitoreo, la existencia de una fuente contaminante, constituye una razón importante para la selección de los indicadores de calidad de agua (Tavakoly Sany et al., 2019) . En caso de que se conozca la presencia de algún tipo de contaminación, por ejemplo contaminación por desechos orgánicos, se deben determinar los indicadores: Demanda Biológica de Oxígeno (DBO), Demanda Química de Oxígeno (DQO), Carbono Orgánico Total (COT), nitrógeno orgánico disuelto, fósforo total, coliformes termotolerantes (CTE) y Escherichia coli (Dadi et al., 2018). La DBO es la cantidad de oxígeno consumido por las actividades biológicas en el agua, particularmente por bacterias y protozoos. Si los niveles de DBO sobrepasan las concentraciones de oxígeno disuelto, entonces puede verse afectada la biota acuática (Ahmed et al., 2020). La Norma Cubana 22 (1999) establece para aguas de uso recreativo un valor máximo de 3 mg.L-1 de DBO. En el caso de la DQO, esta representa la cantidad de oxígeno que se necesita para descomponer los desechos orgánicos biodegradables y no biodegradables en el agua a causa de las descargas de aguas residuales (Ewaid et al., 2020). El COT representa la cantidad de compuestos orgánicos presentes en una muestra de agua y resulta muy atractivo como indicador de materia orgánica no-biodegradable (Lee et al., 2020). Sin embargo, a pesar de ser indicadores de materia orgánica, en las normas no aparecen regulados los valores máximos permisibles de la DQO o el COT. Sólo se encuentra normada la concentración de DQO en las descargas de aguas residuales que van hacia los ríos o embalses (Norma Cubana 27, 2012).
El fósforo es esencial para el crecimiento de las plantas y usualmente controla el crecimiento de algas y plantas acuáticas en ecosistemas dulceacuícolas y se encuentra en concentraciones limitantes en estos sistemas (Halim et al., 2018). En el caso del nitrógeno, su exceso puede provocar el sobrecrecimiento de algas y plantas acuáticas, provocando el bloqueo de la luz hacia aguas profundas y la disminución del oxígeno disuelto por la descomposición de las plantas cuando mueren, contribuyendo a la eutrofización de las aguas (Shen et al., 2020). Las fuentes de fósforo y nitrógeno incluyen fertilizantes, desechos humanos y de animales y sistemas sépticos (Halim et al., 2018). En la Norma Cubana 22 (1999) se plantea que el nitrógeno y el fósforo estarán en las aguas destinadas al baño, en una proporción que no ocasione eutrofización de las masas de agua. Sin embargo, no precisa cuáles son las concentraciones máximas permisibles de estos nutrientes. En tanto, la OMS plantea que las concentraciones de fósforo en forma de fosfatos y las concentraciones de nitrógeno en forma de nitrato no deben exceder los 0,5 mg.L-1 y 50 mg.L-1 respectivamente (W.H.O, 2017). En esta norma no se hace referencia al fósforo total o al nitrógeno orgánico disuelto. Por su parte, los coliformes termotolerantes y E. coli, son indicadores de contaminación fecal, por lo que pueden indicar la presencia de posibles patógenos en las aguas (Sutadian et al., 2018). Estos indicadores bacteriológicos no deben exceder los 2 x102 UFC.100 mL-1 en aguas con contacto directo ó 1x103 UFC.100 mL-1 en aguas con contacto indirecto (Norma Cubana 22, 1999; Norma Cubana 1021, 2014; W.H.O, 2021).
Si se está en presencia de la eutrofización de un cuerpo de agua, como resultado de descargas puntuales o debido al arrastre o drenaje a partir de suelos dedicados a la agricultura, se deben determinar los indicadores: nitratos (NO3-N), nitritos (NO2-N), amonio (NH4-N), fósforo total, transparencia y clorofila a (De Oliveira et al., 2020; Li et al., 2020). En cambio, para aguas dedicadas a la agricultura e irrigación se sugieren los indicadores: STD, boro, selenio, sodio, calcio, magnesio, CTE, E. coli y además se debe llevar un control de los pesticidas y herbicidas que se utilizan (Bartram y Ballance, 1996). La selección de estos indicadores se corresponde con el tipo de compuestos que se utilizan en la agricultura, así como de la composición de los suelos circundantes a los ecosistemas dulceacuícolas.
Para aguas residuales procedentes de efluentes industriales, se sugieren los indicadores: STD, DBO, DQO, trihalometanos, hidrocarburos aromáticos, fenoles, cianuro, benceno, arsénico, cadmio, cobre, plomo, manganeso, mercurio, zinc y sustancias per- y polifluoroalquílicas. La selección de los indicadores está en dependencia de los procesos industriales que se lleven a cabo en las industrias que se localizan cerca del ecosistema en estudio. Estos indicadores se encuentran recogidos en diferentes normas internacionales (USEPA, 2017; W.H.O, 2017; USEPA, 2020) y en la Norma Cubana 27 (2012) relacionada con el vertimiento de aguas residuales a las aguas terrestres y al alcantarillado.
Cuando se evalúa el proceso de recuperación ambiental (por ejemplo, un monitoreo de impacto) se deben determinar indicadores fisicoquímicos (temperatura, pH, OD, CE, nutrientes, DQO, DBO, clorofila a), indicadores bacterianos de contaminación fecal (E. coli, enterococos, coliformes termotolerantes) y se deben realizar estudios sobre comunidades de organismos (peces, macroinvertebrados, composición de comunidades bacterianas, etc.) que permitan analizar su respuesta a un determinado impacto (Awoke et al., 2016; Baptista y Santos, 2016; Souza Beghelli et al., 2016; Kebede et al., 2020; Larrea et al., 2020; Bedoya et al., 2022). La determinación de los indicadores sugeridos para cada situación, se incluyen en diferentes guías como la guía para la calidad del agua recreativa canadiense (Health Canada, 2012), la guía para la calidad del agua potable (W.H.O, 2017), la guía para la calidad de aguas recreativas (W.H.O, 2021), la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (USEPA, 2017) y las directrices cubanas para el agua potable (Norma Cubana 827, 2012; Norma Cubana 1021, 2014). Estas pautas son esenciales para verificar la calidad de un cuerpo de agua. Particularmente en Cuba, se debe actualizar la norma de calidad agua para lugares de baño en costas y en masas de aguas interiores (Norma Cubana 22, 1999) de la misma forma que lo hicieron las normas cubanas para el agua potable (Norma Cubana 827, 2012), teniendo en cuenta que los coliformes totales no se utilizan para la evaluación de la calidad de agua y que para la determinación de los indicadores bacterianos de contaminación fecal también puede utilizarse la técnica de filtración por membrana.
Análisis estadísticos a los resultados del monitoreo
El empleo de métodos estadísticos multivariados para el análisis de los datos del monitoreo constituye una herramienta útil para evitar malas interpretaciones que puedan surgir del análisis de datos aislados (Isiyaka et al., 2019). Estos métodos se han empleado con anterioridad para caracterizar y evaluar la calidad del agua de diferentes ecosistemas acuáticos. Entre los métodos multivariados más utilizados, se encuentran: el análisis jerárquico de conglomerado, el análisis discriminante (DA) y el análisis de componentes principales (PCA), los cuales permiten entender mejor los resultados y reducir la subjetividad en los procesos (Lusiana et al., 2022)
Para el análisis jerárquico de conglomerado, el empleo del método de Ward utilizando distancias euclidianas como medida de similitud entre las estaciones de muestreo constituye un método muy eficiente (Manoj y Padhy, 2014). La aplicación del análisis de conglomerado a un estudio preliminar de la calidad del agua de diferentes estaciones de muestreo a lo largo de un ecosistema acuático, puede contribuir a la reducción de las estaciones de muestreo, si se obtienen grupos/conglomerados con diferentes características, por ejemplo, estaciones con bajo, medio y alto grado de contaminación (Isiyaka et al., 2019).
A partir de los datos obtenidos de las publicaciones de Prats et al. (2006) y Rodríguez et al. (2006) con respecto a la calidad química y microbiológica de 14 estaciones de muestreo del río Almendres (La Habana, Cuba), se realizó un análisis de conglomerado (Figura 1). A una distancia de corte del 70% se forman tres grupos, un primer grupo que incluye a las estaciones: Puente de Hierro, Puente Avenida 23, Puente de Piedra, Puentes Grandes Avenida 51, Santoyo 2 y María del Carmen, las cuales se caracterizaron por presentar concentraciones de nitritos, nitratos, amonio, fosfatos y coliformes termotolerantes intermedias. El segundo grupo incluyó a la estación Río Cristal, la cual presentó los valores más bajos de los indicadores evaluados. En tanto, el tercer grupo incluyó las estaciones Puentes Grandes, Mordazo, Santoyo, Santoyo 1, Puente 100 y Boyeros, Paila y Fábrica de Helados Coppelia, las cuales se caracterizaron por las concentraciones más altas de los indicadores de calidad determinados. A partir de este análisis, se puede reducir la cantidad de estaciones de muestreo, seleccionando una de cada grupo, por ejemplo, Río Cristal (grupo 2), Paila (grupo 3) y Puente de Hierro (grupo 1) que representan tres regiones diferentes en cuanto a la calidad del agua del río Almendares.
En el caso del análisis discriminante, este determina las variables que discriminan entre dos o más grupos/conglomerados, lo cual permite analizar las variables más significativas que influyen en la separación espacial de los grupos (estaciones de muestreo) y eliminar aquellas variables no significativas (Bilgin, 2018; Abed et al., 2019). En cuanto al análisis de componentes principales, este brinda información acerca de los parámetros más significativos debido a variaciones espaciales y temporales que describen el total de los datos. Mediante este análisis se excluyen los parámetros menos significativos con un mínimo de pérdida de información original (Tripathi y Singal, 2019; Yang et al., 2020). Un ejemplo, se puede apreciar en el trabajo de Arpajón et al.(2011), quienes a través de un análisis de componentes principales detectaron que las concentraciones de nutrientes (nitratos, nitritos, amonio y fosfatos) y de bacterias heterótrofas totales permiten separar las estaciones del río Almendares en tres grupos (alto, medio y bajo) de acuerdo al nivel de contaminación.
Fig. 1 Análisis de conglomerado para la selección de las estaciones de muestreo. La línea roja indica a la distancia que se realizó el corte (70%). Para esta distancia se forman tres grupos para un nivel de confianza del 100%. Estaciones de muestreo: C_1: Puente de Hierro; C_2: Puente de Piedra; C_3: Puente Avenida 23; C_4: Puentes Grandes; C_5: Mordazo; C_6: Puentes Grandes Avenida 51; C_7: Santoyo; C_8: Santoyo 1; C_9: Santoyo 2; C_10: Puente 100 y Boyeros; C_11: Paila; C_12: Fabrica de Helados Coopelia; C_13: Maria del Carmen; C_14: Río Cristal.
Índices de calidad de agua
Los índices de calidad permiten predecir cambios y características en la calidad del agua mediante la consideración de múltiples parámetros (Isiyaka et al., 2019; Akhtar et al., 2021). Estos índices surgen como una herramienta simple para evaluar la calidad de los recursos hídricos, fundamental en procesos decisivos de políticas públicas y en el seguimiento de sus impactos (Uddin et al., 2021). Según Ruiz (2017) para que un índice sea considerado útil debe cumplir ciertos criterios:
Discriminar los cambios inducidos por nutrientes, efectos estacionales y climáticos
Ser sensible a varios niveles de enriquecimiento
Ser geográficamente generalizados
Ser aplicable a largo plazo y su metodología debe ser sencilla
Los índices de calidad del agua tienen como objetivo fundamental evaluar la calidad del agua para diferentes usos, por lo cual es calculado a partir de indicadores físico-químicos y microbiológicos de contaminación directamente relacionados con el nivel de riesgo sanitario presente en el agua (Akhtar et al., 2021; Lusiana et al., 2022; Panikkar et al., 2022). El índice puede ser representado por un número, un rango, una descripción verbal, un símbolo o incluso un color (Tripathi y Singal, 2019). El desarrollo de los índices del nivel trófico en ecosistemas acuáticos no están encaminados a un interés académico, sino a simplificar la interpretación de los datos de su monitoreo y, de esta forma, comunicar la información de la calidad del agua de una forma fácil a la población y a los gestores ambientales (Ruiz, 2017; Akhtar et al., 2021). Para calcular el índice de calidad de las aguas Dunnette (1979) recomienda seleccionar parámetros que respondan a cinco categorías reconocidas: nivel de oxígeno (Oxígeno disuelto, DQO, DBO), eutrofización (nutrientes, clorofila a), aspectos de salud (indicadores bacterianos de contaminación fecal), características físicas (temperatura, color) y sustancias disueltas (STD). Estas cinco categorías permiten caracterizar de forma global la calidad y el estado de salud de ecosistemas dulceacuícolas. Existen diferentes índices de calidad de agua como son: el Índice de Calidad de Agua del Consejo Canadiense de Ministros del Ambiente (CCME WQI, siglas en inglés), el Índice de la Fundación Nacional de Salud (NSF, siglas en inglés), el Índice de Oregón, el Índice de Bascarón, el Índice de Casa, entre otros (Sutadian et al., (2016), para ampliar sobre índices de calidad de agua y sus usos). En la Tabla 1 se muestran los índices más utilizados, los parámetros que se seleccionan para su cálculo, así como la interpretación del valor final en cada caso. De todos estos índices, el más empleado es el CCME WQI, debido a que es flexible en cuanto al empleo de los parámetros a seleccionar, lo cual permite hacer modificaciones de acuerdo a las condiciones locales del ecosistema a analizar (Sutadian et al., 2016; Maansi et al., 2022). Teniendo en cuenta estos aspectos, los índices de calidad del agua se convierten en una medida importante para la evaluación y el manejo de las aguas superficiales.
MONITOREO DE LA CALIDAD DE LAS AGUAS DEL RÍO ALMENDARES
El río Almendares se localiza en la provincia de La Habana, Cuba. Constituye la corriente principal de la Cuenca Almendares-Vento (402 km2), con 49,8 km de longitud. La cuenca hidrográfica Almendares-Vento es la corriente superficial más importante de La Habana desde el punto de vista económico, social, de salud, cultural, recreativo y urbanístico. A lo largo de su recorrido se asientan grandes parques científico-recreativos como son los Jardines Botánico y Zoológico, así como las viviendas de más de medio millón de personas (Domínguez et al., 2012). Al final de su recorrido se encuentra el Parque Metropolitano de La Habana, complejo socio-ecológico-cultural dedicado a la recreación de la población. En este sitio, las aguas del río constituyen el centro recreativo fundamental, de ahí que el monitoreo de la calidad de esta agua resulte de vital importancia, a fin de garantizar la salud de los que disfrutan de ella (Domínguez et al., 2012). Sus aguas se utilizan, además, para la agricultura, la pesca y la industria (Arpajón et al., 2011). Se conoce que recibe descargas de aguas residuales de más de 240 fuentes contaminantes provenientes de diferentes sectores de la economía y la urbanización que vierten sus aguas residuales sin tratamiento o ineficientemente tratada (Izquierdo et al., 2020). Esto se debe, en parte, a la ausencia de una infraestructura sanitaria adecuada y a una insuficiente cobertura de saneamiento de las aguas residuales domésticas e industriales (de Freitas y Westbrook, 2016). Actualmente el río Almendares es prácticamente una corriente anaeróbica a la cual se le continúan incorporando residuales domésticos crudos provenientes de las barriadas colindantes a las márgenes (de Freitas y Westbrook, 2016). Además, producto del desarrollo de la actividad pesquera en el estuario existen objetos enterrados parcial o totalmente en el cieno limo-arenoso como restos de embarcaciones de madera o plástico y pilotes de antiguos muelles. También ingresan al cauce principal del río cuatro arroyos: Paila, Marinero, Mordazo y Santoyo; aportando una carga contaminante adicional (Domínguez et al., 2012).
En el río Almendares se ha evaluado de forma sistemática la calidad del agua desde el año 2003, donde se ha verificado que las aguas de este río no son apropiadas para la recreación, para la pesca o para uso agrícola (Olivares-Rieumont et al., 2005; Prats et al., 2008; Arpajón et al., 2011; Izquierdo et al., 2020; Larrea et al., 2020; Barroso et al., 2021; Larrea et al., 2022) a pesar de las medidas de saneamiento y gestión ambiental que se han desarrollado en los últimos 15 años.
Como parte del monitoreo que se ha llevado a cabo en este ecosistema, inicialmente se realizaron estudios preliminares con el objetivo de contar con una referencia acerca de los niveles de contaminación química y microbiológica de las aguas y sedimentos del río, debido a que no se contaba con datos previos (Olivares-Rieumont et al., 2005; Prats et al., 2006). A partir de estos estudios, se seleccionaron las estaciones de muestreo y los indicadores de calidad de agua a determinar, haciendo un mejor uso de los recursos disponibles para realizar el monitoreo de la calidad de las aguas del río Almendares.
En los estudios preliminares realizados por Olivares-Rieumont et al. (2005) y Prats et al. (2006), se seleccionaron 14 estaciones de muestreo que incluían puntos en la corriente principal del río y en los tributarios. Además, para la ubicación de estas estaciones se tuvieron en cuenta, la presencia de diferentes fuentes puntuales y no puntuales de contaminación, que incluían: fábricas, industrias, un vertedero de residuos sólidos, así como tierras dedicadas a la actividad agrícola. Posteriormente y atendiendo a similitudes en cuanto a la calidad del agua de algunas estaciones, estas se redujeron a nueve estaciones de muestreo (Arpajón et al., 2011; Knapp et al., 2012). En los estudios de Larrea et al. (2020) sólo se muestrean tres de las nueve estaciones de muestreo seleccionadas en el río Almendares, atendiendo al objetivo de realizar un monitoreo de impacto para analizar como los contaminantes de este ecosistema afectan la estructura de la comunidad bacteriana. Estas tres estaciones (Río Cristal, Paila y Puente de Hierro) presentan diferentes niveles de contaminación de acuerdo a los indicadores físico-químicos y microbiológicos determinados (amonio, fosfatos, DQO, nitratos, nitritos, coliformes termotolerantes y E. coli) y son representativas de la calidad del agua a lo largo del río Almendares.
Para los muestreos de las aguas de este ecosistema, se han tomado en consideración los periodos poco lluviosos y periodos lluviosos, estableciéndose comparaciones entre ambas estaciones (Prats et al., 2006; Knapp et al., 2012). Por lo general, los muestreos han tenido una frecuencia bimensual dentro de cada época del año; aunque en ocasiones se han realizado muestreos puntuales o con una frecuencia quincenal en función del objetivo del estudio (Olivares-Rieumont et al., 2005; Knapp et al., 2012).
En el río Almendares, atendiendo a las diferentes fuentes contaminantes, se han utilizado disímiles indicadores de calidad de agua, los cuales se relacionan a continuación, indicando entre paréntesis el rango de valores reportados en la literatura para los mismos en este ecosistema: la temperatura (25-30º C), conductividad eléctrica (600-6300 μS.cm-1), pH (6,5-9,6), oxígeno disuelto (0,2-5,3 mg.L-1), sólidos totales disueltos (400-4200 mg.L-1), DBO , DQO (16-6400 mg.L-1), nitrato (1,8-71,8 mg.L-1), nitrito (0,02-1,9 mg.L-1), amonio (0,2-5,9 mg.L-1), fosfato (0,1-4,6 mg.L-1), hidrocarburos aromáticos policíclicos (49,5 μg.L-1), cadmio (0,23-0,81 μg.L-1), cobre (0,05-0,49 μg.L-1), plomo (2,86-73,29 μg.L-1), zinc (10,05-11,96 μg.L-1), clorofila a (0-75,8 μg.L-1), coliformes termotolerantes (1x103-2x106 UFC.100 mL-1), Escherichia coli (0-1x106 UFC.100 mL-1) y enterococos (1 x 102- 1 x 106 UFC.100 mL-1) (Olivares-Rieumont et al., 2005; Prats et al., 2006; Arpajón et al., 2011; Santana-Romero et al., 2012; Larrea et al., 2020). Además para determinar el impacto de los contaminantes sobre la ecología del río, se han estudiado las comunidades bacterianas (Larrea et al., 2020), la actividad proteolítica extracelular (Izquierdo et al., 2020), la actividad de fosfatasas ácidas (Larrea et al., 2022) y la presencia de genes de resistencia a antibióticos (Graham et al., 2011; Knapp et al., 2012). Como puede apreciarse los valores de nutrientes, metales pesados, DQO e indicadores bacterianos de contaminación fecal, se encuentran por encima de los límites máximos permisibles establecidos en las normas cubanas, así como en normas internacionales (Norma Cubana 22, 1999; Norma Cubana 27, 2012; USEPA, 2017; W.H.O, 2017)
Entre los contaminantes directamente identificados en el cuerpo de agua del río Almendares se encuentran diversas especies metálicas como plomo y zinc en concentraciones superiores a los límites máximos permitidos según las normas internacionales de calidad del agua y sedimentos, así como antibióticos (Olivares-Rieumont et al., 2005; Veranes, 2013). Además, se han obtenido concentraciones elevadas de contaminantes químicos como compuestos orgánicos (Santana-Romero et al., 2012) y nutrientes inorgánicos como amonio, nitrito, nitrato y fosfato (Larrea et al., 2020). Asimismo, se han detectado altas concentraciones de los indicadores de contaminación fecal E. coli, coliformes termotolerantes y enterococos (Izquierdo et al., 2020; Larrea et al., 2020). Estos resultados son una evidencia del deterioro de la calidad de las aguas del río Almendares.
A pesar de que se cuenta con información acerca del comportamiento de diferentes indicadores de calidad de agua en el río Almendares, no se ha utilizado con anterioridad un índice de calidad de agua, que permitiría resumir todos los datos colectados y que facilitaría la comunicación de estos resultados a los decisores de las políticas ambientales.
En la actualidad, este río continúa siendo objeto de estudio de diferentes investigaciones encaminadas al mejoramiento de la calidad de sus aguas.
CONCLUSIONES
El monitoreo de calidad de agua, resulta complejo y costoso. Es por esto que la realización de un estudio preliminar que permita conocer las características del ecosistema, contribuye no solo a la selección de las estaciones de muestreo, sino también de los indicadores de calidad de agua que serán determinados; todo lo cual contribuye a refinar el monitoreo, aprovechar bien los recursos y reducir los costos. Dentro del monitoreo, el empleo de un índice de calidad de agua y de métodos estadísticos multivariados, constituyen herramientas útiles que facilitan la comunicación de los resultados a los gestores ambientales; por lo que se recomienda su empleo en la evaluación de la calidad del agua de ecosistemas acuáticos como el río Almendares.
