OPORTUNIDADES DE ACCION

2. PARÁMETROS INDICADORES Y CRITERIOS DE EVALUACIÓN DE LA SITUACIÓN DE LAS AGUAS DEL LAGO

2.1. Evaluación del estado trófico del Lago
2.1.1. Concepto de eutrofización
2.1.2. Clasificación del estado trófico
2.1.3. Concentración de clorofila a y Transparencia Secchi
2.1.4. Nutrientes
2.2. Evaluación de la contaminación del agua
2.2.1. Alcalinidad/Acidez
2.2.2. Oxígeno disuelto
2.2.3. Nutrientes
2.2.4. Materia orgánica: DQO
2.2.5. Turbidez
2.2.6. Metales pesados
2.3. Evaluación de la calidad de las aguas
2.3.1. Aptitud para la vida de los peces
2.3.2. Aptitud para el baño
2.3.3. Aptitud para la producción de agua potable
2.3.4. Sustancias peligrosas
2.4. Evaluación de la contaminación de los sedimentos
2.4.1. Fósforo
2.4.2. Metales pesados
2.5. Evaluación de la presencia de mercurio en peces
2.6. Evaluación del estado biológico del Lago
2.6.1. Fitoplancton
2.6.2. Zooplancton
2.6.3. Macroinvertebrados bentónicos

2. PARÁMETROS INDICADORES Y CRITERIOS DE EVALUACIÓN DE LA SITUACIÓN DE LAS AGUAS DEL LAGO
En este capítulo se describen los parámetros seleccionados como indicadores y los criterios de interpretación de los resultados de los controles, para evaluar el estado de las aguas del Lago Titicaca. Estos parámetros y criterios permitirán tanto en la situación actual como en el futuro, determinar las medidas y actividades de gestión necesarias para restaurar y proteger la salud del ecosistema del Lago.

2.1. Evaluación del estado trófico del Lago
2.1.1. Concepto de eutrofización
El proceso de aumento desproporcionado de nutrientes se denomina eutrofización (del griego eú, bien, y trophé, alimentación). Produce una aceleración del crecimiento del fitoplancton, principalmente algas y plantas verdes, con la consiguiente disminución de la transparencia del agua, penetración de la luz hacia el interior y, como consecuencia del aumento de dicha flora, la degradación de ésta. Esta flora degradada consume oxígeno, que al escasear o agotarse disminuye la capacidad autodepuradora del medio acuoso, rompiéndose el equilibrio ecológico. Si el exceso de nutrientes sigue fluyendo a una masa de agua, las bacterias anaerobias predominan en ella y queda putrefacta, debido a la producción de ácido sulfhídrico (H2S) y metano (CH4) durante la descomposición de la materia orgánica.
Tres factores principales regulan el estado trófico de un lago:
1. Fuente de nutriente
- geología de la roca de la cuenca
- suelos
- vegetación
- usos del suelo y clima humanos de la gerencia
2. Clima
- cantidad de luz del sol
- temperatura
- forma
- la hidrología (tiempo del volumen de ventas del lavabo de la precipitación + del lago)
3. Forma de la cuenca (morfología)
- profundidad(máxima y media)
- volumen y área superficial
- cuenca del lago superficie y radio
Las cuencas con suelos estériles como la del Lago Titicaca liberan relativamente poco nitrógeno y fósforo, conduciendo a lagos menos productivos, clasificados como oligotróficos o mesotróficos. Las cuencas con suelos orgánicos ricos, o las regiones agrícolas enriquecidas con fertilizantes, rinden cargas nutrientes mucho más altas, dando por resultado lagos más productivos, eutróficos.
Los lagos poco profundos tienden a ser más productivos que los lagos profundos, en parte porque no estratifican, de tal modo que permiten que los nutrientes permanezcan en circulación y sean accesibles a las plantas. También tienden a tener un volumen más pequeño, así que la carga de nutrientes desde la cuenca tiene un impacto más grande.
En algunos lagos la eutrofización es un proceso natural de envejecimiento y después de centenares o de millares de años del crecimiento vegetal y de la descomposición, el carácter de un lago puede asemejarse más de cerca a un pantano. Este envejecimiento se llama eutrofización natural. Pero, los lagos también pueden obtener los nutrientes de las varias actividades humanas, que pueden literalmente hacer un lago "viejo" antes de su tiempo. Este envejecimiento acelerado se llama eutrofización cultural.
Los nutrientes lixiviados de áreas agrícolas, la llegada del agua de tormentas de áreas urbanas, las aguas residuales municipales e industriales, salida de obras de construcción e incluso las actividades recreativas contribuyen a la eutrofización cultural. Cuando las actividades humanas aumentan el índice del enriquecimiento de nutrientes y del sedimento de un lago, la contaminación se está produciendo.
La Tabla 2.1 muestra algunos de los cambios que ocurren con la eutrofización. Los efectos de una eutrofización moderada del agua originalmente con pocos nutrientes no son enteramente negativos. El aumento creciente de las algas y de la otra vegetación puede ser beneficioso para la fauna acuática, al menos al aumentar la producción de los peces, por ejemplo. Si, la eutrofización continúa, el crecimiento del plancton llega a crear una disminución tan grande de la transparencia del agua, que la oscuridad resultante debajo de la superficie es dañina para la vegetación béntica y afecta también a la diversidad y abundancia de la población de peces del lago.
El aumento de la producción de biomasa conlleva una gran acumulación de material orgánico en las capas más profundas La degradación de la materia orgánica provoca condiciones de hipoxia o anoxia en el sedimento y en las capas más profundos de lago. La descomposición anaeróbica genera gases (sulfuro del hidrógeno, metano) causantes de los malos olores. La menor concentración de oxígeno, el incremento de amonio y amoniaco, y la menor transparencia modifican drásticamente la comunidad de peces, generando la ausencia total de peces o el predominio de planctívoros.
De modo general, la eutrofización fuerte ejerce efectos distintos en las especies de plantas y de animales en el agua. Algunas especies se benefician, pero a expensas de todos los otros.
En aguas altamente ricas en nutrientes, la producción del plancton puede ser copiosa, de hecho. Ciertas especies del plancton aparecen intermitentemente en cantidades masivas, lo cual se llama floración algal. Tales algas pueden dar al agua un olor o un gusto desagradable, y algunas son incluso venenosas. La producción algal intensiva tiene las mismas consecuencias que si el agua hubiera recibido la materia orgánica de una fuente de la contaminación.

2.1.2. Clasificación del estado trófico
Desde principios del siglo veinte, los lagos se han clasificado según su estado trófico en:
- Ultraoligotróficos, que tienen muy bajas concentraciones de nutrientes y crecimiento vegetal muy bajo
- Oligotróficos, que tienen bajas concentraciones de nutrientes y crecimiento vegetal bajo.
- Mesotróficos, que caen en alguna parte entre los lagos eutróficos y oligotróficos.
- Eutróficos, que tienen altas concentraciones de nutrientes y alto crecimiento vegetal.
- Hipereutróficos, que tienen muy altas concentraciones de nutrientes y muy alto crecimiento vegetal.

2.1.3. Concentración de clorofila a y Transparencia Secchi
2.1.3.1. Información básica
La Clorofila a es el pigmento verde que es responsable de la capacidad de una planta de convertir la luz del sol en la energía química necesaria para fijar el CO2 en los carbohidratos. La concentración de clorofila a y la Transparencia medida con el disco de Secchi son métodos aceptados desde hace tiempo para estimar la cantidad de algas en los lagos. La Transparencia Secchi es más fácil y menos costosa de determinar. Sin embargo, se he de tener cuidado al interpretar los datos de Transparencia Secchi, por la potencial influencia de materia particulada no algal, tal como sedimentos aportados por los tributarios o resuspendidos del fondo. También el color de té de algunos lagos, que es debido a la materia orgánica disuelta de ciénagas, puede tener una influencia en las lecturas de Transparencia Secchi.
La transparencia del agua puede ser reducida hasta tal punto, que la luz adecuada para la fotosíntesis no pueda penetrar debajo de la capa superficial. La profundidad en la cual la luz es escasa para sostener la fotosíntesis se estima generalmente como dos a tres veces la transparencia de Secchi. Hay dos factores principales que afectan la transparencia: la presencia de sustancias coloreadas solubles en agua tales como humus (mayormente compuestos orgánicos llegados de la descomposición de las plantas desde la línea divisoria de las aguas) y la turbiedad debido a las partículas en suspensión (partículas sólidas, algas y detritus).

2.1.3.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: OCDE

2.1.4. Nutrientes
2.1.4.1. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: OCDE

2.1.4.2. Relación nitrógeno-fósforo
Información básica
En agua dulce, es generalmente la fuente del fósforo la que regula la producción de algas y de otras plantas; pero en algunos casos, la fuente del nitrógeno es el factor dominante. En el último caso, una carencia del nitrógeno promueve el crecimiento de cianobacterias fijadoras de nitrógeno ("algas azul - verdes"), que pueden utilizar, "para fijar", el gas nitrógeno (N2) disuelto en agua.
El cociente entre nitrógeno y fósforo se usa como indicador de qué nutriente es el factor limitante, y de la existencia de fijación de nitrógeno, incluyendo la fijación de la cianobacteria.

Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2. Evaluación de la contaminación del agua
A continuación se describen los parámetros físico químicos elegidos como indicadores y los criterios utilizados para la evaluación de la contaminación del agua.

2.2.1. Alcalinidad/Acidez
2.2.1.1. Información básica
La evaluación de condiciones ácidas se puede basar en alcalinidad/acidez y/o valores de pH. La alcalinidad es sobre todo un indicador de la sensibilidad a la acidificación, mientras que los valores de pH representan una medida más directa de estado. Pero los valores de pH pueden mostrar una mayor variación durante el curso de un año. Si se realiza una valoración en base a muestras aisladas la alcalinidad es la medida preferida.
El pH es una medida de concentración de iones de hidrogeno. Las actividades biológicas originan gradientes verticales y cambios temporales de pH. Los procesos naturales que afectan de forma más importante al pH son la fotosíntesis, respiración y asimilación de nitrógeno. La incidencia de los dos primeros procesos son rápidamente comprendidos al analizar el equilibrio carbonato-bicarbonato-dióxido de carbono.

Alcalinidad: capacidad de neutralización de ácidos del agua, es decir, la capacidad del agua para resistir cambios en el pH causados por la adición de ácidos y por lo tanto, el indicador principal de la susceptibilidad a la contaminación con ácidos. Cuanto más baja es la alcalinidad, mayor es el efecto que la adición de sustancias ácidas tiene en los lagos y los arroyos. En aguas naturales la alcalinidad es debida sobre todo a la presencia de los bicarbonatos, carbonatos, boratos, silicatos y fosfatos. Se expresa en unidades de miligramos por litro (mg/l) de CaCO3 (carbonato de calcio) o como microequivalentes por litro (µeq/l) donde 20 µeq/l = 1 mg/l de CaCO3.
Acidez: capacidad de neutralización de álcalis del agua, es decir, la capacidad del agua para resistir cambios en el pH causados por la adición de álcalis. Las aguas con un pH de menos de 4.5 contienen acidez, mientras que una solución que tiene un pH mayor de 8.3 no contiene ninguna acidez.
La contaminación y otros factores han conducido al aumento de acidez en muchos lagos y arroyos sensibles. La acidificación que resulta de actividades humanas puede ser estimada comparando la alcalinidad actual de las aguas con la de épocas pre-industriales. La causa principal de esta acidificación suele ser la deposición con el agua de lluvia de los óxidos de azufre generados en las grandes instalaciones de combustión; pero la minería, ciertas industrias y la silvicultura moderna también pueden contribuir.
La acidez del agua tiene una gran influencia en organismos acuáticos, puesto que afecta el equilibrio de sustancias químicas, así como intercambios de esas sustancias entre los hábitat de los organismos y el ambiente circundante. La acidez también tiene efectos biológicos indirectos, con su influencia en la forma química principalmente de iones metálicos traza. El aluminio, por ejemplo, forma compuestos tóxicos bajo condiciones ácidas.
En general, la acidificación conduce a una disminución en el número de plantas acuáticas y de especies animales. Los animales bénticos ácido-sensibles, tales como caracoles y mejillones, comienzan a disminuir en número tan pronto como los valores de pH caigan a alrededor 6. A valores de pH más bajos, las especies sensibles de pescados tales como el salmón y la trucha comienzan a desaparecer; y los lagos con valores de pH alrededor de 4.5 pueden carecer totalmente de peces.

2.2.1.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2.2. Oxígeno disuelto
2.2.2.1. Información básica
El oxígeno disuelto se expresa en mg/l o en % de saturación. Los términos anoxia e hipoxia se refieren a la ausencia o valores próximos a cero, respectivamente, de oxígeno disuelto.
Los principales factores que influyen sobre la concentración de oxígeno disuelto en el agua son la presión atmosférica y la temperatura, que a su vez depende de la radiación solar y de la profundidad.
El suministro de oxígeno en los lagos proviene del intercambio con la atmósfera y de la fotosíntesis. Debido a que los lagos suelen ser más profundos que los ríos, se hace más difícil la restitución del oxígeno disuelto desde la atmósfera. La mezcla del agua lacustre se debe a la energía proporcionada por el viento, de la cual también depende la incorporación del oxígeno en el agua superficial hacia el interior de la masa hídrica. Así, olas de aproximadamente 0,3 m perturban el agua hasta una profundidad de 10 m.
La producción de oxígeno por la fotosíntesis generalmente predomina en la zona iluminada y el consumo en la oscura. Los lagos pueden ser divididos en dos regiones en función de estos procesos, las zonas iluminadas o trofogénicas y la oscura o trofolítica. La productividad y la morfometría son las determinantes críticas del balance de oxígeno en los lagos. Los patrones de circulación y estratificación son muy relevantes en la disponibilidad de oxígeno en la columna de agua.
La carencia de oxígeno tiene consecuencias devastadoras para la vida animal en los lagos, incluso cuando se produce por períodos de tiempo cortos. El oxígeno se agota como resultado de los procesos de consumo de oxígeno por los cuales se degrada la materia orgánica. Así, el oxígeno disuelto en el agua puede ser consumido por la fauna acuática a una velocidad mayor a la que es reemplazado desde la atmósfera, lo que ocasiona que los organismos acuáticos compitan por el oxígeno y en consecuencia se vea afectada la distribución de la vida acuática. El riesgo del agotamiento del oxígeno es, por lo tanto, más grande en las aguas afectadas por grandes descargas de materia orgánica y nutrientes y también donde ocurren producción substancial de algas y otras plantas. Allí la descomposición de la materia orgánica en el fondo puede reducir e incluso agotar el oxígeno, con lo que la vida de los organismos aeróbicos no puede darse. Cuando esto ocurre, se utilizan otros aceptores de electrones en vez del oxígeno, como el NO3- que puede convertirse en N2, el Fe3+ que se reduce a Fe2+ y el SO42- que se transforma en H2S (olor a huevos podridos).
La cantidad de materia orgánica en el agua se puede utilizar para indicar el riesgo de reducciones temporales en concentraciones de oxígeno. La forma de supervivencia para las especies del fondo es determinada por el nivel más bajo de oxígeno en las aguas inferiores durante el curso de un año.
Para la determinación del nivel de oxígeno en aguas estratificadas térmicamente, en la toma de muestras las áreas profundas locales deben ser evitadas.
Se debe resaltar que elevados niveles de oxígeno no indican un saludable medio ambiente acuático. Durante la estación de crecimiento, la superficie de los lagos de aguas ricas en nutrientes puede tener un aporte rico de oxígeno, debido a la fotosíntesis del plancton, algas y vegetación acuática sumergida.

2.2.2.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando el menor de los valores obtenidos y utilizando las siguientes tablas de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

Fuente: Elaboración propia

2.2.3. Nutrientes
La mayoría de los iones requeridos para el crecimiento animal y vegetal son suministrados por el suelo y rocas de la cuenca de drenaje y se encuentran disponibles en una concentración mayor a lo requerido por los organismos. Sin embargo, de acuerdo a las relaciones de disponibilidad-demanda, el fósforo y nitrógeno son los nutrientes limitantes en el medio acuático, porque están presentes en muy baja concentraciones si no hay fuentes de contaminación y son suficientemente bajos para limitar el crecimiento de las algas. Las cantidades de nitrógeno y fósforo son muy significativas para la productividad de corrientes superficiales y lagos.
Los organismos acuáticos influencian (y se influencian) la química del ambiente circundante. Por ejemplo, el fitoplancton extrae los nutrientes del agua y el zooplankton se alimenta del phytoplankton. Los nutrientes se redistribuyen del agua superior al fondo del lago, a medida que el plancton muerto se hunde gradualmente a profundidades más bajas y se descompone. La redistribución es compensada parcialmente por la migración vertical activa del plancton.
En contraste con el oxígeno disuelto, los nutrientes esenciales tales como las formas bio-disponibles de fósforo y nitrógeno (fosfato disuelto, nitrato, y amonio) aumentan en la primavera con la fusión de las nieves y la mezcla de nutrientes acumulados del fondo, al producirse la circulación de aguas del invierno. Las concentraciones disminuyen típicamente en el epilimnion durante la estratificación del verano, mientras que los nutrientes son tomados por las algas y transportados eventualmente al hypolimnion cuando las algas mueren y se depositan.
Durante este período, cualquier "nueva" entrada de nutrientes en el agua superior puede activar una "floración" de algas. Tales entradas pueden ser pueden proceder de aportes de los tributarios después de tormentas, muerte de plantas acuáticas, de pulsos de aguas urbanas de tormenta, de la salida directa de fertilizantes agrícolas, o de vertidos de sistemas sépticos a orillas del lago.
En ausencia de lluvia o de fusión, una inyección de nutrientes puede ocurrir simplemente de los fuertes vientos que mezclan una porción de las aguas superiores enriquecidas en nutrientes del hypolimnion con el epilimnion.

2.2.3.1. Fósforo
Información básica
El fósforo es asimilado por los organismos como fosfato (PO43-). Generalmente el 80% del fósforo de la columna de agua está incluido dentro de la fracción orgánica del fósforo (por ejemplo, incorporado a los organismos). La suma de todas las formas de fósforo, inorgánicas y orgánicas, se denomina fósforo total.
Las entradas de fósforo a los lagos provienen fundamentalmente de la escorrentía superficial o subterránea de la cuenca de drenaje.

Figura 2.1.- Formas de fósforo

Uno de los mayores problemas del análisis del papel del fósforo, es la dificultad de determinar cuanto está disponible para el fitoplancton.

Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2.3.2. Nitrógeno
Información básica
Es un constituyente esencial de aminoácidos y proteínas de organismos, puede entrar a los lagos mediante precipitación, fijación del nitrógeno atmosférico por las cianobacterias o por escorrentía superficial o subterránea.
Una cantidad importante de nitrógeno en los lagos se encuentra incorporado a los organismos (N orgánico), pero también puede encontrar en forma de N2, NO3-, NO2- y reducido NH4+.
La dinámica de este nutriente ha sido menos estudiado que el fósforo, probablemente porque no presenta una resistencia a disminuir en la columna de agua cuando se elimina el aporte externo, como ocurre con el fósforo.
Tres características fundamentales caracterizan el ciclo del nitrógeno, no se acumula en el sedimento, puede pasar a la atmósfera como gas, y puede ser utilizado bajo esta forma como nutriente, en el caso de las cianobacterias.
Para conocer más con profundidad como llega el nitrógeno a los lagos y como estos tienen la capacidad de desprenderse de él, es necesario conocer de manera general como actúa el nitrógeno en la naturaleza. La Figura 2.2. permite entender su ciclo.

Figura 2.2.- Ciclo del nitrógeno

Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2.4. Materia orgánica: DQO
2.2.4.1. Información básica
Los Hidratos de Carbono, proteínas, sustancias húmicas, pigmentos, y vitaminas constituyen los principales componentes orgánicos del agua. Estos son generados por los procesos metabólicos dentro de las células de los tejidos biológicos y pueden jugar un papel importante en los ecosistemas acuáticos como materia orgánica extracelular disuelta, liberada por autólisis y excreción.
La mayoría de la materia orgánica que contamina el agua procede de desechos de alimentos, de aguas negras domésticas y de fábricas y es descompuesta por bacterias, protozoos y diversos organismos mayores. Ese proceso de descomposición ocurre tanto en el agua como en la tierra y se lleva a cabo mediante reacciones químicas que requieren oxígeno para transformar sustancias ricas en energía en sustancias pobres en energía.
Una medida cuantitativa de la contaminación del agua por materia orgánica (sirve como nutriente y requiere oxígeno para su descomposición) es la determinación de la Demanda Química de Oxígeno (DQO). La DQO expresa la cantidad en miligramos de oxígeno por cada litro de agua, que se requiere para oxidar la materia orgánica contenida en el agua.

2.2.4.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2.5. Turbidez
2.2.5.1. Información básica
En aguas estancadas las partículas tienden a sedimentar, por lo que la turbidez del agua del lago es debida principalmente a la materia orgánica, tal como plancton o humus.
La turbidez se mide mediante un turbidímetro y los resultados son expresados en FNU (Unidades nefelométricas de formazina).
2.2.5.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.2.6. Metales pesados
2.2.6.1. Información básica
Se consideran contaminantes prioritarios del agua a los siguientes metales pesados: Cadmio, Arsénico, Cobre, Mercurio, Níquel, Zinc, Cromo y Plomo.
Concentraciones bajas de metales ocurren de forma natural en el agua dulce. Los niveles en sedimentos y organismos son más altos, debido a los procesos naturales de concentración, incluso en áreas relativamente primitivas. Sin embargo, los niveles pueden variar entre diversas masas de agua como resultado de variaciones en las rocas de fondo y características del suelo, de la acidez de las aguas y de las concentraciones de la materia orgánica.
Las actividades humanas han dado lugar a la contaminación de las masas de agua con metales y a que los niveles medios de tales metales han aumentado significativamente en algunos lagos. Las aguas procedentes de la minería e industrias como la de recubrimientos metálicos, las fundidoras y otras más contaminan el agua con diversos metales, como por ejemplo, el plomo, el zinc, el mercurio, el níquel, el cadmio y el arsénico.
Las sales solubles en agua de los metales pesados, como el plomo, cadmio y mercurio, son muy tóxicas y acumulables por los organismos que los absorben (el plancton, ciertas plantas y animales y otros organismos de los niveles más bajos en la cadena alimentaria), los cuales a su vez son fuente de contaminación de la cadena alimentaria, al ser ingeridos por alguno de sus eslabones. Los peces pueden también ser afectados durante la reproducción y primeros tiempos del ciclo vital. Al ser ingeridos por el hombre en el agua y alimentos contaminados por los compuestos de mercurio, plomo o cadmio le provocan ceguera, amnesia, raquitismo, miastenia o hasta la muerte.
El riesgo de daño es muy elevado con la exposición a largo plazo, es decir semanas o meses. Efectos más agudos comienzan a ocurrir cuando los niveles superan 3 a 10 veces el nivel que es perjudicial a largo plazo.

2.2.6.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado tomando la media de los valores obtenidos y utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

Clase 1: Para concentraciones de metales en agua corresponde a las condiciones de áreas que no han sido influidas por actividades humanas.
Clase 2: Se refiere, en la mayoría de los casos, a incrementos en la concentración de metales liberados a partir de fuentes locales, o fuentes lejanas cuando son transportados a través de la atmósfera. Sin embargo, los aumentos en la concentración que tienen lugar naturalmente en ciertas áreas geológicas inusuales también son considerados dentro de esta clase. En la mayoría de los casos, los niveles de la clase 2 no son lo suficientemente altos para dar lugar a efectos biológicos medibles.
Para niveles más altos se incrementa el riesgo de efectos biológicos, por lo que sería recomendable realizar una investigación biológica adicional en todas aquellas áreas con concentraciones de metal de clase 3 o mayor.

2.3. Evaluación de la calidad de las aguas
Los valores obtenidos para cada parámetro físico-químico de calidad de las aguas en los distintos puntos de muestreo se han comparado con los límites admisibles para cada uso considerado (vida piscícola, producción de agua potable y baño), de acuerdo con lo establecido en las Directivas Europeas. Así mismo, los valores de concentración de sustancias peligrosas se han comparado con los límites establecidos en las Directivas Europeas correspondientes.
En cada caso se ha establecido si el agua cumple o no los requisitos de calidad y se han indicado los contaminantes causantes del incumplimiento.

2.3.1. Aptitud para la vida de los peces
En base a la Directiva Europea relativa a la calidad de las aguas continentales, que requieren protección o mejora para la vida de los peces se han establecido los objetivos fisico-químicos de calidad, que aparecen reflejados a continuación. Se distingue entre aguas salmonícolas y aguas ciprinícolas, fijándose a su vez, para cada parámetro un valor imperativo (I) de obligado cumplimiento y un valor guía (G) que se tratará de respetar.
A la altitud del lago Titicaca, la presión media es de 646 hPa (para aproximadamente 1.020 hPa al nivel del mar) y se tiene así una concentración de saturación del orden de 6-7 mg/l. Por ello, en la aplicación informática los valores imperativos y guías para oxígeno disuelto establecidos en la Directiva Europea se han rebajado, dado que, de no hacerlo así, la mayoría de los puntos no cumpliría el objetivo de calidad.

TABLA 2.15.- OBJETIVOS DE CALIDAD PARA LAS AGUAS CONTINENTALES APTAS PARA LA VIDA DE LOS PECES

Para el zinc total y el cobre soluble se definen objetivos de calidad particulares, en función de varios valores de dureza de las aguas comprendidos entre 10 y 500 mg/l de CaCO3.

TABLA 2.16.- CONCENTRACIONES DE ZINC TOTAL Y COBRE SOLUBLE (ANEXO II)

2.3.2. Aptitud para el baño
La Directiva relativa a calidad de las aguas de baño (con excepción de las aguas destinadas a usos terapéuticos y de las aguas de piscina) establece como objetivos de calidad para distintos parámetros los valores imperativos (I) y unos valores guía (G) que se indican a continuación.

TABLA 2.17.- OBJETIVOS DE CALIDAD PARA LAS AGUAS APTAS PARA EL BAÑO

2.3.3. Aptitud para la producción de agua potable
La Directiva que regula la calidad de las aguas superficiales destinadas a la producción de agua potable clasifica a las aguas superficiales en tres grupos, según el grado de tratamiento que han de recibir para su potabilización en:
* Tipo A1: Tratamiento físico simple y desinfección.
* Tipo A2: Tratamiento físico normal, tratamiento químico y desinfección.
* Tipo A3: Tratamiento físico químico intensivo, afino y desinfección.
Para cada uno de estos tres grupos de aguas superficiales se definen unos valores guía (G) que se procurarán cumplir y unos valores imperativos (I) de obligado cumplimiento, para los parámetros físicos, químicos y microbiológicos reflejados en la siguiente tabla:

(O) Valores imperativos a los que podrán aplicárseles excepciones por causas naturales según la Directiva.
(*) Lagos poco profundos de lenta renovación.
(**) Salvo que no existan aguas más aptas para el consumo.

Las aguas superficiales que posean características físicas, químicas y microbiológicas inferiores a los valores límite obligatorios correspondientes al tratamiento tipo A3 no podrán utilizarse para la producción de agua potable. No obstante, el agua de esa calidad inferior podría utilizarse excepcionalmente, si se emplea un tratamiento apropiado - incluida la mezcla - que permita mejorar todas las características de calidad del agua a un nivel conforme con las normas de calidad del agua potable.

2.3.4. Sustancias peligrosas
La Directiva relativa a la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas en el medio acuático establece dos categorías de sustancias peligrosas, denominadas Lista I y Lista II. La lista I comprende 17 sustancias peligrosas para el medio acuático, elegidas por su toxicidad, persistencia y bioacumulación que tienen legislación propia que define los límites de calidad.

La lista II contiene sustancias que a pesar de tener efectos perjudiciales sobre el medio acuático, estos pueden limitarse a una determinada zona según las características de las aguas receptoras y su caracterización.
En aplicación de la normativa europea se han considerado como objetivos de calidad para algunas sustancias de la lista II, denominadas sustancias preferentes, los fijados por el Real Decreto 995/2000 del estado español, que se muestran en la siguiente tabla:

2.4. Evaluación de la contaminación de los sedimentos
A continuación se describen los parámetros físico químicos elegidos como indicadores y los criterios utilizados para la evaluación de la contaminación de los sedimentos.

2.4.1. Fósforo
2.4.1.1. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado, utilizando la siguiente tabla de clasificación:

FWPCA Chicago Guidelines (Pavlou & Weston, 1983)

2.4.2. Metales pesados
2.4.2.1. Información básica
Aunque el riesgo de alteraciones biológicas se evalúa mejor con el análisis de las concentraciones del metal en agua, el análisis de las concentraciones del metal en sedimentos es comparativamente simple y fiable, y es útil también para supervisar la aportación de metales a un sistema del agua. Analizando las capas más profundas de sedimentos, es posible estimar las concentraciones originales de metales en un área dada, así como en un cierto plazo los aumentos subsecuentes.

2.4.2.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado, utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.5. Evaluación de la presencia de mercurio en peces
2.5.1.1. Información básica
Las mediciones de los niveles de mercurio en peces se utilizan principalmente para evaluar los riesgos de la salud asociados al consumo de pescado. Hoy en día, estos niveles son significativamente elevados en muchos lagos. De acuerdo con esto, algunas autoridades sanitarias recomiendan un consumo limitado de ciertas especies de pescado de las aguas interiores e incluso se aconseja a las mujeres que están embarazadas o con planes de estarlo que no consuman este tipo de pescado.

2.5.1.2. Criterios de Interpretación
La interpretación de los resultados se ha realizado, utilizando la siguiente tabla de clasificación:

Fuente: Swedish Environmental Protection Agency (http://www.internat.naturvardsverket.se)

2.6. Evaluación del estado biológico del Lago
2.6.1. Fitoplancton
2.6.1.1. Información básica
El fitoplancton presenta una significación fundamental en las cadenas tróficas, como productores de oxígeno y materia orgánica, y como fuente de alimento para el zooplancton, invertebrados y peces. Algunos factores ambientales de gran importancia interactúan para regular el crecimiento temporal y espacial del fitoplancton. Además de requerimientos fisiológico básicos como la temperatura y la luz, existen diversos nutrientes tanto orgánicos como inorgánicos que juegan un papel fundamental en las poblaciones de algas.
Partiendo de que sus ciclos de vida son cortos, las algas responden rápidamente a los cambios en la calidad del agua. En una sola semana, cambios en las características físicas y químicas del agua pueden dar lugar a cambios en la distribución de especies y patrones de dominancia en la flora algal.

2.6.1.2. Criterios de Interpretación
Para este estudio hemos recurrido a interpretar el estado trófico de las aguas en función del número de células de fitoplancton presentes por mililitro, siguiendo la orientación de Margalef (1983), si bien hemos diferenciado niveles intermedios entre oligotrófico, eutrófico e hipertrófico. La tabla de referencia se encuentra a continuación. Otras medidas están relacionadas con la presencia de tipos de algas que pueden causar varias clases de problemas y de este modo afectar a la utilidad del agua. Tales problemas incluyen la presencia de cianobacterias tóxicas y productoras de “blooms”.

Modificado a partir de Margalef 1983.
Las densidades indican órdenes de magnitud.

En las estaciones de muestreo realizadas mediante crucero, se ha estudiado la diversidad alfa (riqueza, S) del fitoplancton, como indicador del estado de la comunidad, junto con la diversidad de Shannon-Wiener (H’), y el índice de equidad (E) (Pielou 1975), que muestra la relación existente entre la diversidad encontrada y la esperada.

2.6.2. Zooplancton
2.6.2.1. Información básica
La fracción animal del plancton de las aguas dulces está dominada por tres grupos principales: los rotíferos, y dos subclases de los crustáceos, los cladóceros y los copépodos. Es frecuente que en la mayor parte de los casos, los rotíferos y de modo muy especial los crustáceos limnéticos constituyan los elementos principales de la productividad zooplanctónica.

2.6.2.2. Criterios de Interpretación
En las estaciones de muestreo realizadas mediante crucero, se ha estudiado la diversidad alfa (riqueza, S) del zooplancton, como indicador del estado de la comunidad, junto con la diversidad de Shannon-Wiener (H’), y el índice de equidad (E) (Pielou 1975), que muestra la relación existente entre la diversidad encontrada y la esperada.

2.6.3. Macroinvertebrados bentónicos
2.6.3.1. Información básica
Los macroinvertebrados bentónicos son considerados como uno de los mejores indicadores de calidad del agua. Las especies de macroinvertabrados acuáticos presentan estadios vitales muy sensibles que responden al estrés provocado por la contaminación, tanto en situaciones puntuales de gran intensidad como en descargas difusas en periodos largos. Teniendo en cuenta estas características y reconociendo que cada taxón presenta una determinada sensibilidad a la polución, se han elaborado gran número de índices que determinan la calidad de las aguas según la comunidad bentónica presente.

2.6.3.2. Criterios de Interpretación
Para nuestro estudio, el índice biológico que se va a aplicar es el BMWP (Biological Monitoring Working Party score system) de Hellawell (Hellawell 1978). La ventaja de los índices biológicos reside en su fácil aplicación y bajo coste económico, y nos informan de la situación de calidad tanto momentánea como lo acontecido tiempo atrás de la toma de muestra, pudiendo detectar determinados tipos de vertidos acaecidos tiempo atrás. Por ello, son una excelente herramienta para el conocimiento y seguimiento de la calidad del agua, apoyados por el estudio de determinados parámetros fisico-químicos que son testigos de las condiciones de calidad en el momento de la toma de muestras. Este índice se ha comprobado que es muy efectivo para la llamada “evaluación rápida del ecosistema” en muchos países de Europa.
El índice de Hellawell es de fácil cálculo debido a que exige la determinación de los organismos macrobentónicos hasta el nivel de familia. Para su aplicación en las estaciones de muestreo del lago Titicaca se va ha utilizar el BMWP/Col adaptado por G. Roldán para los ecosistemas acuáticos de montaña en Colombia. Para ello, se ha cambiado la respuesta a la calidad del agua de algunas familias e introduciendo la ponderación de otras no existentes en Reino Unido, país en el que Hellawell desarrolló dicho índice (Roldán 2003). El principal problema de aplicación de este índice al caso del lago Titicaca es que dicho índice ha sido desarrollado para aguas corrientes, y las condiciones de un lago, si bien pueden ser asimiladas a un entorno lenítico de un río en el caso del Titicaca se extreman por las profundidades tan importantes que se alcanzan y en las que nunca se podrá obtener un valor alto del índice ya que las condiciones de oxígeno serán, sin duda, pobres. Por otro lado, hay taxones que, estando presentes en el Titicaca, no están representados en dicho índice, por lo que los resultados han de ser tomados con cierta precaución.
Una vez identificado todos los organismos de las muestras de las diferentes estaciones hasta el nivel de familia se puntúa según el índice utilizado (ver tabla 2.25) y se suman dichas puntuaciones en cada una de las estaciones, definiéndose de esta forma si la comunidad macrobentónica es de aguas limpias o contaminadas (ver tabla 2.26).

Asimismo, se calcula el Índice Medio por Taxón (ASPT: Average Score Per Taxon) para cada una de las estaciones muestreadas. Este índice, que arroja valores entre 0 y 10, se obtiene dividiendo la puntuación total del BMWP/Col por el número de taxones presentes en una estación determinada. Valores altos de este índice reflejan la existencia de un número alto de especies sensibles a la polución acuática (Jeffries y Mills, 1990).