El lago Orta como caso de recuperación de un lago grande, profundo

y acidificado al norte de Italia.

C. Bonacina, A. Calderoni y R. Mosello

lstituto Italiano di Idrobiologia, Pallanza, Italia

G. Bonomi y G. Salmoiraghi

Dipartamento di Biologia Evoluzionistica Sperimentale, Universitá di Bologna, Italia

G. Tartarl1

CNR-lstituto di Recerca sulle Acque, Brugherio, Italia

La densa contaminación industrial (cobre y sulfato de amonio) de una fábrica de rayón fue la responsable de la desaparición de casi toda forma de vida en el lago Orta desde fines de los veintes. La oxidación de N NH4 dentro del lago produjo una acumulación gradual de N NO3 y una fuerte disminución progresiva del pH por debajo de valores cercanos a 4. La concentración de cobre alcanzó un pico de a mitad de los sesentas, cuando surgieron fuentes adicionales de metales pesados (Cu, Zn, Cr) en las orillas occidentales de lago. En la nueva ley italiana sobre contaminación del agua obligó a dicha fábrica a instalar una nueva planta de tratamiento para la recuperación del cobre y del sulfato de amonio; al mismo tiempo, entraron en operación nuevas plantas para los efluentes industriales y domésticos. Esto provocó un cambio inmediato en la composición del agua del lago, particularmente en la concentración de N NH4 y empezó a haber indicios de recuperación en la comunidad biológica. Con base en un modelo provisional, se calculó que una recuperación total del lago tomaría demasiado tiempo -de a años-; por ello, el CNR-Instituto Italiano de Hidrobiología propuso en un plan para la intervención directa en la recuperación del lago, aplicando un tratamiento de cal, es decir, la neutralización de las aguas mediante la adición de carbonato de calcio. La primera parte de la intervención se realizó durante agregando al lago BOO ton de carbonato crudo. Este artículo aborda los resultados más importantes de esta operación, en particular las modificaciones positivas en la química del lago (pH, alcalinidad, concentración de nitrógeno de nitrato, nitrógeno de amonio, metales pesados) y los primeros indicios de recuperación de las comunidades biológicas. El tratamiento de cal del lago requiere aproximadamente de ton adicionales de carbonato crudo.

Introducción e historia de caso (de a 1979)

El lago Orta se localiza al norte de Italia, en el noroeste de Milán. Su efluente, que fluye des- de el extremo norte, es tributario del lago Ma-

ggiore, a través de los ríos Nigoglia, Strona y Toce (véase ilustración 1). Geológicamente, la cuenca de captación del lago es un mosaico de rocas ácidas (granito, gneiss), de tal forma que las corrientes entrantes transportan aguas de baja

alcalinidad. Se trata de un lago glacial, con un area de km2, un volumen de m3, una profundidad máxima de m y una cuenca de captación de km2. La relación del area del lago con la cuenca de captación es el tiempo teórico de renovación del agua es años y el de permanencia media es de Por tanto, desde el punto de vista hidrológico, el lago Orta no tiene capacidad para tolerar las grandes cantidades de contaminantes que recibe. Una vez fue clasificado como monomíctico, pero ahora, gracias a intensos estudios térmicos realizados en los últimos años, está claro que no admite una circulación completa todos los años (Ambrosetti et ai., en prensa).

El lago se ubica en una región de baja densidad de población humana, con un escaso desarrollo agrícola. De ahí que el impacto de la contamina- ción de fuentes agrícolas y domésticas sea insig- nificante comparado con el de la industrial.

La información acerca de sus condiciones quí- micas naturales es mas bien escasa: se sabe que el pH varió entre y en la primera capa de

m y entre y a una profundidad de m (Vollenweider, 1963). En se registró un valor de alcalinidad de meq (Baldi, 1949).

Originalmente la población de zooplancton era normal (Pavesi, 1879; Monti, 1930). Se registraron siete especies de cladóceros (cuatro de ellas Da- phnia spp.) y cinco de copépodos, y deben haber sido muy abundantes, si Pavesi pudo escribir al respecto:

extraordinariamente abundantes, de forma que el fondo de la red estaba lleno de una sus- tan c i a geIatinosa formada por entomostráceos” (Pavesi, 1879). Se sabe que también eran abun- dantes los rotíferos (Monti, 1930) y que el lago era rico en algas (alrededor de especies), en particular desmidias y diatomeas (Parona, 1880; Giaj-Levra, 1925).

Conforme a De Agostini la trucha ártica (Salvelinus alpinus) era el pescado comercial más importante en el lago, aunque hubiera otras espe- cies con altas densidades, entre otras, la anguila (Anguilla anguila), el lucio (Esox lucius), el sábalo (Alosa ficta lacustris), la tenca (Tinca tinca), la perca (Perca fluviatilis), el barbo (Barbus barbus), la lo- ta (Lota iota) y el cacho (Leuciscus cephalus). En todo caso, la pesca comercial era la actividad económica mas importante para los habitantes de los pequeños poblados que rodeaban al lago (De Agostini, 1927).

Desde el lago Orta empezó a ser gra- vemente contaminado por los efluentes de una fabrica de rayón localizada en su extremo sureste (véase ilustración la cual usaba (y aún lo ha- ce) grandes cantidades (12 m3 d-1, es decir alrededor del de la descarga media efluente) de su agua pura para los procesos de fabricación y, durante un periodo de casi años, descargó en el lago cantidades cada vez mas grandes de cobre y sulfato de amonio por la fabricación de celulosa y por las sales de hierro provenientes de un proceso de recuperación parcial del cobre.

En los muestreos de agua del lago abierto carecían de fito y zooplancton (Bachmann, in litte- ris, tomado de Baldi, 1949); para práctica- mente no había peces y las aguas eran definidas como “estériles” (Monti, 1930).

Esta serie poco común de eventos se atribuyó, como lo demostró Monti al efecto gla- cial de las sales de cobre que mataron a todo el fitoplancton, destruyendo así el primer nivel de la cadena alimentaria. Con una lógica irrefuta- ble, a la desaparición del fitoplancton siguió la del zooplancton; en cuanto a los peces, dañados por la acción puramente mecánica de los iones férricos y cúpricos que obstruían sus branquias, y sin alimento, no podían hacer otra cosa que

morir, aunque con más lentitud que las algas y los microcrustáceos (Monti, 1930).

Respecto al N-NH4, era fácil prever que las enormes cantidades de sulfato de amonio derra- madas en el lago provocarían un incremento del nitrógeno nítrico derivado de la oxidación del amo- nio, una acidificación progresiva causada por la nitrificación, un fuerte decremento del oxígeno di- suelto y, al final, la destrucción de la reserva alca- lina del lago que originalmente fue mal absorbida debido a la naturaleza ígnea de la cuenca de cap- tación.

Con los años se realizaron varias investigacio- nes que permitieron seguir, paso a paso, la evo- lución de las características químicas y biológicas del Orta. El primer estudio sistemático planeado bajo una base anual fue el de Baldi (1949), del cual fue posible deducir, para 1947, una concen- tración media de amonio de alrededor de 0.4- 0.5 mg N-NH4 I-1, una concentración media de nitrato de mg N-NO3I-1 y valores de pH

y unidades de pH) y una reducción mayor del oxígeno (el consumo de oxígeno hipolimnético

que variaban de a respecto de los valores de ácido prevalecientes (23.1 de los datos se refieren a un valor de 6.4). En el mismo estudio, Baldi afirmó que esa "población de plancton en el lago Orta es casi nula".

concentración media anual de mg N-NO3I-1, con un incremento de casi mg sobre los valo- res de 1947; se puede considerar que los valores d e N NH4 permanecieron intactos (véase ilustra- ción 2). AI mismo tiempo, el de los valores de pH fue menor de y comenzó a evidenciarse un déficit considerable de oxígeno hipolímnico (una de las características principales del lago en los años subsecuentes).

De en adelante, Prácticamente se recu- peró el cobre de los efluentes de la fábrica de rayón (se calculó una carga media anual de ton de cobre para el periodo contra un valor de ton para el periodo anterior de

aunque en el mismo lapso surgió una nue- va fuente de cobre y de otros metales pesados (véase ilustración constituida por muchas pe- queñas industrias de orfebrería localizadas en la parte suroeste de la cuenca de captación (una carga media de ton de Cu a-1, Bonacina et al.,

De octubre de a septiembre de (Vo- Ilenweider, se observaron concentraciones medias de mg N-NH4I-1 y mg N-NO3I-1 (véase ilustración 3). En el mismo periodo el autor señaló una tendencia hacia una acidificación mas intensa (20% de los valores medidos variaron entre

se calculó en ton para y para También se midió una concentración media

de cobre de En el lapso (Bonacina, la con-

centración media de N-NH4 aumentó a mg

de N-NO3 alcanzó un valor de mg (véase ilustración 4). Esto significa que la tasa de ni- trificación era limitada, probablemente por el pH bajo; la nitrificación reducida provocó un ligero incremento de los valores del pH, cuya clase mas representativa varía entre y El consumo de oxígeno hipolimnético se calculó en ton a-1.

En (Corbella et al, se calculó una En el mismo periodo, la concentración media

(Cyclotella sp., Fragilaria sp., Synedra sp.) Oscillatoria limnetica (azul-verde) y Coccomyxa minor (verde). No había animales bénticos en el lago. Los pe- ces estaban representados por unos cuantos es- pecímenes de lucios, anguilas y brecas, que se encontraban sólo en el litoral (Bonacina y Bonomi, 984).

Situación entre el abatimiento de la principal fuente de contaminación Industrial y el inicio del tratamiento con cal (de a 1988)

El año de marcó un hito en la historia del lago porque en ese momento entró en operación una planta de tratamiento para combatir la principal fuente de contaminación industrial que recuperó casi por completo las descargas de cobre y amo- nio; en un lapso de dos años la descarga anual de N-NH4 se redujo de ton (descarga máxima en 1970) a cerca de ton y la descar-

tanto, se respetaron los límites impuestos por la nueva ley italiana sobre contaminación del agua

les al lago. Este reaccionó con rapidez a estas variaciones (Bonacina et al. Mosello et al.

Bonacina, et al., de febrero de a febrero de (periodos de circulación), la concentración media de N-NH4 disminuyó de a mg y la de N-NO3, de

a mg (véase ilustración No obstan- te, las aguas siguieron siendo muy ácidas (el valor máximo del pH con el cambio de en a un valor mínimo de en el contenido de cobre no mostró ninguna disminución significativa y los procesos de nitrificación fueron muy lentos debido al bajo pH (Calderoni et al., 1990).

La puesta en operación de la mencionada plan- ta de tratamiento, con el consiguiente fuerte aba- timiento de las cargas de amonio y cobre, implicó un viraje importante en la historia biológica del Orta.

En cuanto al fitoplancton, ya para las dos especies dominantes (Oscillatoria limnetica y Coc- comycsa minor) fueron acompañadas por la Micro- cystis aeruginosa (azul-verde) que desapareció en los años siguientes, Scenedesmus armatus (verde) y Achanantes minutissima (diatomea) (Bonacina et al., Los estudios efectuados durante años posteriores revelaron grandes y continuas modifi- caciones en la composición del fitoplancton, que han permanecido hasta la fecha. Una amplia in- vestigación realizada en que incluyó me- diciones de la producción primaria, proporcionó

En (Barbanti et al., la concentra- ga anual de cobre se abatió de a ton; por ción media de N-NH4 alcanzó mg y la de N-NO3, mg (véase ilustración 5); el valor

oxígeno, a Los análisis esporádicos realizados de a

confirmaron la situación arriba señalada. (véase ilustración 6).

Por lo que Se refiere a la sección biológica, tras la total desaparición de la biota causada por la contaminación inicial, se estableció en el lago una comunidad pequeña y muy desbalanceada forma- da por Cyclops abyssorum (crustácea copépoda) unas cuantas especies de rotíferos (e. g. Hexarthra fennica, Brachionus urceolaris), algunas diatomeas

medio del pH llegó a y la saturación media de para la descarga de desechos industria-

un panorama detallado de la población de fito- plancton y de su actividad fotosintética antes del tratamiento con cal (Pizzolon etal., en prensa). La característica más sobresaliente derivada de este trabajo es que, por primera vez, la comunidad de fitoplancton mostró una organización y secuencias estacionales comparables a las prevalecientes en los lagos profundos de la zona templada. La principal diferencia consistió en su composición específica, que dependía claramente de la quími- ca peculiar del lago; desde esta perspectiva, la permanente ausencia de diatomeas (reemplaza- das por algas verdes), la persistencia de la Coc- comycsa minor como la especie más importante, la disminución de las algas azul-verdes en compa- ración con años anteriores Y la gran densidad del ultraplancton tuvieron gran importancia (Ruggiu et al., en prensa).

Durante los años siguientes, las observacio-

y Hexarthra fennica (rotífera, monogononta) fueron acompañadas por la Asplanchna brightwelli (rotífe- ra) en 1981; la B. urceolaris (rotífera) y la Bosmina longirostris (cladócera), en 1984; la Daphnia obtusa y Chydorus sphaericus (cladócera), en (Bonaci- na et al., 1987). En aparecieron D. longispina (cladócera) Keratella cochlearis, K. quadrata, Leca- ne luna y Anuraeopsis fissa (rotífera) (Bonacina, sin publicar). Por último, en se encontraron By-

nes regulares confirmaron la variación y falta de estabilidad de la comunidad de fitoplancton. A fines de las algas azul-verdes casi habían desaparecido y la antes dominante Coccomycsa

y Morabito, en prensa). Seguía sin haber diato-

thotrephes longimanus y Alona rectangula (cladóce- ra) (Bonacina, sin publicar). De esta manera, la población de zooplancton está adquiriendo una estructura compleja, caracterizada por la presen-

y depredadores. La aparición de D. obtusa en minor mostraba una marcada disminución (Ruggiu

meas y toda la comunidad se caracterizaba por clorofíceas (Ruggiu etal., en prensa).

cia contemporánea de micro y macro filtradores

septiembre de fue notable; esta población ahora es estable en el lago Orta, con densidades muy altas y con una estructura de población pe-

El zooplancton también reaccionó rápidamen- te a la reducida cantidad de amoniaco disuelto, mostrando una tendencia hacia una mayor com- plejidad de la estructura comunitaria: a partir de

las tres especies que representaban las úni- cas poblaciones de zooplancton Cyclops abysso- rum (crustácea, copépoda), Brachionus calyciflorus

culiar, en la que los machos representan a veces casi el de la población total, y una ausencia total de huevecillos, De noviembre de a enero de se realizó un estudio muy interesan- te sobre algunas características genéticas de los muestreos mensuales de esta especie (Bachiorri,

Bachiorri et al., en prensa). A partir de un análisis electroporético de sistemas enzi- máticos, se demostró que la D. obtusa en el Orta está compuesta de sólo un genotipo multilocus y que no tiene variabilidad genética temporal o espacial, característica nunca encontrada en la misma especie en otros medios italianos. Tam- bién se hicieron dos experimentos de estadísticas de “expectativas de vida”, usando como medio el agua del Orta y del Maggiore: el tiempo de sobrevivencia, el tamaño medio de la nidada y la tasa intrínseca de crecimiento resultaron sig- nificativamente más altos en los clones del Orta (Bachiorri et al., en prensa); para poblaciones de otros medios, las aguas del Orta parecían ser tóxicas. La dinámica de la población de D. obtusa del lago parece basarse en una gran sobrevivencia y producción de huevos, esta Última sostenida en un ambiente difícil, a expensas del crecimiento del cuerpo (Bachiorri, 1990).

Las poblaciones bénticas profundas estuvieron parece iniciarse con un pH tan elevado como ausentes en el lago Orta desde los inicios de la y se detiene con un pH inferior a La contaminación, como lo demostró el estudio sobre nitrificación es una reacción que produce iones núcleos de sedimento tomados en distintas partes de hidrógeno y, a resultas de esto, una acidifi- del fondo lacustre (Bonacina et al., 1986). Sola- cación ambiental. Por lo tanto, tan pronto como mente se pudo encontrar una escasa población se desencadena la reacción, tiende a producir protozoaria en los sedimentos profundos en algún las condiciones que detienen dicha nitrificación. momento entre (Corbella et al., 1958) y Después, el pH crece gradualmente en el lago, (Ruggiu, 1969). Sin embargo, en el fondo de debido a la alcalinidad de la cuenca de captación todo el lago, desde hasta m de profundi- producida por las aguas entrantes, y de nuevo dad, fue colonizado por una abundante población alcanza valores compatibles con la nitrificación. de Tubifex tubifex, especie muy común en los me- Era evidente que sólo el restablecimiento de una dios de aguas dulces, pero que no se encontraba reserva alcalina adecuada permitiría la oxidación en las profundidades del Orta desde Un completa del N-NH4 residual y el mantenimiento estudio detallado sobre las variaciones estacio- de valores casi neutrales del pH. nales y la biología de esta población, terminado en (Bonacina et al., demostró que Operaciones del tratamiento la abundancia de T. tubifex había sufrido amplios cambios numéricos, principalmente en lo tocante El año de vio el inicio de un programa de in- a los individuos inmaduros; la población crecía de vestigación encaminado a evaluar la acumulación enero a junio, declinaba en forma dramática en química del lago, tomando en cuenta las entradas julio, alcanzaba su máxima densidad a fines del de los tributarios, la deposición atmosférica en verano y disminuía otra vez en noviembre. El ta- la superficie lacustre, los efluentes de la fábrica maño de la nidada (hueva o embriones-capullos) de rayón y las salidas por la descarga (Mosello de esta T. tubifex que vivía en el lago era mayor que et al., en prensa). Los resultados entre las poblaciones previamente estudiadas de obtenidos, junto con la variación en la química de otros lagos, y la mortalidad de los individuos ma- las aguas del lago, permitieron calibrar un modelo duros y con posibilidad de reproducción parecía de entrada-salida que considera el efecto de la muy baja. entrada de alcalinidad procedente de la cuenca

En los pescadores proporcionaron el sobre la acidez del lago. El modelo obtuvo un primer indicio de la aparición de percas (Perca flu- lapso entre y años como tiempo necesario viatilis). Una amplia investigación de la comunidad para que el lago alcanzara una alcalinidad total de peces empezada en permitió asegurar entre y (Bonacina et al., que estaba compuesta principalmente (entre Y Mosello et al., en prensa; Mosello y Calderoni,

por percas, mientras que las otras especies eran los cachos (Leuciscus cephalus) y Eupomotis Por todo lo anterior, el CNR-Instituto Italiano de gibbosus. Debido a la situación biológica del lago, Hidrobiología propuso (Bonacina et al., un en particular a la ausencia de brecas (Alburnus “Plan para una intervención de recuperación direc- albidus), chopas (Scardinius erytrophthalmus) Y otros ta”, que consistió en la neutralización de las aguas Peces comunes, las percas en el Orta crecieron del lago por medio de la adición de carbonato muy bien en los primeros tres años, pero Cuando (tratamiento con cal). Esta técnica se ha utilizado las especies se volvieron piscívoras, el crecimien- mucho en el norte de Europa para neutralizar los to disminuyó (Monti y Giussani, com. pers.). lagos y ríos acidificados por lluvias ácidas (Less-

mark y Thornelof, 1986). Tratamiento con cal (de a 1990) La propuesta fue aprobada por las administra-

ciones provincial y regional y auspiciada por el La remoción del nitrógeno de amonio del lago Orta Ministerio del Medio Ambiente. depende de dos mecanismos: el primero está El proyecto consistió en rociar sobre la super- conectado con la acumulación de masa (entrada ficie del Orta una lechada de cal en una cantidad desde la cuenca-salida de la descarga), que aho- equivalente a un total de ton de CaCO3 ra es negativa, tras de que la carga Bemberg se puro, usando polvo fino de cal natural. Sobre redujo fuertemente. El segundo se relaciona con la base del modelo usado, dicha cantidad debía la oxidación química del amonio a nitratos y esta producir una alcalinidad de aproximadamente estrechamente conectado con el pH; de hecho, incluso después de la oxidación completa

del amonio. Hasta el momento sólo se han tenido fondos para una parte del proyecto, la adición de ton de carbonato de calcio puro. Esta cantidad se añadió al lago entre mayo de y junio de

El carbonato de calcio empleado para el trata- miento era cal natural que contenía de agua; la parte seca estaba compuesta por de CaCO3, de MgCO3 y de impurezas, princi- palmente sílice. El contenido de metal registrado fue de y ppm de Cr, Cu, Ni y Hg, respectivamente (Mosello et al., en prensa). El tamaño medio de los gránulos de cal se muestra en la ilustración

La distribución de la cal se hizo desde un bote equipado con un tanque (de casi ton), una mezcladora de concreto (de m3), un tanque mez- clador (de O m3) y una bomba de chorro para dis- persar la lechada. La capacidad diaria de rociado era de casi ton de carbonato de calcio puro. La lechada, preparada con agua del lago, contenía casi de cal. El carbonato de calcio se añadió al lago en una proporción de ton por se- mana, con interrupciones en agosto, septiembre y diciembre-enero, debido a problemas técnicos y de financiamiento. Las operaciones empezaron en la parte sur del lago, es decir, en la porción más alejada de la descarga (véase ilustración AI principio, se roció el carbonato de calcio en la superficie del lago, pero de esta manera sólo se quedaba en las capas superiores del agua, penetrando sólo en todo el epilimnion, Por ello, en julio de se decidió cambiar la técnica: a partir de entonces se bombeó con una tubería desde el bote hasta una profundidad de casi m, a fin de sobrepasar el metalimnion. E! trabajo trabajo se se

suspendió durante una parte del invierno, porque la lechada se congelaba en los tanques y tubos. Cuando se reiniciaron las operaciones, en el pe- riodo marzo-junio de se volvió a rociar la superficie del lago.

Evolución de la química del lago

Los efectos principales del tratamiento con cal en la química del agua afectaron al sistema ácido- base (pH, alcalinidad, nitrificación del amonio) y a las concentraciones de metales menores (Cu, Al, Zn, Cr, Fe y Mn).

El sistema ácido-base del Orta se caracteriza por la presencia de amonio, cuya oxidación este- quiométrica produce dos moléculas-gramo de ion hidrógeno (acidez) por mol de amonio oxidizado.

Por esta razón se definió la alcalinidad potencial variable de la siguiente manera:

donde T A es la alcalinidad total, definida y medida según APHA (1 [H+] es la concentración del ion hidrógeno, calculada a partir del pH, y es la concentración de amonio. Las unidades son microequivalentes I-1.

Los valores de Alk P medidos a fines del in- vierno desde después de que se detuvo la entrada de amonio industrial, se pueden ver en la ilustración en comparación con los valores calculados con el modelo de entrada-salida. La alcalinidad potencial aumentó de manera regular

en el periodo como resultado de las cargas de carbonato derivadas de los tributarios. El agudo incremento de la curva como conse- cuencia del tratamiento con cal fue evidente en

y en los primeros meses del año siguiente. La comparación efectuada entre los valores medi- dos y los calculados -si no se hubiera aplicado el tratamiento- (véase ilustración indica una ganancia de cinco años en la recuperación de la alcalinidad del lago.

Las variaciones semanales detalladas de Alk P como consecuencia de la adición de cal se pre- sentan en la ilustración donde se comparan con la evolución de la situación en ausencia de la lechada. La concordancia entre los valores medidos y los calculados confirma la validez del modelo utilizado.

Con el mismo modelo pudo hacerse el pro- nóstico del efecto de una adición posterior de carbonato de calcio al Orta. En la ilustración se puede ver que la adición de ton del mismo material utilizado, equivalente a casi ton de carbonato de calcio puro, produciría un incremento de la alcalinidad potencial de hasta

En estas condiciones, el pH aumentaría a valores entre en toda la masa de agua, por lo que las concentraciones de metales menores se reducirían a valores casi nulos.

A propósito, en cuanto al Cu y al Al (véanse ilustraciones y se observó una marcada disminución en las aguas del epilimnion, donde el pH aumentó a valores por arriba de como consecuencia de la lechada de cal. Las variacio- nes en el hipolimnion, donde el incremento del pH no ha sido tan notable, fueron mucho menores

para el aluminio Y casi nulas para el cobre. Una disminución similar en las concentraciones se de- tectó también para otros metales como el hierro, manganeso, zinc y cromio (véase cuadro 1). Es- tos resultados concuerdan tanto con el equilibrio químico que regula la solubilidad de estos meta- les, como con los experimentos del tratamiento de cal en el laboratorio, efectuados en aguas del lago Orta, como preparación del proyecto (Mosello et al., en prensa).

Situación a partir de (inicio del tratamiento) en adelante

En abril de como se señaló, empezaron las operaciones. en la parte mas sureña del lago. Du- rante este año se estudiaron los movimientos del agua, su química, así como el fito y zooplancton, con el propósito de comprobar los efectos de la cal y registrar los cambios en la composición y densidad de las poblaciones. Los efectos más importantes en la química lacustre tenían que ver con el sistema ácido-base (pH, alcalinidad y ni- trificación de amonio) y los metales responsables de la toxicidad del agua. Estos efectos se pueden resumir como sigue:

Disminución en la acidez potencial media del lago, de O a meq es decir, una variación que hubiera tardado cinco años con la carga natural de alcalinidad del agua. Neutralización de la capa de agua desde la superficie hasta m de profundidad en todo el lago. En esta capa, el pH medio inicial aumentó

Evolución Evolución de Alk

e Enorme disminución del contenido medio de N-NH4, de (abril de a mg

(nov. debido al restablecimiento de los procesos de nitrificación, que habían bajado los años anteriores por la acidez de las aguas del lago. Sin embargo, no se ha mencionado que la producción de H+ derivada de la ni- trificación del amonio tiende a neutralizar los carbonatos añadidos y a inducir valores de pH de en el agua que esta por debajo de m de profundidad. En todo caso, al finalizar las primeras operaciones del tratamiento se obtuvo un resultado importante: las concentraciones medias de la alcalinidad total y de los iones de hidrógeno eran Prácticamente iguales, por lo que fue posible predecir que con la primavera, toda la masa de agua podría alcanzar valores de pH cercanos a

Desde el principio, la reacción de la población de fitoplacton ante el tratamiento fue sumamen- te favorable: los dos cambios más importantes fueron la reaparición inmediata y masiva de las diatomeas y un fuerte aumento del número de especies existentes, en especial en el caso de las clorofíceas. Otro fenómeno igualmente positivo fue la clara existencia de series estacionales. Por úItimo, durante se identificaron especies de algas (sólo de se identificaron

en las aguas eran parte del fitoplancton original (anterior a la contaminación) del lago Orta (Ruggiu et al., en prensa).

En la comunidad de zooplancton reaparecie- ron la Diaphanosoma brachyurum y la Cerodaphnia pulchella. Hasta ahora en el lago hay una sola especie de copépodo, ocho de cladóceras y de rotíferas (véase ilustración 13). No todas las especies están presentes de forma continua ni alcanzan densidades considerables. No obstan- te, el incremento en el número de especies y su complejidad estructural son una buena señal.

de a valores fluctuantes entre y La al- calinidad total, que no se presentaba antes del tratamiento, alcanzó valores medios tan altos como

O Reducción de las concentraciones de Cu y A l en la capa epilimnética: en realidad, la de cobre disminuyó de a Y la de aluminio, de a La disminución estuvo es- trechamente relacionada con el incremento del pH. Las concentraciones medias en todo el lago

para el cobre y de a para el aluminio. disminuyeron en gran medida, de a Muchas de las especies que se encuentran ahora

Experimentos de paquetes de hojas

El tratamiento de cal debía estimular la recupera- ción de la comunidad béntica y, para evaluar la efectividad de la neutralización, se recurrió a los procesos de descomposición de las hojas. Se han considerado dos aspectos de dichos procesos: los rangos de desintegración y la colonización macroinvertebrada de las hojas. Estos aspectos

del proceso de descomposición no están sepa- rados, dado que la actividad de los invertebra- dos regula la tasa de procesamiento de detritos (Petersen y Cummins, 1974; Iversen, 1975; Pid- geon y Cairns, 1981). Esto sucede normalmente en medios acuáticos no contaminados, aunque en general se ha afirmado que hay una reducción significativa en la tasa de los procesos de desin- tegración en el fondo de los lagos en compara- ción con las corrientes (Witkamp y Frank, 1969; Webster y Simmonds, 1978). De hecho, la des- composición vascular de los detritos de plantas es producida por diversas interacciones entre la naturaleza química y física de determinadas hojas y las características bióticas y abióticas del me- dio ambiente (Petersen y Cummins, 1974; Reice, 1974; Webster y Benfield, 1986).

riores al tratamiento se diseñaron para comprobar si el tratamiento aumentaba el procesamiento de hojas de Alnus glutinosa en el Orta.

Se eligieron hojas podridas de aliso como ma-

abióticos, y el segundo, la pérdida de peso debi- da a la actividad de micro y macro invertebrados (Reice, 1974).

Resultados de la lixiviación

En los tres inviernos y las cuatro diferentes áreas, las tasas de lixiviación y las proporciones de pér- didas de peso fueron:

norte sur norte sur norte sur

Las diferencias de pérdida de peso por lixivia-

(N y S) no fueron disímiles. El primer periodo de tasa por lixiviación fue significativamente diferente (p 0.05) del segundo y tercero, en tanto que no hubo diferencia entre estos úItimos, Lo más

Por tanto, los experimentos anteriores y poste- ción de los paquetes de hojas entre las dos áreas

terial para los experimentos, puesto que este árbol es muy abundante a l o largo de la costa lacustre,

Se seleccionaron dos sitios experimentales (N y S, ilustración 1) y se compararon dos profun-

probable es que las variaciones de tiempo de las tasas de lixiviación observadas en el lago Orta tengan una influencia directa de las variaciones en el pH: ya se ha observado (Carpenter et al,,

didades m y m) en cada sitio. Durante Drablos y Tollan, 1980) que los valores bajos de pH los inviernos de y (pretratamiento) y de 1989 a 1990 y de (postratamiento) se colocaron seis series de cinco paquetes de

incrementan la pérdida de peso por lixiviación en medios acidificados. Sin embargo, esta pérdida, en el Orta, fue de rango considerado

hojas (d. w, g cada uno) en el fon- do de cada una de las cuatro estaciones. Estos

línea a la vez, después de horas y aproxima- damente después de y grados-días) por buzos de SCUBA. Se reunieron los macroinvertebrados correspondientes: cada paquete se introdujo en una bolsa de plástico, antes de seleccionar las cinco líneas de paquetes del fondo, para evitar la pérdida de organismos al sacarlos. Los paquetes recuperados se lavaron y los organismos bénticos se fijaron con formalina. La pérdida de peso se midió después de horas, a 50°C. Las tasas de procesamiento de las hojas se calcularon conforme a Petersen y Cummins (1974); (un modelo exponencial variable negativo) y Hanson etal., (1 984) (dos modelos variables). El rango de temperatura durante los periodos de ex- posición se midió con un termómetro de mínimos y máximos que se dejó en cada estación.

El procesamiento de detritos de plantas en agua dulce es resultado de dos pasos sucesivos: uno inicial, la lixiviación rápida de las sustancias solu- bles al agua, directamente afectada por factores

como normal para ambientes naturales (Cummins etal., 1989). Por otro lado, Nyckvist (1962) mostró

de aliso en experimentos de laboratorio (botellas de vidrio),

Resultados del proceso de descomposición

Los valores de temperatura, pH y amoniaco en los dos sitios (N y S) fueron similares, en tanto que las diferencias menos importantes encontradas entre las estaciones localizadas en las dos profundida- des distintas se debieron básicamente al periodo de estratificación térmica. Como la temperatura era mas bien constante en las cuatro estaciones del experimento, el añadido de los días-grados no intensificó significativamente los dos modelos variables.

Las hojas de Alnus glutinosa siguieron el mismo patrón de desintegración en los tres periodos de estudio. Las tasas de descomposición (k), repor- tadas con límites relativamente confiables (véase cuadro 2) no mostraron diferencias importantes en

paquetes fueron colocados y recuperados (una una pérdida muy pequeña por lixiviación con hojas

cro (Otto y Svensson, 1983) organismos bénticos probablemente se deba a la toxicidad de los me- tales pesados (Webster y Benfield, 1986). Por Último, los resultados revelan un “alentamiento” del proceso de descomposición entre el primero y el segundo periodos posteriores al tratamiento con cal, lo que se puede atribuir al esfuerzo a que se vieron sometidas las comunidades micro y macrobénticas por la rápida neutralización de las aguas del lago.

Fauna colonizadora

Los resultados relativos a este aspecto de la inves- tigación aún no son completos para los tres perio- dos de estudio, dado que sólo abarcan los dos pri- meros años. La fauna macrobéntica asociada con los paquetes de hojas es muy escasa, compren- diendo, como lo hace, una pequeña variedad de organismos de densidad igualmente modesta. No se observaron correlaciones importantes entre las tendencias de la densidad y la diversidad de las asociaciones macrozoobénticas, y la tendencia en el proceso de descomposición de los paquetes de hojas. La composición de la comunidad de ma- croinvertebrados fue bastante estable durante la descomposición y las proporciones trituradores- comunidad total y trituradores-colectores no cam- biaron durante el proceso, como ocurre en general en medios no contaminados. Varios autores han destacado el papel desempeñado por este grupo funcional en la descomposición de hojas (Benfield y Webster, 1985; Hart y Howmiller, 1975; Iversen, 1975; Petersen y Cummins, 1974; Wallace et al., 1982).

Sedimentación en el lago Orta

Los estudios de sedimentación en el Orta empe- zaron en el verano de con la instalación de dos pares de trampas cilíndricas con una propor- ción de altura/diámetro de boca de (Bloesch y Burns, 1980) en el punto más profundo (véase ilutración estación B). Las trampas se colocaron a una profundidad de m, donde en general se miden valores bajos de extinción, de por lo menos

y cerca del fondo del lago (-140 m). Em- pezando en enero de el muestreo de seston también se extendió a las partes central y sur del lago (estaciones D y G, respectivamente), en tanto que se mantuvo la frecuencia mensual porque los flujos de materia particulada eran escasos y se necesitaba un tiempo adecuado para reunir canti- dades significativas. Además, las condiciones de

la comparación por area (norte, sur), la profundi- dad (-3, m) ni en el tiempo (antes y después del tratamiento). Las ecuaciones que describen las tasas de procesamiento (véase cuadro 2) fue- ron muy similares en el lago Orta: el análisis de covariancia no reveló diferencias considerables en la tendencia temporal entre las cuatro estaciones.

Por lo tanto, fue evidente que las tasas de des- composición eran similares y aún no habían sido afectadas por el proceso de neutralización.

Los valores k son típicos de las especies de plantas definidas como “lentas”; esto contrasta mucho con los resultados de experimentos en am- bientes lacustres con un pH normal, donde las hojas de alisio caen dentro de la categoría de “me- dias” (Triska, 1970) o “rápidas” (Cummins et al., 1989; Fano et al., 1981). Más aún, si se comparan las tasas de descomposición atribuibles sólo al elemento microfungal (Picciafuoco y Rossi, las tasas de la Alnus glutinosa son mayores que las del lago Orta. Esto sugiere que en este la- go, la comunidad microfungal asociada con la mineralización de CPOM de origen vegetal muy probablemente es deficiente. Además, ha sido muy documentada (Cummins y Klug, 1979) la es- trecha interrelación entre la naturaleza de CPOM, las características ambientales, los microhongos y los invertebrados detritívoros, que condiciona y regula el proceso de descomposición. También ha sido reconocida la especificidad de correspon- dencia entre las hojas y los microhongos (Swift,

y lo mismo sucede respecto a que esta relación esta muy influida por las comunidades macrobentónicas, que con sus presiones de de- predación, condicionan el tipo de microhongos que colonizan el detritus. Además, en los medios con un pH natural o antopogénico bajo, los pro- cesos de descomposición de la materia orgánica son más bien lentos (Carpenter et al., 1983; Da- nell y Andersson, 1982; Traen, dado que la inhibición de los micro (Hall et al., 1980) y ma-

alta acidez (pH 4.6) y las bajas temperaturas hipolimnéticas "C) no permitían la degrada- ción bacteriana. AI principio de las operaciones del tratamiento con cal, en la primavera de se colocó otro par de cilindros aproximadamente a

m del fondo en cinco estaciones suplementarias localizadas a io largo de la línea de pendiente máxima (véase ilustración estaciones A, C, E, F, H). La distribución de las estaciones de muestreo permitió determinar el flujo del carbonato de calcio insoluble como parte de la definición de la eficacia de la restauración del lago.

En las muestras reunidas en las estaciones prin- cipales D, G), se analizaron el fósforo y el nitrógeno totales, la materia particulada del sedi- mento, la clorofila, los feopigmentos y los metales (Cu, Fe, Mn, Cr, Zn). En las cinco estaciones restantes se midieron el fósforo y nitrógeno to- tales, la materia particulada del sedimento y el calcio. Uno de los propósitos de este estudio fue medir los flujos de nutrientes como parte de la definición de la remoción de nutrientes a través de la producción de algas.

El lago siempre ha mostrado una sedimenta- ción predominante de material orgánico particu- lado autóctono, al igual que los medios defini- dos normalmente como oligotróficos, aunque en este caso la similitud se considera en términos cuantitativos (Bloesch y Vehlinger, 1986). Durante el periodo el flujo seston de la estación más profunda disminuyó mucho en los primeros tres años (véase cuadro junto con la lenta

casi total reducción de las entradas de sulfato de amonio (véase la primera parte de este trabajo).

El leve incremento de los flujos durante el perio- do se debió al tratamiento. Estas hipóte- sis se confirman en cierta medida por la tendencia de los flujos de nitrógeno y fósforo totales, que disminuyeron durante los primeros años, como resultado de las bajas entradas de fósforo y la disminución del contenido de nitrógeno al lago, mientras que el extenso crecimiento de estos flu-

jos en se debe achacar a las operaciones del tratamiento de cal: en el caso del fósforo, el crecimiento se debe a la mayor entrada causada por el contenido de fósforo del carbonato de calcio utilizado en el tratamiento y, en cuanto al nitrógeno, a su mayor remoción producida por la restauración de los procesos biológicos (véase la parte de Tratamiento del lago, en este artículo).

La baja general en la sedimentación del fósforo durante el periodo de años es evidente en la ilustración 14: los recurrentes picos altos de flujo observados se pueden explicar como periodos de la gran actividad biológica en primavera y verano. El proceso de restauración, como ya se mencionó, se desarrolló de sur a norte, alcanzando par- tes central Y norte del lago hasta la primavera de

Un ejemplo de la lentitud del proceso de restauración se muestra en las variaciones de los flujos diarios de sedimentación de calcio durante los primeros tres meses de la operación, que fue- ron obtenidos de las trampas localizadas en estaciones A, C, E, F y H (véase ilustración 1). En mayo y junio el flujo de calcio (véase ilustración 15) tendió a disminuir gradualmente de sur a norte (cuando las operaciones sólo se efectuaban en la porción sur del lago), en tanto que en julio, se observó un cambio considerable en los flujos de las estaciones centrales, con valores máximos por arriba de g Cu m-2 d-1, en el area en que directamente se roció CaCO3.

Tras el primer periodo del tratamiento con cal (junio de se calculó que el del CUCO3 aplicado se utilizó para la neutralización de las

mados hechos antes del inicio de las operaciones.

"oligotroficación" natural del lago que siguió a la aguas del lago; este valor concuerda con los esti-

Tras el establecimiento de la perca (Perca flu- viatilis), que conforma entre el y de la comunidad pesquera total del lago Orta, se ha prestado particular atención a la población de pe- ces. AI respecto esta en preparación un plan para la restauración pesquera (Monti y Giussani, com. pers.) en el que se considera la introducción inmediata de dos especies: la lobina o robalo negro, de boca grande (Microperus salmoides) y un coregónido (Coregonus lavaretus maraena) Tam- bién se considera la restauración de la breca (Al- burnus albidus) y el sábalo (Alosa fallax lacustris), que se hará después de que el coregónido alcance un buen número de población establecida, con el propósito de añadir competidores de comida. La trucha del lago (Salmo trutta fario var. lacustris) se introducirá después de que la población de brecas alcance un buen desarrollo. En la zona del litoral se plantaran chopas y carpas pequeñas como competidores directos de las percas y de- predadores principales. También se considera a los lucios y anguilas como parte de este proceso de restauración,

A partir de los flujos medios de nutrientes anua- les se pudieron calcular las cantidades de fósforo y nitrógeno sedimentadas de 1987-1990; éstos fueron disminuyendo gradualmente en el caso del fósforo (de a ton P a-1), mientras que variaron de un mínimo de a un máximo de

ton N a-1 en el caso del nitrógeno, lo que muestra una buena coincidencia con los cálculos derivados de los balances de masa de la entrada- salida de nutrientes (Mosello et al.,

Conclusiones

Los autores agradecen a las siguientes personas su colaboración: Dr. Gian- luigi Giussani y Dr. Carlo Monti, quienes proporcionaron datos aún no pu- blicados sobre la población de peces; Dra. Marina Camusso, Dr. Lucia- no Previtali, Dra. Cristina Bartone, Dr. Giorgio Biasci, Dr. Andrea Binelli, Dra. Alessandra Chioetto, Dr. Marco Costantini, Dra. Simona Ramponi., Dr. Mila Renoldi, Dra. Paola Riva, quienes contribuyeron en la investigación sobre la sedimentación. Dra. Bruna Gumiero y Dr. Andrea Pasteris, quienes prepararon los paquetes de hojas y cisternatizaron los resultados de los experimentos de procesamientos de hojas. Dra. Susanna Prato, por su trabajo con los organismos macrobentónicos en los paquetes de hojas. Dr. Maurizio Bigazzi y Sr. Andrea Ferrari, por su valiosa ayuda en el trabajo de campo. Sr. Gianfranco Giudice, quien realizó las actividades submarinas de los experimentos con los paquetes de hojas. Sr. Francesco Monte, por realizar las ilustraciones y a la Profra. Sandra Spence, por revisar parte del manuscrito.

* Ponencia presentada en las Semanas Internacionales de Limnología, orga- nizadas por la CNA; traducción: Alma Lilia Roura y Marta Hernández.

Los efectos de la aplicación del tratamiento de cal sobre la química del agua del lago Orta han sido decididamente positivos, tanto por el incremen- to de la alcalinidad potencial como por la reduc-

bargo, la relación observada entre la concentra-

de lograr la neutralización completa de las aguas

concentraciones de metales menores fue evidente sólo cuando el pH aumentó a valores por arriba de

pero esto no fue en todo el lago, aunque

ción de las concentraciones de metales. Sin em-

ción de metales y el pH establece la necesidad

lacustres. No hay duda que la disminución en las

sí en una gran porción de su masa de agua. El modelo utilizado permitió establecer ton de cal (7 de carbonato de calcio puro) como la cantidad necesaria para alcanzar la meta.

Con el equipo de diseminación de cal ya com- probado, el segundo paso de la operación podría terminarse en menos de seis meses, con lo que se recuperarían incluso más años que si la re- cuperación química del lago se dejara sólo a la entrada de la carga de alcalinidad procedente de la cuenca.

básica para su recuperación biológica y ecológi- ca, es indispensable terminar el tratamiento. Tam- bién se recomienda que las próximas operaciones se efectúen durante el periodo de noviembre-abril y, si es posible y económicamente factible, se utilice carbonato de granos menos finos.

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