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EVALUACIÓN DE LA CALIDAD ATMOSFÉRICA SOBRE UNA SECCIÓN DE LA CUENCA DEL
RÍO SUQUÍA (CÓRDOBA, ARGENTINA) MEDIANTE EL EMPLEO DEL
BIOMONITOR
Usnea amblyoclada
Claudia María GONZÁLEZ*, Mariana LINGUA y Gustavo L. GUDIÑO
Cátedra de Química General. Instituto Multidisciplinario de Biología Vegetal (IMBIV-CONICET), Facultad de
Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Universidad Nacional de Córdoba, Córdoba, Av. Vélez Sársfeld 1611,
X5016 GCA, Argentina
*Autora responsable; cmgonzalez@com.uncor.edu
(Recibido agosto 2011, aceptado octubre 2012)
Palabras clave: líquenes; parámetros químicos; biomoitoreo; contaminación atmosférica; río Suquía
RESUMEN
El objetivo del presente estudio fue monitorear la calidad del aire en una sección de la
cuenca del río Suquía mediante el biomonitor
Usnea amblyoclada
trasplantado
durante el
período invernal. Se seleccionaron cuatro sitios de muestreo, dos de ellos aguas arriba
de la planta de tratamiento de e±uentes domiciliarios denominada Bajo Grande, entre
los cuales uno correspondió a la ciudad de Córdoba, una de las más contaminadas de
Argentina, y dos aguas abajo de dicha planta. Transcurrido el período de exposición se
determinó sobre los talos el contenido de pigmentos fotosintéticos, la relación entre los
mismos, la concentración de hidroperoxidienos conjugados y malondialdehído como
productos de oxidación, la acumulación de azufre y el contenido de humedad. A partir
de algunos parámetros se calculó el Indice de Polución (IP) que permite establecer
diferentes calidades de aire. El IP, estimador de daño global sobre el biomonitor, per-
mitió discriminar diferentes calidades atmosféricas
,
re±ejando que la localidad corres
-
pondiente a la ciudad de Córdoba es la más deteriorada. Los resultados, muestran que
entre las condiciones evaluadas, las urbanas son las que producen mayor daño sobre el
biomonitor en el período estudiado. El monitoreo biológico empleando
U. amblyoclada
en las presentes condiciones
no permitió establecer diferencias en cuanto a la polución
atmosférica aguas abajo de la planta de tratamiento de residuos cloacales. Así, las di-
ferentes calidades de agua y su potencial aporte de compuestos orgánicos volátiles no
in±uyeron signifcativamente en la calidad atmos²érica como para establecer, según
su impacto sobre el biomonitor, diferencias entre estas dos zonas.
Key words: lichens; chemical parameters; biomonitoring; atmospheric pollution; Suquía River
ABSTRACT
The aim of this study was to estimate the air quality along a section in the Suquía river
during winter period using as active biomonitor
Usnea amblyoclada
. Four sampling
sites were selected: two sites located upstream o² the e²±uent treatment plant Bajo
Grande, where one of them corresponds to Córdoba city (one of the most polluted
cities in Argentina) and the other two sites were located downstream of the plant.
After the three-month exposure, on the transplanted lichens, photosynthetic pigments,
Rev. Int. Contam. Ambie. 28 (4) 311-322, 2012
C.M. González
et al.
312
malondialdehyde and hydroperoxy conjugated dienes, as peroxidation products and
sulphur accumulation, were determined. A pollution index was calculated with some
parameters and for each sampling site, allowing the establishment of different air quali-
ties. The pollution index, a good estimator of global damage on the biomonitor, allowed
discriminating different atmospheric qualities; reFecting that the city of Córdoba site
is the most impaired in its air quality. The results showed that urban conditions, were
those that produced more damage on the biomonitor during the studied period. Biolo-
gical monitoring using
U. amblyoclada
in these conditions did not allow establishing
differences in air pollution at sites downstream of the sewage treatment plant. Thus,
the different water qualities and their potential volatile organic compounds contribution
did not inFuence signi±cantly the air quality in order to establish differences between
these two areas according to the impact on the biomonitor.
INTRODUCCIÓN
La creciente preocupación acerca del deterioro
ambiental y sus efectos sobre ecosistemas naturales
y salud humana, han motivado el desarrollo de meto-
dologías que permiten evaluar los efectos de contami-
nantes sobre organismos receptores. En el contexto de
la contaminación atmosférica, la información acerca
de la presencia de contaminantes puede obtenerse por
mediciones directas; sin embargo, éstas no permiten
evaluar los efectos que ellos tienen sobre los seres
vivos. Esta información puede ser deducida a partir
de los cambios provocados sobre un organismo de-
nominado bioindicador (Clements 1995, Sloof 1995).
Estos cambios permiten extraer conclusiones tanto
sobre la fuente de emisión y su intensidad como de la
calidad global de ese ambiente. Así, cuando es posible
establecer una correlación entre las respuestas del
bioindicador y los estímulos (contaminación), estos
organismos se denominan biomonitores (Markert
1993). Los biomonitores permiten estimar la calidad
atmosférica mediante comparación de rangos o en
relación a un nivel considerado de base y realizar se-
guimientos temporales (Clements
1995, Nimis
et al.
2000, Conti y Cecchetti 2001, González
et al.
2003).
Los líquenes son los bioindicadores de conta-
minación atmosférica más ampliamente utilizados,
ya que por su dependencia de la atmósfera para el
suministro de nutrientes reFejan la presencia de
gases, elementos disueltos o particulados y otros
compuestos (Garty
et al.
1998, Conti y Cechcetti
2001, Nimis y Purvis 2002, Bergamaschi
et al.
2007, Basile
et al.
2008). Sin embargo, las distintas
especies exhiben diferente sensibilidad a contami-
nantes atmosféricos (Nash y Sigal 1980, González
et al.
2003), siendo algunas excelentes indicadoras
de la calidad del aire y por ello, señaladas como
biomonitores ideales en regiones urbanas e indus-
triales (Ahmadjian 1993, Gries 1996, Garty 2002,
Haswksworth 2002, González
et al.
2003, Carreras
et al.
2005).
El efecto de la polución atmosférica sobre líque-
nes ha sido evaluado midiendo, como respuestas o
cambios, diferentes parámetros químico-±siológicos
y acumulación elemental (Brodo 1961, Richardson y
Nieboer 1983, Kauppi y Halonen 1992, González y
Pignata 1994, Garty
et al.
1998, Carreras
et al.
2005,
Rodríguez
et al.
2007). En atmósferas de ambientes
urbanos y urbano industriales se detectan numerosos
contaminantes emitidos directamente a la atmósfera o
resultantes de reacciones entre ellos (Seinfeld y Pan-
dis 1997). Sin embargo, la contaminación de aguas,
sedimentos y suelos repercute irremediablemente en
la contaminación del aire, no sólo por la presencia de
metales pesados, sino también debido a que existen
las condiciones para que se produzcan complejas
reacciones que aportan contaminantes gaseosos a la
atmósfera.
En la provincia de Córdoba (Argentina), estudios
de biomonitoreo con especies liquénicas han demos-
trado que existen importantes fuentes de emisión de
contaminantes que están empobreciendo paulatina-
mente su calidad atmosférica (González y Pignata
1997, 2000, Cañas
et al.
1997, González
et al.
2003,
Carreras y Pignata 2002, Carreras
et al.
2005, Pignata
et al.
2007, Rodríguez
et al.
2007).
Particularmente la ciudad de Córdoba es conside-
rada una de las más contaminadas del país (Klumpp
et al.
2000). Además de las fuentes presentes dentro
de la ciudad, en los alrededores existen numerosas
industrias y actividades agrícolas que producen
desechos de variada composición, muchos de ellos
tóxicos y peligrosos. Actualmente algunos, son
vertidos al río, directamente o a través de desagües
cloacales y pluviales o por escurrimiento e in±ltra
-
ción subterránea, provocando la contaminación de
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD ATMOSFÉRICA MEDIANTE
Usnea amblyoclada
313
éste y de sus zonas de infuencia. Por otro lado, las
cloacas de la ciudad de Córdoba reciben algunos
efuentes industriales, los que alcanzan en parte las
aguas superFciales (CEAMSE 1993). Este manejo
no sólo produce deterioro en suelos y aguas, sino
que genera condiciones para un potencial impacto
sobre la calidad del aire a nivel local. En relación a
la calidad del agua del río Suquía, Pesce y Wunder-
lin (2000) mencionan un deterioro de la misma en
el área correspondiente a la ciudad de Córdoba y en
las cercanías de la planta de tratamiento de efuentes
domiciliarios Bajo Grande, localizada aguas abajo de
la ciudad de Córdoba.
La capacidad biomonitora del liquen
Usnea ambl-
yoclada
ha sido extensamente evaluada en relación a
contaminantes urbanos e industriales (Carreras
et al.
1998, 2005, Carreras y Pignata 2001, 2002), no así
con relación a los compuestos presentes en cursos de
agua y su potencial aporte a la atmósfera. Por ello, el
objetivo del presente estudio es establecer la calidad
del aire en una sección de la cuenca del río Suquía,
mediante el biomonitor
Usnea amblyoclada
trasplan-
tado
durante el período invernal
(estiaje).
MATERIALES Y MÉTODOS
Material vegetal y área de recolección
Se utilizaron talos liquénicos pertenecientes a la
especie fruticosa
Usnea amblyoclada
(Müll. Arg.)
Zahlbr. Se recolectaron individuos tomados al azar
en un número de 10 a 20 por sustrato rocoso.
Parte del material liquénico fue sometido a los
mismos análisis que las muestras expuestas a Fn de
obtener un nivel de base (basal o inicial) para los
parámetros medidos.
El área de colecta está ubicada a 70 km de la
ciudad de Córdoba hacia el este de la misma y es
considerada “limpia” respecto a la contaminación;
corresponde a la provincia FtogeográFca de Bosque
Serrano (Cabrera 1971), modiFcado por Luti (1979)
como Arbustal de Altura.
Método de transplante
Cada unidad experimental (correspondiente al sitio
o muestra) estuvo representada por tres submuestras,
las que se prepararon colocando 8 g de talos en bolsas
de red de nylon (20 × 20 cm; apertura de malla de 1 ×
1.5 mm), lo que permite una exposición adecuada de
los talos a la atmósfera circundante. Posteriormente
dichas bolsas fueron trasplantadas a 3 m de altura sobre
postes con exposición sur en los sitios seleccionados
(González y Pignata, 1994). Transcurrido el período de
exposición de 3 meses (julio-septiembre) las muestras
±ueron recogidas, procesadas y conservadas a –15 ºC
en oscuridad hasta su posterior análisis químico.
Área de estudio
El área de estudio está determinada por el reco-
rrido del cauce del río Suquía desde la localidad El
Diquecito hasta la ciudad de Río Primero (aproxima-
damente 75 km). El río Suquía o Primero, nace de la
confuencia de varios afuentes en el actual embalse
San Roque; luego de atravesar la Sierra Chica y re-
cibir el Arroyo Saldán o Río Ceballos ingresa en el
área urbana de la ciudad de Córdoba, en cuya parte
central recibe desde su margen sur el arroyo La Ca-
ñada. Presenta un caudal (módulo de 10.5 m
3
/seg)
variable debido al régimen pluvial y uso de sus aguas,
siendo considerable su merma durante el período de
estiaje. Luego de atravesar la ciudad de Córdoba, ya
es un típico río de llanura y conforma junto con el río
Xanaes o Segundo una cuenca endorreica que conF
-
gura la laguna de Mar Chiquita o Mar de Ansenuza.
El clima de la ciudad de Córdoba es subhúmedo
con tendencia a semiárido, con una media anual de
precipitaciones de 790 mm, concentradas en el se
-
mestre cálido (octubre a marzo), temperatura media
anual es de 17.4 ºC.
Se seleccionaron 4 sitios de muestreo, dos aguas
arriba de la planta de tratamiento de efuentes domici
-
liarios Bajo Grande, entre los cuales uno correspondió
a la ciudad de Córdoba, y dos aguas abajo de dicha
planta.
Caracterización de sitios de muestreo (
Fig. 1
):
El Diquecito (31º 21’ 2” S; 64º 20’ 58” W):
ubicado en las proximidades de la localidad El
Diquecito, donde el cauce del río Suquía corre por
una pequeña planicie. En las márgenes del río se
observan numerosos puntos de descarga de efuen
-
tes aparentemente domiciliarios. Vegetación nativa
y exótica. Posee una baja densidad poblacional,
relacionada principalmente a las actividades de
explotación de piedra caliza.
Ciudad de Córdoba (31º24’ 24” S; 64º 11’ 1” W):
correspondiente a la denominada zona céntrica de la
ciudad de Córdoba con alto tránsito vehicular y donde
el río Suquía recibe los desagües pluviales (colectados
por La Cañada), cloacales y residuales industriales.
La ciudad está asentada sobre una depresión, corres-
pondiente antiguo al lecho del río, con una pendiente
ascendente desde el centro hacia las áreas circundan-
tes. Esta morfología cóncava produce convecciones
cortas de las masas de aire con la consecuente reduc-
ción de la circulación en altura o dispersión de las
mismas (Stein y Toselli 1996).
C.M. González
et al.
314
Villa Corazón de María (31º 26’ 48” S; 63º 59’
27” W): ubicado en la localidad de Villa Corazón de
María, primer asentamiento poblacional aguas abajo
de la planta de tratamientos de efuentes domicilia
-
rios Bajo Grande (Estación Depuradora de Aguas
Residuales de la Ciudad de Córdoba, EDAR Bajo
Grande, Municipalidad de Córdoba). La vegetación
arbórea está representada por especies autóctonas y
El Diquecito
Kilómetros
Fig. 1.
Posición geográFca del área estudiada y localización de los sitios de muestreo de
Usnea
amblyoclada
transplantada a lo largo de la cuenca del Río Suquía, provincia de Córdoba
(Argentina). Sitios de muestreo: El Diquecito, ciudad de Córdoba, Ciudad de Villa Corazón
de María y Río Primero
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD ATMOSFÉRICA MEDIANTE
Usnea amblyoclada
315
exóticas con predominancia de éstas. El río refeja
un deterioro visible en cuanto a la presencia de
residuos (envases de diferentes tipos y residuos
orgánicos, entre otros).
Ciudad de Río Primero (31º20’ 11” S; 63º 36’ 34”
W): ubicado en el departamento con el mismo nom-
bre, en un sitio de unión de algunos afuentes del río
Suquía. Posee un asentamiento poblacional pequeño,
cuyo desarrollo se basa en las actividades agrícolas
asociadas tanto a la producción como a la venta de
maquinaria e insumos. Cabe destacar que la ruta 19,
muy transitada, se encuentra a 200 m del sitio.
Determinaciones químicos y fsiológicas
Las determinaciones químico-fisiológicas se
realizaron por triplicado en cada submuestra (tres
por sitio de monitoreo) a Fn de obtener tres datos
cuantitativos independientes, y a partir de ellos se
calculó la media aritmética ± la desviación estándar
(DE). Todas las determinaciones se expresaron en
relación a peso seco (PS).
Se determinó el contenido de azu±re según Gon
-
zález y Pignata (1994), la concentración de malondial
-
dehído (MDA) de acuerdo con González
et al.
(1996),
cloroFlas (Clo-a; Clo-b) y ±eoFtinas (²eo-a; ²eo-b)
según Carreras y Pignata (2001) y la concentración
de hidroperoxidienos conjugados (HPCD) de acuerdo
con Levin y Pignata (1995)
Índice de polución
Para cada sitio de muestreo a partir de algunos
parámetros medidos se calculó un Índice de Polución
(IP) de acuerdo con Carreras
et al.
(1998), el cual está
deFnido según la expresión:
IP= [(Clo-b/Clo-a)
T
+ (S
T
/S
F
)][HPDC
T
/HPDC
F
]
donde Clo-b y Clo-a son las concentraciones de cloroF
-
las
a
y
b
respectivamente, en mg/g PS; S es el contenido
de azufre en en mg/g P.S.; y HPDC es la concentración
de HPDC expresada como mmol/g PS. El subíndice T
indica concentraciones medidas en muestras trasplanta-
das, mientras que el subíndice F indica concentraciones
medidas en muestras sin exponer (basal).
Análisis estadísticos
Los valores medios obtenidos para cada uno de
los parámetros medidos fueron sometidos al análisis
de varianza a un criterio de clasiFcación (ANOVA);
cuando el análisis indicó di±erencias signiFcativas (p
< 0.05), se realizó la comparación de valores medios
empleando el test de Least SigniFcant Di±±erence
(LSD por sus siglas en inglés).
Se realizaron análisis de correlación de Pearson
y análisis de componente principal (PCA). Este
último se llevó a cabo empleando como criterio de
clasiFcación los sitios de muestreo a Fn de determinar
los parámetros que mejor explican la variabilidad
de los datos y el patrón de respuesta asociado a las
condiciones de cada sitio.
RESULTADOS
Con el Fn de evaluar el comportamiento de los
parámetros químico-Fsiológicos en muestras tras
-
plantadas respecto a su condición basal se realizó
el análisis de la varianza para cada uno de ellos
considerando como factor principal las condiciones
de las muestras (sin trasplantar: basal; trasplantadas:
El Diquecito, ciudad de Córdoba, Villa Corazón de
María y ciudad de Río Primero).
Los valores medios de los parámetros cuantiF
-
cados en
Usnea amblyoclada
basal y trasplantada,
y los resultados del ANOVA se presentan en el
cua-
dro I
. Los contenidos de pigmentos fotosintéticos,
Clo-a y Clo-b, ±ueron signiFcativamente mayores
en la condición basal; Feo-a mostró valores altos
en dicha condición y en los sitios de transplante,
excepto el correspondiente a la ciudad de Córdoba
que ±ue signiFcativamente menor. Los valores del
índice de ±eoFtinización (²eo-a/Clo-a) ±ueron signi
-
Fcativamente menores en muestras basales y en las
trasplantadas a Río Primero. Mientras los valores
más altos de Clo-b/Clo-a fueron observados en las
muestras basales.
Las concentraciones de HPDC ±ueron signiFcati
-
vamente mayores en la condición basal y diFrieron
signiFcativamente de los encontrados en El Dique
-
cito, ciudad de Córdoba y Corazón de María.
Con respecto al contenido de MDA y a la relación
peso seco/peso fresco (PS/PF), los menores valores
se observaron en la condición basal. Sin embargo,
los contenidos de MDA no diFrieron de los encon
-
trados en las muestras correspondientes a Corazón
de María y Río Primero. Mientras que los contenidos
de humedad, indicados por PS/P², no diFrieron de
los valores observados en muestras trasplantadas en
El Diquecito y Río Primero.
El contenido de azu±re ±ue signiFcativamente
menor en la muestra basal.
La variación espacial de las respuestas del bio-
monitor fue evaluada mediante el análisis de la
varianza entre los sitios de biomonitoreo (
Cuadro
I
). Respecto a los pigmentos fotosintéticos, los
contenidos de cloroFla
a
±ueron signiFcativamente
C.M. González
et al.
316
menores en las muestras trasplantadas en la ciudad de
Córdoba, aunque no difrieron de los observados en
Villa Corazón de María. Para clorofla
b
se observó
el mismo patrón de variación, aunque las diferencias
no Fueron signifcativas. Además, el análisis de co
-
rrelación entre los parámetros cuantifcados en talos
trasplantados reveló una correlación inversa entre la
clorofla
a
y la relación PS/P± (r = –0.64, p < 0.05).
El patrón de variación de Feoftina
a
fue similar al
de clorofla
a
, mostrando un valor signifcativamente
menor en Córdoba.
Para el índice de Feoftinización (±eo-a/Clo-a)
también medido como un estimador de degradación de
clorofla
a
, no se observaron diFerencias signifcativas.
Para el contenido de HPDC y MDA, no se ob-
servaron diFerencias signifcativas entre los sitios de
muestreo. Por otro lado, se observó una correlación
directa (r = 0.99, p < 0.05) entre los valores de Clo-b/
Clo-a y el contenido de HPDC. Mientras para MDA
se encontró una correlación positiva con el contenido
de Feoftina
b
(r = 0.91, p < 0.05).
Los valores de la relación PS/PF mostraron dife-
rencias signifcativas entre los sitios, observándose
los valores más altos en muestras trasplantadas al sitio
correspondiente a la ciudad de Córdoba. Además,
se encontró una correlación directa entre la relación
Clo-b/Clo-a y la PS/PF (r = 0.58, p < 0.05).
En cuanto al contenido de azufre no se observaron
diFerencias signifcativas entre sitios.
Para el IP, los valores Fueron signifcativamente
mayores para las muestras trasplantadas a la ciudad
de Córdoba. Además, se encontró una correlación
directa del IP con HPDC (r = 0.62, p < 0.05), azu
-
Fre (r = 0.68, p < 0.05) y Clo-b/Clo-a (r = 0.70, p
< 0.05).
El PCA, empleando como criterio de clasifcación
los sitios, mostró que la primera componente está
defnida por el contenido de clorofla
a
, Feoftina
a
,
Feoftina
b
, los índices entre pigmentos y la relación
PS/PF; mientras que la segunda está determinada por
el contenido de HPDC, la acumulación de azufre y los
valores de IP (
Cuadro II
).
A partir de los dos primeros ejes del PCA se
obtuvo un “biplot” que permite visualizar, de modo
sencillo, tanto la relación entre los sitios y la varia-
bilidad de los parámetros como la asociación entre
éstos (
Fig. 2
). El gráfco re²eja una Fuerte asocia
-
ción entre PS/P±, clorofla
b/
clorofla
a
y el sitio de
transplante correspondiente a la ciudad de Córdoba,
y en menor medida con Feoftina
a
/clorofla
a
, IP
y azufre. El sitio correspondiente a la ciudad de
Río Primero mostró una fuerte asociación con el
contenido de clorofla
b
y de HPDC, seguida por
los pigmentos individuales, azufre e IP. Mientras
que los sitios representativos de las localidades de
El Diquecito y Villa Corazón de María mostraron
una Fuerte relación con el contenido de Feoftina
b
y MDA.
CUADRO I.
COMPARACIÓN DE VALORES MEDIOS ± DESVIACIÓN ESTÁNDAR DE PARÁMETROS QUÍMICOS Y FI-
SIOLÓGICOS CUANTIFICADOS EN
U. amblyoclada
Y RESULTADOS DEL ANÁLISIS DE VARIANZA PARA
MUESTRAS BASALES Y TRASPLANTADAS A CUATRO SITIOS. Clo-a, CLOROFILA
a
; Clo-b, CLOROFILA
b
;
Feo-a; FEOFITINA
a
; Feo-b, FEOFITINA
b
; HPDC, HIDROPEROXIDIENOS CONJUGADOS; MDA, MALONDIAL-
DEHÍDO; P.S/P.F; PESO SECO/PESO FRESCO; S, AZUFRE
Basal
(Media ± DE)
El Diquecito
(Media ± DE)
Córdoba
(Media ± DE)
V. C. de María
(Media ± DE)
Río Primero
(Media ± DE)
ANOVA
Cond; Sitios
Clo-a
(mg/g PS)
0.127 ³ 0.008a
0.081 ³ 0.020b
A
0.041 ³ 0.004c
B
0.077 ³ 0.029b
AB
0.102 ³ 0.019ab
A
** ;
*
Clo-b
(mg/g PS)
0.093 ³ 0.003a
0.026 ³ 0.010bc 0.021 ³ 0.006c
0.023 ³ 0.010bc
0.035 ± 0.005b
***
Clo-b/ Clo-a
0.734 ³ 0.039a
0.303 ± 0.038c
0.519 ³ 0.175b
0.301 ³ 0.096c
0.345 ³ 0.010c
***
Feo-a
(mg/g PS)
0.187 ³ 0.015a
0.167 ³ 0.025a
A
0.106 ³ 0.019b
B
0.167 ³ 0.044a
A
0.196 ³ 0.030a
A
* : *
Feo-b
(mg/g PS)
0.070 ³ 0.010
0.080 ± 0.028
0.067 ³ 0.010
0.081 ³ 0.013
0.077 ± 0.008
n.s
Feo-a/Clo-a
1.477 ³ 0.061c
2.188 ³ 0.522ab 2.576 ³ 0.226a
2.206 ³ 0.287ab
1.915 ³ 0.086bc
**
HPDC
(mmol/g PS)
0.116 ³ 0.001a
0.100 ³ 0.010b
0.102 ³ 0.005b
0.101 ³ 0.007b
0.109 ³ 0.004ab
*
MDA
(µmol/g PS)
0.1189 ³ 0.0004b 0.1567 ³ 0.0183a 0.1553 ³ 0.0174a 0.1360 ³ 0.0072ab 0.1278 ³ 0.0088b
**
PS/P.F
0.903 ³ 0.028c
0.896 ³ 0.003c
D
0.951 ³ 0.002a
A
0.927 ³ 0.001b
B
0.912 ³ 0.002bc
C
** :
**
S
(mg/g PS)
1.519 ³ 0.118b
2.011 ³ 0.067a
2.210 ³ 0.126a
2.103 ³ 0.196a
2.196 ³ 0.080a
***
IP
__________
1.41
³ 0.08
B
1.74
³ 0.01
A
1.47
³ 0.11
B
1.69 ³ 0.01
B
__ ;
**
Cond; muestras trasplantadas y basal; Sitios: muestras trasplantadas. La prueba de comparación de medias entre cond. se indica con
letras minúsculas, mientras entre sitios con letras mayúsculas. Los valores en cada fla seguidas de la misma letra no diferen signifcati
-
vamente para p < 0.05 (n.s. no signifcativo) para la prueba de comparación de medias; letras diFerentes indican diFerencias signifcativas
(*p < 0.05; **p < 0.01, ***p < 0.001)
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD ATMOSFÉRICA MEDIANTE
Usnea amblyoclada
317
DISCUSIÓN
El comportamiento de los parámetros en muestras
trasplantadas respecto a su condición basal refeja que
los contenidos de pigmentos cloroFla
a
y cloroFla
b
,
tal como se esperaba, fueron mayores en la condición
basal, ya que esta muestra corresponde a un área
considerada “limpia” respecto a la polución atmosfé-
rica. Además la muestra basal, condición inicial de las
muestras trasplantadas, no diFrió de las trasplantadas
al resto de los sitios para ±eoFtina
a
, lo que indicaría
que la variación en la ciudad de Córdoba es debida al
efecto de contaminantes y no al estrés por trasplante.
Para las muestras trasplantadas a la ciudad de Córdoba
se observaron los valores más bajos de ±eoFtina
a
, y
aunque esta sea una ±orma oxidada de la cloroFla
a
las variaciones de ambos pigmentos indicarían que la
síntesis de los mismos es afectada por la presencia de
contaminantes (Gries 1996) y por las características del
sitio que potenciarían el efecto de los mismos. Además,
los valores del índice de ±eoFtinización (²eo-a/Clo-
a), cuyo incremento es indicador de degradación de
pigmentos ±otosintéticos, ±ueron signiFcativamente
menores en muestras basales, sin embargo no diF
-
rieron de los encontrados en las trasplantadas a Río
Primero. Cabe destacar que los valores de cloroFla
b
/cloroFla
a
en muestras basales correspondieron a
los más altos, comportamiento esperado en esta con-
dición debido a las concentraciones de los pigmentos
individuales. Esta variación no debe interpretarse
como un indicador de daño ya que no se trata de un
incremento con relación a su condición inicial. Las
diferencias observadas para HPDC y MDA indica-
rían, con relación a la muestra basal, la condición de
la muestra trasplantada a Río Primero no se modiFcó
signiFcativamente respecto a estos parámetros; lo
mismo puede decirse para la localidad de El Dique-
cito con respecto a la relación PS/PF.
Respecto a la variación entre los sitios de biomo-
nitoreo, los parámetros refejan una tendencia para la
ciudad Córdoba como la condición de menor calidad
atmosférica.
La variación observada para los contenidos de
cloroFla
a
, con los valores más bajos para la ciudad
de Córdoba, refeja que el pigmento es sensible a los
polutantes emitidos principalmente por el tránsito
vehicular, condición importante en este sitio urbano
(Stein y Toselli 1996). Este hecho ha sido observado
para otras especies liquénicas y para
U. amblyoclada
en estudios de biomonitoreo urbano (González
et
al.
1996, González y Pignata 2000, Carreras 2004).
Además, la correlación inversa con la relación PS/
PF es una clara evidencia respecto al efecto de la
pérdida de agua de los talos, provocando una dis-
minución de la actividad fotosintética y por ende
en la concentración del pigmento. Las variaciones
en ambos parámetros están asociadas a la presencia
de polutantes atmosféricos, aunque para la relación
PS/PF también está involucrada la combinación de
diversos factores, tales como una mayor ventilación
en las condiciones de transplante y menores preci-
pitaciones durante el período de exposición respecto
al de recolección de muestras (condición basal). Los
CUADRO II.
COEFICIENTES DE CORRELACIÓN ENTRE
VARIABLES QUÍMICAS Y LAS DOS PRIME-
RAS COMPONENTES DEL PCA (CRITERIO
DE CLASIFICACIÓN: SITIO DE TRANS-
PLANTE) PARA
U. amblyoclada
Variable
Componente 1
Componente 2
CloroFla
a
0.98
0.21
CloroFla
b
0.74
0.61
CloroFla
b
/CloroFla
a
–0.91
0.39
²eoFtina
a
0.99
0.15
²eoFtina
b
0.86
–0.43
²eoFtina
a/
CloroFla
a
–0.96
–0.28
HPDC
0.37
0.92
MDA
–0.61
0.61
PS/PF
0.85
0.32
Azufre
–0.43
0.89
I.P
–0.49
0.87
Varianza acumulada (%)
60 %
94 %
Autovalores
6.62
3.71
Fig. 2.
Diagrama de ordenación del
análisis de componente
principal (criterio de clasiFcación: sitio de transplante)
para
U. amblyoclada
trasplantada
1.15
2.88
CP 1
0.54
2.03
3.51
C
P
2
ED
CBA
VCM
RP
HPDC
PS/PF
MDA
S
I.P
Clo-b/Clo-a
Clo-b
Clo-a
Feo-a
Feo-b
Feo-a/Clo-a
–0.95
–2.44
–4.04
–2.31
–0.58
C.M. González
et al.
318
líquenes son organismos poiquilohídricos, en los
cuales el contenido de agua varía pasivamente en
relación a las condiciones ambientales (Nash 1996).
El patrón de variación de feoFtina
a
fue similar
al de cloroFla
a
; mientras que para feoFtina
b
, y al
igual que para cloroFla
b
, no se observaron variacio-
nes signiFcativas entre los sitios de transplante. Sin
embargo, la correlación directa entre el contenido de
feoFtina
b
y el indicador de daño oxidante, MDA,
sugiere que la degradación de la cloroFla
b
estaría
asociada al efecto de oxidantes atmosféricos que al-
teran la condición de la membrana plasmática, siendo
los pigmentos fotosintéticos, muy dependientes de
ésta (Garty 2001).
Numerosos autores indican que la degradación
de cloroFlas es uno de los síntomas de daño más
evidentes en líquenes afectados por polución atmos-
férica y la relación entre los pigmentos fotosintéticos
es un indicador de dicha degradación (Garty
et al.
1985; 1993, Cañas y Pignata 1998, González y Pig
-
nata 1999, Rodríguez
et al.
2007). En este sentido,
la relación cloroFla
b
/cloroFla
a
, indicador de daño
especíFco en
U. amblyoclada
(Carreras
et al.
1998),
no re±ejó diferencias signiFcativas entre sitios. Sin
embargo, cabe destacar que los valores más altos se
encontraron en las muestras correspondientes a la ciu-
dad de Córdoba. Así, la presencia de contaminantes
provenientes principalmente de tránsito vehicular,
es la que produce la degradación de cloroFla
a
y un
consecuente incremento en la relación cloroFla b/
cloroFla
a
; hecho observado para esta especie por
Carreras
et al.
(1998) y para
Cladonia convoluta
por Chettri
et al.
(1998). Por otro lado, la correlación
entre los valores de esta relación y el contenido de
HPDC, sugiere que el incremento en la degradación
de cloroFla
a
estaría asociado al efecto de oxidantes
atmosféricos que producen alteraciones de membrana
por peroxidación de lípidos, como ha sido demostra-
do en estudios previos sobre esta especie (Carreras
y Pignata 2001). Además, la correlación directa
entre la relación Clo-b/Clo-a y la PS/PF, sería otra
evidencia acerca de las oxidaciones que ocurren a
nivel de membrana por la presencia de contaminantes
atmosféricos. Esto resulta en una alteración del pro-
ceso fotosintético con la consecuente degradación del
pigmento mayoritario y un incremento en la pérdida
de agua de los talos.
El contenido de HPDC, indicador de peroxidación
de ácidos grasos polinsaturados (Slater 1972, Menzel
1976), constituye una medida del grado de alteración
de la integridad de membranas celulares expuestas a
contaminantes (Levin y Pignata 1995, Tarhanen
et al.
1999, González
et al.
2003, Carreras
et al.
2005). Para
U. amblyoclada
Carreras
et al.
(1998), observaron
un incremento en los niveles de HPDC trasplantada
a zonas con tránsito vehicular. Sin embargo, contra-
riamente a lo esperado en el presente estudio no se
observaron diferencias signiFcativas entre los sitios
de muestreo.
Con respecto a los contenidos de MDA, también
medidos como indicador de daño por oxidantes a
nivel de membranas (Egger
et al.
1994, González
y Pignata 1994, Levin y Pignata 1995), no se en
-
contraron diferencias signiFcativas entre sitios. Sin
embargo, cabe destacar que las concentraciones
disminuyeron progresivamente desde El Diquecito
hasta Rio Primero. Este patrón de variación espacial
de los contenidos de MDA estaría esencialmente
relacionado a la altitud; asociación que también ha
sido observada para la especie
Ramalina celastri
trasplantada (Pignata
et al.
2007).
Con respecto a la relación PS/PF, un incremento
en la misma indica pérdida de agua, lo cual constituye
un buen indicador de daño foliar en plantas vascu-
lares (Robinson y Wellburn 1991); lo mismo puede
señalarse para talos liquénicos (Cañas
et al.
1998,
Carreras 2004). En el presente estudio se observaron
valores signiFcativamente mayores para esta relación
en muestras trasplantadas a la ciudad de Córdoba.
Esta variación re±eja, además del efecto de los conta
-
minantes, la incidencia de las condiciones del entorno
sobre el biomonitor. Así, la ediFcación en altura y
la escasa circulación de aire, debido a la topografía
de la ciudad de Córdoba, impide la dispersión de
polutantes atmosféricos, provenientes fundamental-
mente del tránsito vehicular, potenciando el efecto
de los mismos. Además, la escasa vegetación en el
área urbana favorece la pérdida de agua de los talos,
lo cual es indicador de daño (Carreras
et al.
1998).
Para el contenido de azufre, empleado como un
buen indicador de los niveles de dióxido de azufre en
el aire (Laaksovirta y Olkkonen 1977, Pakarinen 1981,
Richardson y Nieboer 1983, Seaward 1993), contra
-
riamente a lo esperado no se observaron diferencias
signiFcativas entre los sitios de transplante, posible
-
mente por el número de submuestras representativas
de cada sitio, lo que se ve re±ejado por los desvíos de
los valores medios. Sin embargo, cabe destacar que la
acumulación, observada en las muestras trasplantadas
a los sitios urbanos, ciudad de Córdoba y Río Primero,
posiblemente esté asociada a la presencia de SO
x
apor-
tado por el alto tránsito vehicular presente en dichos
sitios. Hecho observado en estudios previos sobre esta
especie liquénica (Carreras 2004) y otras trasplantadas
a la ciudad de Córdoba (González
et al.
2003). Además,
la acumulación de azufre en las muestras trasplantadas
EVALUACIÓN DE LA CALIDAD ATMOSFÉRICA MEDIANTE
Usnea amblyoclada
319
al sitio correspondiente a la ciudad de Río Primero esta-
ría también infuenciada por las prácticas agrícolas, ya
que la aplicación de agroquímicos como el glifosato y
fertilizantes azufrados constituye un importante aporte
de azufre al ambiente (Gutiérrez Boem
et al.
1999,
Hitsuda
et al.
2004, Pignata
et al.
2007).
La calidad del aire a lo largo de la sección estudiada
del río Suquía, aguas arriba desde El Diquecito y hasta
la localidad de Río Primero aguas abajo, pasando por la
ciudad de Córdoba, fue establecida de acuerdo con los
valores del Índice de Polución (IP). Este parámetro es
un buen estimador de daño global sobre el biomonitor
en relación a la calidad atmosférica y ha sido empleado
en estudios de biomonitoreo con
U. amblyoclada
(Ca-
rreras
et al.
1998, Carreras y Pignata 2001, 2002). Los
valores mayores de IP correspondieron a las muestras
trasplantadas a la ciudad de Córdoba, refejando que,
entre las condiciones evaluadas, ésta es la que pro-
duce mayor daño en el biomonitor. Esto sugiere que
el tránsito vehicular es, entre las fuentes presentes en
el área de estudio, la que produce mayor daño en el
biomonitor; lo cual es consistente con la correlación
observada para los valores de IP con HPDC, azufre y
cloroFla
b
/cloroFla
a
, indicando daño por oxidantes
debido principalmente a la presencia de SO
2
emiti-
do por el tránsito
.
Así, los valores de IP permitieron
discriminar la calidad del aire en el área de estudio,
refejando que los sitios con mejor calidad atmos±é
-
rica correspondieron a El Diquecito, Villa Corazón
de María y Río Primero. Pesce y Wunderlin (2000)
han determinado en aguas correspondientes al sec-
tor de la localidad de Villa Corazón de María, altas
concentraciones de nitrógeno asociadas a la presencia
de compuestos orgánicos; sin embargo aún cuando
en dicha localidad el aporte de COV desde el curso
de agua podría ser mayor, debido a reacciones de la
materia orgánica presente en los residuos vertidos,
en crudo o escasamente tratados por la estación
depuradora, el impacto de los mismos en la calidad
del aire no sería importante, según lo refejado por
el indicador de daño global, IP.
Por otro lado, el PCA permitió determinar entre
los parámetros medidos aquellos que mejor explican
la variabilidad de los datos con relación a los sitios de
muestreo, lo cual se visualiza fácilmente en el “biplot”
mostrando claramente el patrón de respuesta. Éste
refeja una ±uerte asociación entre el PS/P², cloroFla
b
/cloroFla
a
y el sitio correspondiente a la ciudad de
Córdoba, y en menor medida con ±eoFtina
a
/cloroFla
a
, IP y azufre; evidenciando el efecto del tránsito
vehicular y las condiciones de entorno que pudieran
afectar la circulación del aire. El sitio correspondiente a
la ciudad de Río Primero mostró una fuerte asociación
con el contenido de cloroFla
b
y de HPDC, seguida
por los pigmentos individuales, azufre e IP. La mayor
variabilidad del contenido de HPDC en este sitio, res-
pecto de la ciudad de Córdoba, podría ser atribuida al
efecto de las actividades agrícolas desarrolladas en el
área. Los sitios correspondientes a las localidades de
El Diquecito y Villa Corazón de María mostraron una
±uerte relación con el contenido de ±eoFtina
b
y MDA,
lo cual maniFesta, como se mencionó anteriormente,
el e±ecto de la altitud sobre este último parámetro.
Con respecto al Indice de Polución, el “biplot”
refeja un grado de asociación similar con los sitios
correspondientes a la ciudad de Córdoba, siendo
mayor con esta, y la de Río Primero, aún cuando
los parámetros de mayor variabilidad en ellos son
diferentes.
Esto conFrma que los contaminantes presentes en
los sitios urbanos son los que provocan el mayor daño
en la especie; lo cual además es mostrado claramente
por la asociación inversa de los parámetros azufre e IP
con las localidades de El Diquecito y Villa Corazón
de María. Comportamiento que, además, indica una
menor acumulación de azufre en el biomonitor tras-
plantado a estas localidades y, consecuentemente, una
mejor calidad de aire, aún cuando no se observaron
di±erencias signiFcativas entre sitios.
CONCLUSIONES
El presente estudio provee información valiosa
acerca de la calidad atmos±érica refejada por el
biomonitor durante el período invernal a lo largo
de la sección estudiada de la cuenca del río Suquía.
Los resultados permitieron establecer a la ciudad
de Córdoba como la más deteriorada en cuanto a
su calidad atmosférica.
Además, muestran claramente que las condiciones
urbanas, determinadas por el alto tránsito vehicular
como principal fuente de emisión de polutantes,
las ediFcaciones, la exigua vegetación y la escasa
circulación de aire que favorece la permanencia,
deposición y transformación de contaminantes, son
las que producen mayor daño sobre el biomonitor en
las condiciones estudiadas.
Cabe destacar que el monitoreo biológico em-
pleando
U. amblyoclada
en las presentes condiciones
,
no permitió establecer diferencias en cuanto a la po-
lución atmosférica aguas abajo de la planta de trata-
miento de efuentes domiciliarios. Así, las di±erentes
calidades de agua no infuyeron signiFcativamente en
la calidad atmos±érica como para establecer, según
su impacto sobre el biomonitor, diferencias entre
C.M. González
et al.
320
estas dos zonas. En este sentido, el estudio no aportó
evidencias sufcientes con respecto a la capacidad
de esta especie biomonitora para estimar calidad de
aire con relación a potenciales fuentes de emisión de
compuestos orgánicos volátiles, como las presentes
aguas río abajo de la planta depuradora.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo Fue fnanciado por la Agencia de
Promoción Científca y Tecnológica (±ONCyT para
un proyecto PICTO).
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