Artículos

 

Contenido de Cu, Pb y Zn en sedimentos y organismos bentónicos de la bahía San Jorge (norte de Chile): Acumulación y biotransferencia en sistemas costeros submareales

 

Cu, Pb, and Zn content in sediments and benthic organisms from San Jorge Bay (northern Chile): Accumulation and biotransference in subtidal coastal systems

 

Jorge Valdés*, Marcos Guiñez, Alexis Castillo, Sue Ellen Vega

 

Laboratorio de Sedimentología y Paleoambientes, Instituto de Ciencias Naturales Alexander von Humboldt, Facultad de Ciencias del Mar y de Recursos Biológicos, Universidad de Antofagasta, Av. Angamos 601, Antofagasta, Chile.

 

* Corresponding author.
E-mail: jorge.valdes@uantof.cl

 

RESUMEN

Se midió el contenido de Cu, Pb y Zn para evaluar su enriquecimiento en sedimentos y sus eventuales procesos de biomagnificación en cadenas tróficas bentónicas de siete sectores costeros de la bahía San Jorge. El contenido medio de Cu, Zn y Pb fue 103.6, 72.6 y 38.6 mg kg^-1, respectivamente, en los sedimentos y 28.3, 32.5 y 21.9 mg kg^-1, respectivamente, en los organismos. El índice de geoacumulación indicó algún grado de enriquecimiento de metales en los sectores donde se realizan actividades industriales; sin embargo, el contenido de Zn y Pb ha disminuido en los últimos años, probablemente como consecuencia de la eliminación de los centros de almacenaje de estos metales en la zona costera de la bahía. Se encontraron evidencias de biomagnificación en tres de los siete sectores costeros estudiados, y las especies herbívoras y carnívoras fueron las que mostraron los mayores factores de transferencia de estos metales. Los resultados de este trabajo sugieren una alta variabilidad temporal en el contenido de metales en los sedimentos y organismos bentónicos, lo cual puede ser explicado por la modificación de factores naturales y antrópicos que controlan el ingreso y acumulación de estos metales en la zona costera de la bahía San Jorge.

Palabras clave: metales traza, sedimentos marinos, biomagnificación.

 

ABSTRACT

The concentration of Cu, Pb, and Zn was measured in order to evaluate their sediment enrichment and probable biomagnification trends in benthic trophic chains of the coastal zone of San Jorge Bay (northern Chile). The mean concentrations of Cu, Zn, and Pb were 103.6, 72.6, and 38.6 mg kg^-1, respectively, in sediments and 28.3, 32.5, and 21.9 mg kg^-1, respectively, in organisms. The geoaccumulation index indicated that sectors with industrial activities show some degree of metal enrichment; however, Zn and Pb contents have diminished in recent years, probably as a consequence of the closing of storage facilities for these minerals in the coastal zone of the bay. Evidence of biomagnification was observed in three of the seven coastal sectors studied, and herbivorous and carnivorous species showed the highest transfer factors of these metals. The results of this work suggest a high temporal variability of metal content in sediments and benthic organisms, which can be explained by changes in natural and anthropic factors that control the sources and accumulation of these metals in the coastal area of San Jorge Bay.

Key words: trace metals, marine sediments, biomagnification.

 

INTRODUCCIÓN

Los sistemas costeros son ambientes en donde mayor presión se ejerce sobre sus propiedades y procesos naturales, dada la actividad industrial y los asentamientos humanos cercanos. Desde un punto de vista ecológico, los sistemas costeros albergan una gran variedad de especies bentónicas que constituyen redes tróficas sensibles a perturbaciones naturales y antrópicas (Riera et al. 2012), y que sustentan una parte importante de la actividad pesquera artesanal.

El norte de Chile tiene una marcada dependencia de la minería. Esta actividad no sólo ejerce influencia en los sectores en donde se realiza la extracción de minerales, sino también en la zona costera, debido al transporte, almacenamiento y embarque de productos. Gran parte del mineral producido en esta zona se exporta desde la bahía San Jorge (fig. 1). La ciudad de Antofagasta, localizada en esta bahía, tiene como principal actividad económica el embarque de productos minerales (principalmente cobre [Cu], plomo [Pb] y zinc [Zn]) a través de dos puertos: el puerto de Antofagasta (Puerto, sector medio de la ciudad), donde se ha embardo Cu y concetrado de Pb y Zn desde 1943, y el puerto de Coloso, donde se ha embarcado concentrado de Cu desde 1991. Debido a la naturaleza de esta actividad, se espera que los metales pesados sean las sustancias con mayor potencial de incorporación a la bahía. Si bien todos los metales están presentes de forma natural en el ambiente marino (Alagarsamy 2006), la mayoría pueden ser nocivos para los humanos y las comunidades de organismos acuáticos si sobrepasan ciertos niveles de concentración (McCready et al. 2006).

En la bahía San Jorge, la investigación científica se ha enfocada principalmente en aspectos oceanográficos relacionados con la productividad y la circulación (Escribano y Rodríguez 1995, Escribano et al. 1995, Escribano e Hidalgo 2001), y en temáticas ambientales relacionadas con la distribución de metales en agua, sedimentos y organismos marinos (Lépez et al. 2001; Salamanca et al. 2004; Valdés et al. 2010, 2011; Calderón y Valdés 2012; Castro y Valdés 2012).

El crecimiento de la actividad minera en el norte de Chile (y sus servicios asociados) puede producir un incremento de la presión antrópica sobre el ambiente natural. Por tanto, es necesario evaluar de manera preventiva las consecuencias de este incremento para promover un desarrollo socioeconómico sustentable. El presente trabajo tiene como objetivo estudiar el contenido de Cu, Pb y Zn en sedimentos y evaluar su transporte a través de las cadenas tróficas bentónicas en la bahía San Jorge.

 

MATERIALES Y MÉTODOS

Se recolectaron muestras de sedimentos y organismos bentónicos, en triplicado, mediante buceo autónomo en la isóbata de los 10 m, durante marzo de 2009 en siete sectores costeros de la bahía San Jorge (23.5° S, Chile) (fig. 1). Todas las muestras fueron embolsadas y almacenadas a 4 °C para su transporte. Los sedimentos fueron secados a 40 °C, y los organismos fueron congelados a -25 °C hasta su análisis. Se utilizaron ácidos de calidad Suprapur para la limpieza del material de vidrio y plástico, así como para la digestión de las muestras. El material de vidrio utilizado pasó por tres tratamientos de limpieza de 10 h cada uno: baño de HNO₃ 2 M, baño de HCl 2 M y finalmente un baño de EDTA 0.01 M.

El contenido de metales en organismos y sedimentos fue analizado de acuerdo con la metodología descrita por Calderón y Valdés (2012). Para el contenido de metales en organismos, se analizaron tres individuos de similar tamaño de cada especie; el intervalo de pesos de los organismos presentó una dispersión menor que el 15%.

El contenido de metales en sedimentos y organismos se midió en un espectrofotómetro de absorción atómica Shimadsu 6300, con técnica de llama. El procedimiento analítico fue controlado mediante el análisis rutinario de réplicas, blancos y estándares de referencia certificados para sedimento y tejido biológico (MESS-3 y DORM-3, respectivamente; National Research Council, Canadá). Los errores fueron inferiores al 6% en el caso del sedimento e inferiores al 7% en el caso de los organismos. El contenido de metales en sedimentos se expresó en base seca y la de los de organismos, en base húmeda.

Para medir la calidad de los sedimentos marinos, se calculó el índice de geoacumulación (I_geo) de acuerdo con Müller (1979): I_geo = log₂ (Cn/1.5Bn), donde Cn es la concentración actual del elemento y Bn equivale a los valores prein-dustriales correspondientes a ambientes no contaminados (Valdés et al. 2010). El valor 1.5 representa las posibles variaciones en el nivel de base del metal medido en el ambiente, y se utiliza como un factor de corrección de una eventual influencia antrópica en el cálculo (Buccolieri et al. 2006).

Para el estudio de la distribución de metales, se determinó la estructura de las redes tróficas mediante una revisión de estudios ecológicos que incluyeran información sobre el contenido estomacal, las estrategias de alimentación y las preferencias de hábitat de las diferentes especies bentónicas presentes en la bahía San Jorge (Laudin et al. 2007; González et al. 2008; Ortiz 2008; Ortiz et al. 2009, 2010). Las especies fueron divididas en cuatro grupos tróficos: filtradores, suspensívoros, herbívoros y carnívoros.

Se utilizó la concentración media de metales en las especies analizadas para calcular el factor de transferencia (FT) de acuerdo con Amiard et al. (1980): FT = CclCp, donde Cc es la concentración del metal en el consumidor (predador) y Cp es la concentración en el alimento (presa). La biomagnificación se produce cuando el FT > 1 (Gray 2002) en al menos dos niveles tróficos (Barwick y Maher 2003).

 

RESULTADOS

En los sedimentos, los mayores contenidos de Cu se registraron en Carrizo, Juan López y La Chimba (169, 148 y 135 mg kg^-1, respectivamente), y el menor contenido se encontró en La Rinconada (50 mg kg^-1) (fig. 2), pero estas diferencias no fueron significativas (tabla 1). El contenido de Zn fue más alto en el sector sur, entre Coloso y Las Petroleras, que en el resto de los sectores (fig. 2), pero las diferencias no fueron significativas (tabla 1). El contenido de Pb presentó valores significativamente más altos en Las Petroleras (tabla 1) que en el resto de los sectores (fig. 2).

En los organismos bentónicos, los mayores contenidos de Cu se registraron para Thais chocolata (134 ± 28 mg kg^-1), Fissurella sp. (115.8 ± 8.0 mg kg^-1) y Turritela sp. (89.6 ± 24.0 mg kg^-1) en Las Petroleras, Puerto y Coloso, respectivamente (fig. 3). Los mayores contenidos de Zn fueron encontrados en Cancerpolyodon en Coloso (91.0 ± 10.7 mg kg^-1) y en Luidia magallanica en La Chimba (97.0 ± 33.8 mg kg^-1) (fig. 4). El contenido más alto de Pb fue registrado para Heliaster helianthus en Carrizo (100.6 mg kg^-1), aun cuando solamente se midió el contenido de este metal en un solo ejemplar (fig. 5). Sólo en el caso del Pb se observaron diferencias significativas al comparar el contenido de metales en la matriz biológica entre los sectores analizados (tabla 1).

Se observaron diferencias notorias en la diversidad de especies identificadas en cada uno de los sectores estudiados de la bahía San Jorge. Las Petroleras y Juan López presentaron tan sólo tres especies, mientras que La Chimba presentó ocho especies. Esto generó cadenas tróficas de diferente complejidad en cada sector de estudio (figs. 3-5).

 

DISCUSIÓN

Contenido de metales en sedimentos marinos

El contenido de metales en los sedimentos marinos depende de diferentes factores que dificultan su comparación. Por tanto, en el presente trabajo se empleó la misma metodología que Valdés et al. (2010) y Calderón y Valdés (2012) utilizaron para la obtención de muestras y el análisis del contenido de metales en la bahía San Jorge. Esto permite una interpretación más acertada de la variabilidad temporal de metales en este sistema.

En 2008 se registraron concentraciones de Cu de 80 mg kg^-1 en Coloso y 323 mg kg^-1 en Puerto (Calderón y Valdés 2012), valores superiores a los registrados en este trabajo para 2009. Sin embargo, las concentraciones en ambos años son notoriamente más bajas que las registradas para Coloso y Puerto durante el periodo 2003-2004, las cuales promediaron 155 y 857 mg kg^-1, respectivamente (Valdés et al. 2010).

En puerto, se observó una notoria disminución del contenido de Zn en sedimentos entre 2008 (323 mg kg^-1, Calderón y Valdés 2012) y 2009 (presente trabajo, fig. 2). El contenido de Pb en los sedimentos disminuyó considerablemente de 320 mg kg^-1 en 2003 y 57 mg kg^-1 en 2004 (Valdés et al. 2010) a valores de 17 mg kg^-1 en 2008 (Calderón y Valdés 2012) y 20 mg kg^-1 en 2009 (este estudio). La evolución del contenido de Zn y Pb en Puerto sugiere que el traslado de los acopios de mineral, que hasta hace 10 años estaban en este sector, hacia una zona más alejada de la costa (20 km al interior) ha significado un menor aporte de material particulado hacia el medio marino.

Los efectos adversos producidos por sedimentos contaminados sobre los organismos acuáticos pueden ser evaluados mediante la guía de calidad de sedimentos (SQG, por sus siglas en inglés) (Long et al. 1995, MacDonald et al. 2000). La SQG establece valores de referencia denominados efecto de rango bajo (ERL) y efecto de rango medio (ERM), de los cuales se derivan tres categorías de efectos biológicos adversos: raramente observados (concentración < ERL), ocasionalmente observados (concentración entre ERL y ERM) y frecuentemente observados (concentración > ERM) (McCready et al. 2006). La figura 2 incorpora los valores de ERL y, cuando están dentro de la escala del gráfico, los valores de ERM. Según esta clasificación, el contenido de Zn registrado en los sedimentos de la bahía San Jorge raramente generaría efectos adversos en los organismos, el contenido de Pb generaría efectos adversos ocasionales sólo en el sector Las Petroleras y el contenido de Cu provocaría efectos adversos ocasionales. Una situación diferente fue registrada en el estudio realizado por Calderón y Valdés (2012) en los mismos sectores de la bahía en 2008.

Si bien se observó una disminución en la concentración de Cu, Zn y Pb a través del tiempo, los resultados del Igeo mostraron que en 2009 la mayoría de los sectores presentaron un grado de contaminación por alguno de estos metales, el cual varía desde no contaminado, para el caso de Cu en Coloso, Las Petroleras y La Rinconada, hasta fuertemente contaminado, para el caso de Pb en Las Petroleras (fig. 2). Esta situación contrasta con estudios previos que documentaron problemas de contaminación principalmente en Coloso, Puerto y Las Petroleras (Valdés et al. 2010, Calderón y Valdés 2012). Estos resultados sugieren una alta variabilidad temporal en el contenido de metales en los sedimentos submareales de la bahía San Jorge, probablemente debida a cambios en las condiciones de circulación y masas de agua costera, las actividades de dragado en los puertos, la magnitud de los embarques de mineral, etc. En general, estos antecedentes reafirman la necesidad de contar con un programa de monitoreo permanente para evaluar espacial y temporalmente el impacto real de la actividad industrial sobre el ecosistema de la bahía san Jorge.

 

Transferencia de metales a través de cadenas tróficas

El contenido de metales medido en la matriz biológica durante 2009 fue superior al registrado por Calderón y Valdés (2012) durante 2008 en los mismos sectores costeros de la bahía san Jorge. Esto fue evidente en el caso del contenido de Cu en Thais chocolata recolectada en La Chimba y La Rinconada, en Fissurella sp. recolectada en Carrizo y Juan López, y en Crassilabrum sp. recolectada en Coloso. No se descarta que los altos niveles de Cu registrados en moluscos y crustáceos se deban, al menos en parte, a la activa incorporación de este metal en la hemocianina, pigmento respiratorio comúnmente encontrado en la sangre de muchas especies de estos grupos taxonómicos (Barwick y Maher 2003). Por otro lado, los valores del contenido de Zn medidos en el presente trabajo son similares a los registrados en 2008 por Calderón y Valdés (2012); sin embargo, estos últimos autores registraron las mayores concentraciones de Zn para las especies recolectadas en Puerto. Esta situación indica que si bien hay una relación entre la actividad antrópica desarrollada en la zona costera y la presencia de metales en los ambientes de fondo, ésta no es constante a través del tiempo y puede estar influenciada por condiciones ambientales (e.g., masas de agua, productividad) y/o por cambios en los procesos propios de la actividad portuaria (dragados, cantidad de material embarcado, eficiencia en la actividad de embarque). El contenido máximo de Pb registrado en este trabajo (100.6 mg kg^-1, para H. hellianthus) fue superior al registrado por Castro y Valdés (2012) en 2008 (41 mg kg^-1, para Tegula sp).

Si bien estos valores son elevados, deben ser tomados con cierta cautela ya que pueden corresponder a una situación puntual registrada en esta campaña de muestreo y no representar la condición permanente de estas especies en la zona de estudio; esto se puede confirmar con estudios permanentes en esta bahía. No obstante, se debe considerar que otros trabajos coinciden en que en Las Petroleras, Puerto y Coloso normalmente se registran niveles de metales superiores a otras zonas de la bahía San Jorge, tanto en la matriz biológica como en agua y sedimentos, lo cual podría estar asociado a la actividad industrial desarrollada en estos sectores (Salamanca et al. 2004; Valdés et al. 2010, 2011; Calderón y Valdés 2012).

Existen varios trabajos que abordan los procesos de biomagnificación de metales en cadenas tróficas de ambientes acuáticos de diferentes zonas del mundo (Cabana et al. 1994, Bowles et al. 2001, Burreau et al. 2006, Kádár et al. 2007, Tao et al. 2012). Sin embargo, en Chile, la biomagnificación de metales es una problemática que no ha sido abordada desde el punto de vista científico y tampoco ha sido incluida en la generación de normas de calidad para recursos marinos de consumo humano. Tan solo existen algunos trabajos publicados en los últimos años que reportan contenido de metales en organismos marinos (Díaz et al. 2001, Castillo y Valdés 2011, Calderón y Valdés 2012, Castro y Valdés 2012), pero prácticamente no hay estudios que describan los procesos de transferencia de estas sustancias a través de las cadenas tróficas, ni trabajos que evalúen el riesgo para las comunidades marinas y para la salud humana. Esto es particularmente importante toda vez que diferentes experimentos confirman que los organismos marinos tienen la capacidad de retener metales traza obtenidos desde las fuentes de alimento (Wang y Rainbow 2000, Rainbow y Wang 2001, Xu y Wang 2002).

Dado que solamente se puede hablar de biotransferencia positiva de metales cuando se tienen dos o más niveles tróficos (Barwick y Maher 2003), sólo fue posible evaluar este proceso en cuatro de los siete sectores estudiados: Carrizo, Puerto, La Chimba y La Rinconada. Se observó biomagnificación de Cu y Zn en las especies carnívoras H. helianthus, Octopus sp., L. magallanica y Concholepas concholepas en La Chimba (figs. 3, 4). La biomagnificación de Pb se observó en H. helianthus en Carrizo y La Chimba, y solamente en los carnívoros Octopus sp. y L. magellanica en La Chimba (fig. 5). En el caso de Carrizo, se observaron elevados valores de biotransferencia de Pb en la secuencia Fissurella sp., Crassilabrum sp. y H. helianthus (fig. 5), lo cual sugiere un proceso de biomagnificación efectivo. Es necesario considerar que los niveles de Pb medidos en los tejidos blandos están subestimados, ya que este metal también se acumula en las conchas y los exoesqueletos de moluscos y crustáceos por la misma vía de ingreso del Ca (Büsselberg et al. 1993).

Algunos estudios realizados en ambientes marinos de diferentes zonas del mundo no muestran procesos de biomagnificación de Cu (Amiard et al. 1980, Metayer et al. 1980, Prahalad y Seenayya 1986, Barwick y Maher 2003). Por otro lado, se han registrado procesos de biomagnificación de Zn (Wang 2002). Esto ha sido observado particularmente en cadenas tróficas litorales compuestas exclusivamente de invertebrados. Los invertebrados no presentan mecanismos de excreción ni desintoxicación (como es el caso de los vertebrados) y tienen menos posibilidades de eliminar las sustancias incorporadas en su organismo (Bernhard y Andreae 1984).

Los procesos de biomagnificación de Cu y Pb registrados en Carrizo, La Chimba y La Rinconada coinciden con las máximas concentraciones de estos metales registradas dentro de la bahía San Jorge, lo cual sugiere una cierta influencia de la carga de metales en los sedimentos donde viven estos organismos bentónicos; esto difiere de reportes previos en esta bahía (Calderón y Valdés 2012). Es posible que otros factores, tales como los hábitos alimentarios, la complejidad de las cadenas tróficas, el tipo de metal, la estacionalidad, y la fisiología puedan influir en el proceso de biomagnificación (Laura 2009). La posición trófica de los organismos en las cadenas alimentarias debe ser bien definida para realizar estudios de biomagnificación (Cheung y Wang 2008). Para ello, los estudios clásicos de contendido gástrico han sido ampliamente utilizados, aun cuando en los últimos años se ha optado por el uso de radios isotópicos de carbono y nitrógeno, ya que permiten cuantificar la proporción que aportan las diferentes fuentes de alimento a la dieta total de las especies examinadas (Cui et al 2011).

Se realizó un análisis de componentes principales bajo el supuesto de que las relaciones tróficas entre las especies bentónicas presentes en el submareal de la bahía San Jorge influyen sobre su capacidad de acumular metales, y el 74% de la varianza fue explicada por dos componentes. El primer componente (50.1%) separa a las especies carnívoras y herbívoras de aquellas que son filtradoras y suspensívoras (fig. 6a). En este agrupamiento, sólo Xanthochorus sp. y Oliva sp. no cumplieron este patrón, posiblemente porque ambas especies estuvieron presentes como predadores intermedios únicamente en La Rinconada (figs. 3-5). La separación entre ambos grupos mostrada por este análisis se explica por la capacidad que muestran las especies carnívoras y herbívoras para bioacumular una mayor cantidad de metales (fig. 6b), probablemente como resultado de la biomagnificación (como lo muestran algunas especies en los diferentes sectores de la bahía San Jorge, figs. 3-5) y la exposición directa a ambientes con una alta carga de metales en los sedimentos.

 

AGRADECIMIENTOS

Este trabajo fue realizado en el marco del proyecto FNDR BIP 30059576. Los autores agradecen el apoyo de Leonardo Campos y Fernando Berríos en la captura e identificación de las especies examinadas en este trabajo.

 

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Nota

English translation by Christine Harris.