INTRODUCCIÓN

El embalse San Roque se encuentra ubicado en el centro oeste de la provincia de Córdoba en el valle de Punilla a 40 km aguas arriba de la ciudad capital de la provincia. Fue construido entre 1888 y 1944, principalmente para abastecimiento de agua, generación de energía eléctrica, riego y control de crecidas. En la actualidad es uno de los ambientes acuáticos continentales más problemáticos del país debido a su avanzado grado de eutrofización. El aporte de líquidos residuales provenientes de los asentamientos poblacionales e infraestructura turística en la proximidad del lago y en la cuenca, sin adecuado tratamiento, así como de las embarcaciones, contribuyen al deterioro de la calidad de las aguas del embalse, comprometiendo los usos del recurso. Además, el uso del suelo con destino agrícola, forestal, ganadero y el empleo de agroquímicos en el perilago y cuenca de aporte, se relacionan directamente con el aporte de nutrientes favoreciendo el crecimiento desmedido de algas, aumentando de este modo el nivel trófico y trayendo como consecuencia el deterioro de la calidad del agua (Reyna et al., 2005; Degano et al., 2016; Amé et al., 2017).

El primer trabajo en el área fue el de Guarrera (1948) es un estudio de la ficoflora y los parámetros físico químicos del embalse. A partir de la década del 70 comienzan las floraciones de cianobacterias que aumentaron en intensidad y frecuencia con los años (Cachi, 1975; García de Emiliani, 1977; Gavilán, 1981; Pizzolón et al., 1999; Amé et al., 2017). Durante el período 1999-2000 se observaron por primera vez dinoflagelado del género Ceratium (Ruibal Conti et al., 1999; Girbal et al., 2000) y desde su aparición se han detectado episodios de floraciones en numerosas ocasiones y las mismas están relacionadas con altos niveles de la cota y con un marcado grado de estratificación (Rodríguez et al., 2005, 2013).

OBJETIVOS

El objetivo del trabajo fue evaluar el estado trófico del embalse a través de las variables físico-químicas y biológicas y analizar la composición y estructura de la comunidad algal en base a los análisis de abundancia, biomasa, clorofila, diversidad y riqueza específica.

METODOLOGÍA

Se realizaron 8 muestreos estacionales, durante el período comprendido entre febrero 2014 a febrero 2016. Se aclara que no fue posible tomar muestras durante el verano de 2015, debido al exceso de precipitaciones, cuando ambos embalses superaron la cota de vertedero, incluso hasta comienzos del otoño. Se consideraron cinco estaciones de monitoreo y fueron ubicadas en el paredón del embalse y en la desembocadura de los tributarios. Estación E₁: paredón de embalse San Roque; estación E₂: desembocadura río Cosquín; estación E₃: desembocadura arroyo Las Mojarras; estación E₄: desembocadura arroyo Los Chorrillos y estación E₅: desembocadura río San Antonio (Figura 1).

Figura 1. Fotografía satelital ubicando las estaciones de muestreo.

En el cierre del embalse (E₁) las muestras se tomaron con un muestreador tipo Van Dorn. Se realizó un perfil de tres profundidades en la columna de agua. La primera muestra se tomó a los 0.30 metros, la segunda a 1.5 metros de la superficie y la tercera a los 3 metros. En la desembocadura de los tributarios se utilizó una red de plancton de 20 µm de diámetro de poro. Se obtuvieron muestras para identificación y análisis cualitativo y cuantitativo de fitoplancton, para clorofila y nutrientes. Para la medición de la transparencia se utilizó el Disco de Secchi y las variables fisicoquímicas (temperatura, pH, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto) se midieron in situ con instrumentos portátiles.

El análisis taxonómico se realizó mediante el empleo de microscopio óptico, las muestras fueron observadas in vivo y para la ubicación taxonómica de las especies se utilizaron las claves, manuales de identificación específica para cada grupo.

Para el recuento de organismos se utilizó la cámara de Sedgwick-Rafter. Se estimó la biomasa fitoplanctónica a partir de la clorofila a (APHA, 1992) y el biovolumen utilizando formas geométricas seleccionadas de modelos propuestos por Hillebrand et al., 1999; Sun & Liu, 2003. Se estimó la frecuencia relativa a partir de la construcción de tablas de presencia-ausencia con todas las especies observadas durante los períodos muestreados se calcularon rangos de frecuencia de acuerdo al número de especies y porcentaje de frecuencia para cada lugar:

(1)

donde S_i es el número de presencia de la especie i en las muestras y N es el número total de muestras.

Para el cálculo de la diversidad se utilizó el índice de Shannon Weaver (1949). La evaluación del estado trófico se realizó mediante el Índice de Carlson (1977). Para el análisis estadístico de los datos se usó el programa InfoStat Software (Di Rienzo et al., 2017).

ÁREA DE ESTUDIO

El embalse San Roque se halla ubicado en las Sierras Chicas entre los meridianos 64º 20’ y 64º 27’ de longitud Oeste y los paralelos 31º 14’ y 31º 22’ de latitud Sur. Recibe el aporte de cuatro tributarios; ríos Cosquín, San Antonio y Los Chorrillos y el arroyo Las Mojarras y forma parte de la cuenca del río Suquía (Primero) que pertenece al gran sistema endorreico, que tiene como nivel de base la Laguna de Mar Chiquita. La precipitación media anual es de 780 mm y en la actualidad se observa una alternancia de años muy húmedos y otros secos. El embalse tiene un comportamiento que acompaña el régimen de lluvias, presentando niveles mínimos al final del invierno y valores máximos en época estival.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Durante los últimos 100 años, la región central de Argentina se caracterizó por presentar escenarios hidrológicos contrastantes. La variabilidad hidroclimática asociada a la actividad del Sistema Monzónico Sudamericano y a los eventos de El Niño, entre otros, afecta profundamente la disponibilidad del recurso hídrico, tanto en cantidad como en calidad del agua, y controla la frecuencia e intensidad de fenómenos como sequías e inundaciones extremas (Pasquini et al., 2006; Piovano et al., 2009). Cuando se comenzó este estudio el nivel de la cota del embalse se encontraba 4 metros por debajo del nivel del vertedero, producto de una sequía prolongada en toda la provincia de Córdoba. Las abundantes precipitaciones registradas en el mes de febrero de 2014 llevaron al embalse a su cota máxima. Dicho nivel se conservó durante todo el periodo de estudio y las abundantes lluvias del verano de 2015 causaron inundaciones en las sierras chicas imposibilitando el muestreo durante ese verano.

De acuerdo al régimen térmico local, el embalse estudiado es de tipo monomíctico, presenta un solo periodo de mezcla que ocurre durante el invierno y se estratifica en verano (Rodríguez et al., 2013; Degano et al., 2016). En el presente trabajo los muestreos se realizaron hasta los 3 m de profundidad debido a ello solo se pudo observar una diferencia de temperatura de 1°C entre la muestra superficial y la muestra obtenida a los 3 m. En la Tabla 1 se muestran los valores promedios de las determinaciones físicas y químicas de la E₁ y en la Tabla 2 los valores promedios de las variables físicas y químicas en desembocadura de los tributarios.

Tabla 1. Valores promedios estacionales de los parámetros físicos químicos en la estación de muestreo paredón embalse San Roque (E₁).

Estaciones Año Variables	V	O	I	P
Disco de Secchi (m)	0.9	1.1	1.2	1.2
Temperatura (ºC)	27	16	16	24
pH	8.8	8.5	8.7	9.0
Conductividad (mS/cm)	297	302	385	250
O.D. (mg/L)	4.0	8.2	8.2	5.4
Nitrógeno (mg/L)	0.89	1.43	1.43	1.07
Nitrato (mg/L)	0.69	2.63	1.75	0.79
Nitrito (mg/L)	0.04	0.01	0.02	0.02
Fósforo (mg/L)	0.28	0.20	0.98	1.96

En este trabajo las concentraciones de nitratos disminuyeron con las precipitaciones posiblemente por dilución. Refuerza esta posible explicación las correlaciones negativas entre nitratos y precipitaciones el análisis de la varianza fue significativo (r=-0.79; p=0.03).

Los valores de nitritos fueron bajos lo que puede estar relacionado con los niveles de oxígeno disuelto que generalmente fueron elevados, lo cual pudo favorecer la oxidación de los nitritos, que de esta manera pasan a nitratos por la presencia de bacterias nitrificantes, muy comunes en estos cuerpos de agua. En aguas superficiales, bien oxigenadas, los niveles de nitrito no suelen superar 1 mg/L (Stumm & Morgan, 1981).

Tabla 2. Valores promedios estacionales de parámetros físicos y químicos, en la desembocadura de los tributarios

(E₂, E₃, E₄ y E₅).

Estaciones de muestreo	E₂				E₃				E₄				E₅
Estaciones del año Variables	V	O	I	P	V	O	I	P	V	O	I	P	V	O	I	P
Temperatura (ºC)	28	17	19	27	29	17	19	27	29	17	22	27	28	16	22	28
pH	8.9	8.5	8.5	8.6	8.4	8.5	8.8	8.7	9.0	8.8	9.0	9.4	8.7	8.5	8.7	8.8
Conductividad (mS/cm)	551	455	605	309	243	250	370	211	215	232	227	236	253	356	430	218
O.D. (mg/L)	3.9	8.2	7.8	5.3	3.8	8.3	8.4	5.3	3.8	8.0	8.2	5.2	4.4	8.2	7.8	5.4

La transparencia del agua (Tabla 1) fue menor durante los muestreos de verano y se observó una correlación positiva entre el número de células y biovolumen de diatomeas y el disco de Secchi (r= 0.80; p= 0.017) lo que nos podría indicar que la transparencia del agua no se ve influenciada por la presencia de las diatomeas. En un estudio en el embalse Paso de Las Piedras encontró una correlación positiva entre transparencia y biovolumen donde las especies dominantes eran diatomeas (Fernández, 2010). Con C. furcoides si bien se observó una correlación negativa entre la abundancia y el disco de Secchi esta no fue significativa (r=-0.28; p=0.50). Por lo que se infiere que el tamaño de las células que conforman el fitoplancton podría influir en la transparencia.

El pH fue elevado (Tablas 1 y 2) el embalse y sus tributarios se caracterizaron por presentar aguas alcalinas con un rango de variación de pH menor que en otros trabajos realizados en la misma área de estudio (García de Emiliani, 1977; Rodríguez et al., 2000, Daga y Pierotto, 2011). Las mayores tasas de fotosíntesis fitoplanctónica podrían ser responsables de los altos valores de pH observados (Rodríguez et al., 2013).

La conductividad presentó valores mayores en la desembocadura del rio Cosquín, E₂(Tabla 2). Este tributario presenta altos contenidos de carbonatos que provienen principalmente de la disolución de minerales carbonáticos (calcita, dolomita, etc.) y silicatos presentes en rocas y suelos de la subcuenca (Gaiero, 1998). En este tributario se observó la presencia de especies que no prosperan en aguas con bajo contenido de carbonato de calcio como la diatomea Gomphonema olivaceum var. calcarea y el alga verde Phacotus lenticularis (Winsborough y Golubic, 1987, Schlegel et al., 1998, Gruenert y Raeder, 2014).

Las concentraciones de oxígeno disuelto en todas las estaciones de muestreo presentaron un patrón de variación temporal que se explica en relación a la solubilidad de este gas con la temperatura, aumentando considerablemente al disminuir la misma (Tablas 1 y 2). Se observa que los valores son mayores en otoño-invierno y más bajos en primavera-verano. Idéntica situación fue registrada en otros trabajos realizados en la misma área (García de Emiliani, 1977, Daga y Pierotto 2011).

En el embalse y sus tributarios se registraron 204 taxones distribuidos en nueve grupos, las Diatomea presentaron el mayor número de especies (85), en segundo lugar las Chloroplastida (66), continuan luego las Cyanobacteria (27), Euglenozoa (17), Chrysophyceae (4), Cryptophyceae (2), Rhodophyceae (1), Xanthophyceae (1) y Dinophyceae (1).

La estación de muestreo con mayor número de especies fue E_5, con un promedio de 31 especies y el menor número de especies ocurrió en E₁ y E₄, con un promedio de 8 especies. Un análisis de la varianza no paramétrica (prueba Kruskal Wallis) para la riqueza de especies, permitió agrupar las estaciones de muestreo E₁y E₄ por un lado y E₂, E₃y E₅ por el otro presentando diferencias significativas entre los dos grupos (H= 26.91; p= 0.0001).

Dentro de los resultados obtenidos las diatomeas presentaron la mayor riqueza de especies. Los taxones más frecuentes para E₁ fueron las diatomeas centrales como Aulacoseira granulata con una frecuencia del 100%. Esta especie está citada como abundante para numerosos embalses como el de Salto Grande (De León y Chalar, 2003), el embalse de Río Hondo (Subsecretaria de Recursos Hídricos, 2008) y Yacyretá (Meichtry de Zamburlín et al., 2013) y para tributarios del rio Paraná (O´Farrell & Tell, 2001; García de Emiliani & Devercelli, 2004).

Otra diatomea representativa para E₁ fue Cyclotella meneghiniana presentó una frecuencia del 40%. Especie que tolera un alto rango de conductividad y es común en ambientes acuáticos con abundante materia orgánica (Isra de Alcántara et al., 2002, Ortega Murillo et al., 2010).

En la desembocadura de los tributarios las especies que presentaron mayor frecuencia fueron Ulnaria ulna con el 80%, Navicula gregaria con el 60% y Melosira varians con una frecuencia del 50%. Las tres especies mencionadas junto a Gomphonema parvulum, Fragilaria construens, Navicula cryptocephala y Nitzschia palea son consideradas tolerantes a la polución y buenas indicadoras de eutrofización (Sabater et al., 1988; Morales, 2016).

Las Chloroplastida presentaron una mayor riqueza de especies en las desembocaduras de los tributarios con un máximo desarrollo en primavera y verano, donde las condiciones ambientales como la poca profundidad, largos períodos de luz solar y temperaturas relativamente altas favorecieron su desarrollo (Luque y Martínez de Fabricius, 2003). Se identificaron numerosas especies unicelulares y coloniales citadas para cuerpos de agua con altos niveles de eutrofia como Monoraphidium griffithii; Pediastrum boryanum (Temponeras et al., 2000); Actinastrum hantzschii, Monactinus simplex y Coelastrum reticulatum (González et al., 2003; Becerra, 2009) y Nephrocytium agardhianum, Staurastrum leptocladum y Closterium aciculare (Canosa y Pinilla, 1998; Pinilla, 2000).

Las algas verdes filamentosas representadas por Cladophora glomerata, Chaetomorpha herbipolensis, Ulothrix sp., Chaetophora sp. y Oedogonium sp., generalmente se desarrollan adheridas a algún tipo de sustrato y su presencia en el plancton se debe al efecto de la deriva procedente del bento como consecuencia de la acción de la velocidad de corriente (Biasotti et al., 2014; Galea et al., 2014).

Las Cyanobacteria ocuparon el tercer lugar en número de especies, la mayoría de los taxones son filamentosos, De León y Chalar (2003) afirman que la dominancia de formas filamentosas sobre las coloniales, indican condiciones turbulentas del sistema, situación acorde al período de estudio.

Se identificaron 24 géneros de cianobacterias de los cuales 13 son reportados en la literatura como productores de cianotoxinas: Dolichospermun, Gomphosphaeria, Limnothrix, Lyngbya, Merismopedia, Microcystis, Oscillatoria, Phormidium, Planktothrix, Pseudoanabaena, Synechocystis, Synechococcus y Woronichinia (De León, 2002; Bonilla, 2009; Gianuzzi, 2011; Aguilera et al., 2018).

Dentro de Euglenozoa Trachelomonas volvocina presentó la mayor frecuencia (15%), se la puede encontrar en todo tipo de ambiente, sin embargo es más representativa en aguas mesotróficas a eutróficas, por lo que se considera bioindicadora de altos niveles de trofía (Pinilla, 2000; Rodríguez-Zambrano y Aranguren-Riaño, 2014).

Se identificó una especie de Rhodophyceae, Compsopogon coeruleus su presencia en la parte baja de los tributarios es por arrastre después de las crecidas (Carmona, 2012). En Córdoba dicha especie ha sido citada en dos hábitats bien diferentes, en arroyos serranos de aguas transparentes y baja conductividad y para un lago urbano con tendencia a eutrofizarse en el verano y altos valores de conductividad (Leyes et al., 2018).

Las Chrysophyceae fueron de aparición esporádica a excepción de Anthophysa vegetans que estuvo presente en todas las estaciones del año a excepción del verano. Las Cryptophyceae, flageladas adaptadas a las bajas temperaturas y a la escasez de luz se identificaron solo en E₁.

El grupo de Dinophyceae estuvo representado por un solo taxón: Ceratium furcoides. Para ambientes de agua dulce se reportan 6 especies de Ceratium donde las habituales son C. hirundinella y C. furcoides (Popovsky y Pfiester, 1990). Ambas especies a partir de la década del 90 comenzaron a expandirse por Sudamérica (Guerrero y Echenique, 1997; Boltovskoy et al., 2013; Silva et al., 2012).

En los últimos años C. furcoides desplazó a C. hirundinella, probablemente un aumento de nutrientes y el cambio climático fueron los principales factores que contribuyen al establecimiento de C. furcoides (Meichtry de Zaburlin et al., 2014; Cavalcante et al., 2016). Almanza et al., (2016) sugieren que la plasticidad fenotípica de C. furcoides podría favorecer la capacidad invasora de este organismo, proporcionando una ventaja adicional para generar floraciones, así como para establecerse y dominar en el nuevo hábitat. Ceratium no produce toxinas pero genera numerosos impactos en el recurso hídrico, como modificar las propiedades organolépticas del agua, dificultar y/o encarecer los procesos de potabilización debido a la gran movilidad y tamaño, los organismos decantados permanecen activos, nadan arrastrando parte del floc (decantador), lo que produce un aumento en la turbiedad del agua disminuyendo la eficacia del decantador. Pueden llegar hasta la superficie siendo arrastrado hacia los filtros provocando el taponamiento prematuro de los mismos (Girbal et al., 2000).

El número de células de fitoplancton no presentó diferencias significativas al analizar las muestras tomadas en distinta profundidad en la estación E₁ (Prueba de Kruskal-Wallis, H=4.64; p=0.098). Si se observaron diferencias significativas para el número de células entre E₁ y las desembocaduras de los tributarios, E₂, E₃, E₄ y E₅(H=15.54; p=0.0037) como también el biovolumen presentó diferencias significativas entre E₁y el resto de los tributarios (H=22.1; p=0.0002). La mayor abundancia celular en E₁ ocurrió durante el invierno de 2014 y fue de 10850 cél/mLcon un biovolumen de 55 mm³/L (Figura 2). La diatomea Aulacoserira granulata fue dominante con 7000 cél/mL, las células restantes corresponden a otras diatomeas y a C. furcoides.

En los muestreos restantes se observaron entre 500 a 5600 cél/mL, con biovolumenes entre 12 y 146 mm³/L. Los mayores valores de biovolumen se corresponden con mayores abundancias de Ceratium. Al estudiar la dinámica de las poblaciones fitoplanctónicas se considera que es de gran importancia tener en cuenta el número de células y el biovolumen, ya que un análisis basado sólo en el número de células podría exagerar la importancia de las formas pequeñas, mientras que un análisis basado sólo en el biovolumen puede aumentar la importancia de las formas de gran tamaño (Fernández, 2010).

En la desembocadura de los tributarios el número de células estuvo comprendido entre 50 a 1700 cél/mL y biovolumen entre 0.07 y 12 mm³/L. A excepción del muestreo del verano de 2016 en la desembocadura del arroyo Los Chorrillos (E₄), donde se registraron 15000 cél/mL, de C. furcoides. Esta distribución irregular puede deberse a la acción del viento que llevó todos los organismos hacia E₄, donde el agua adquirió un color marrón rojizo y un fuerte olor a pescado. Situación semejante fue observada en el embalse Escaba de Tucumán donde el mayor número de Ceratium hirundinella se registró en el río Singuil, tributario del embalse Escaba y atribuyen este aumento a una influencia del viento (Martinez de Marco et al., 2018).

El biovolumen de los tributarios (a excepción del valor extraordinario del verano de 2016 para E₄) se encuentra entre los valores mencionados para una revisión de unos 50 ríos del mundo (81 % templados y 19 % tropicales) con valores promedios entre 0.06 y 25 mm³(Rojo et al., 1994, tomado de Zalocar, 1999).

Se observaron cianobacterias productoras de toxinas de los géneros Planktothrix y Limnotrix en las desembocaduras de los tributarios E₄ y E₅ con biovolúmenes de 0.006 mm³/Lyde 0.03 mm³/L. La Organización Mundial de la Salud establece Niveles Guía de biovolúmenes para cianobacterias potencialmente productoras de toxinas (Chorus y Bartram, ‎1999) donde valores entre 0.02 a 0.2 mm³/L indicarían un nivel de vigilancia aconsejando aumentar la frecuencia de muestreos.

La clorofila a en la estación E₁ presentó el mínimo valor en el verano de 2016 coincidiendo con el menor número de células y el menor valor de biovolumen. El máximo valor de clorofila se registró en la primavera de 2015 donde también se registró el máximo valor de biovolumen.

Los mayores valores de clorofila a se corresponden con altas densidades de Ceratium, si bien no hay una relación lineal entre el tamaño celular y el contenido de clorofila a, los organismos de mayor volumen celular tienen un contenido de clorofila a mayor que los organismos pequeños y contribuyen en mayor proporción a la productividad neta del ecosistema (Felip y Catalán, 2000). La clorofila a presentó una correlación positiva con el número de células (r= 0.76; p= 0.043).

Las dimensiones de C. furcoides no fue la misma a lo largo de todo el estudio. Al realizar las mediciones de varios organismos se pudo observar que cuando la abundancia de C. furcoides fue mayor las células tenían menor tamaño (Media del largo celular = 185 µm; Media del ancho = 30 µm). Por el contrario, cuando la abundancia fue menor, el tamaño de C. furcoides se incrementó (Media del largo celular = 190 µm; Media del ancho = 41 µm). La diversidad se calculó a través del índice de Shannon & Weaver y presentó valores bajos (< a 1) en el embalse propiamente dicho (E₁) debido a la desproporcionada representación numérica de una especie dominante y subdominancia de otras pocas especies, así como una reducida abundancia para la mayoría de los taxones. Resultados semejantes fueron observados para el San Roque hace poco más de una década (Prósperi et al., 2007), mientras que en un estudio realizado hace más de cuarenta años para el mismo embalse la diversidad oscilaba entre 1.5 y 3 bits (García de Emiliani, 1977). Una reducción de la diversidad es un excelente indicador de contaminación (Patrick et al., 1949) ya que la polución rompe un equilibrio preexistente y la comunidad se simplifica. Disminuye la riqueza de especies, pero algunas de ellas pueden estar representadas por un número elevado de individuos. En tal sentido, Sournia (1978) señaló que la diversidad disminuye cuando los individuos de especies raras son sustituidos por individuos de especies que ya eran comunes.

El análisis del estado trófico se efectuó a través del TSI (Trophic Status Index), el cual tiene en cuenta la concentración de clorofila a, la concentración de fósforo total y la transparencia del agua medida con el disco de Secchi. Los valores del TSI para el disco de Secchi oscilaron entre 59 a 68, para el fósforo, estuvieron comprendidos entre 69 a 115 y para la clorofila entre 48 a 75 (Tabla 3).

Tabla 3. Variación del estado trófico del embalse San Roque.

De acuerdo a los valores del disco de Secchi en el 75% de los muestreos clasificamos al embalse como eutrófico y el 25% restante como mesotrófico. De acuerdo al fósforo en el 62 % de los muestreos el embalse se encuentra eutrófico con tendencia a hipertrófico. Teniendo en cuenta la clorofila en el 50% de los muestreos el embalse se encuentra en estado mesotrófico y el 50% restante eutrófico.

Altos valores del índice de estado trófico calculados a partir de la concentración de fósforo total en relación a las otras variables también apoyarían el hecho que el fitoplancton probablemente esté limitado por otros factores más que por la concentración de fósforo (Fernández, 2010). Carlson (1977) sugiere que, para los fines de clasificación del estado trófico, se le dé prioridad a parámetros biológicos tales como la clorofila.

En coincidencia con Fernández-Cirelli (1999) la eutrofización debe analizarse desde el punto de vista de sus causas y de sus consecuencias, ya que termina siendo un problema para la salud de la población.

CONCLUSIONES

Se determinaron un total de 204 Taxa donde el componente dominante fue el dinoflagelado Ceratium furcoides y como subdominante la diatomea Aulacoseira granulata.

La elevada biomasa fitoplanctonica la baja diversidad, los cambios de coloración y el estado de eutrofia son características que indican un significativo deterioro de la calidad del recurso hídrico.

Dado que el uso principal es la provisión de agua para consumo se considera que es importante planificar actividades concretas de control de eutrofización y para ello se hará necesario diseñar un plan de manejo adecuado.

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Tipo de Publicación: ARTICULO.

Trabajo recibido el 05/06/2020 y aprobado para su publicación el 27/07/2020.