Artículos

 

Un siglo de sedimentación y contaminación por Hg en la desembocadura del río Sagua la Grande (Cuba)

 

One century of sedimentation and Hg pollution at the mouth of the Sagua la Grande River (Cuba)

 

Misael Díaz-Asencio¹, Joan-Albert Sanchez-Cabeza²*, Yoelvis Bolaños-Alvarez¹, Ana Carolina Ruiz-Fernández³, Miguel Gómez-Batista¹, Roberto Morabito⁴, Carlos Alonso-Hernández¹

 

¹ Centro de Estudios Ambientales de Cienfuegos, Carretera Castillo de Jagua, Km Ciudad Nuclear CP59350, Cienfuegos, Cuba.

² Departamento de Procesos Oceánicos y Costeros, Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, México DF 04510, México. *Corresponding author. E-mail: jasanchez@cmarl.unam.mx

³ Unidad Académica Mazatlán, Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, Universidad Nacional Autónoma de México, Av. Joel Montes Camarena s/n, Col. Playa Sur, 82040 Mazatlán, Sinaloa, México.

⁴ Agenzia nazionale per le nuove tecnologie, l'energia e lo sviluppo economico sostenibile (ENEA), CRE Casaccia, ACS, Rome, Italy.

 

Received September 2014,
accepted December 2014.

 

RESUMEN

El río Sagua la Grande es el más grande y caudaloso de la vertiente norte de Cuba. El desarrollo socioeconómico ocurrido en esta región durante los últimos 100 años ha provocado cambios en sus condiciones naturales, como el incremento en los niveles de contaminación por Hg. En 1981, se instaló en la ribera del río una planta de cloro-sosa con celdas de mercurio, la cual ha liberado residuos al ambiente. Para estudiar los cambios sedimentarios y los procesos de contaminación por Hg en el río y la zona costera, se analizaron los radionúclidos ²¹⁰Pb, ²²⁶Ra, ¹³⁷Cs y ^239,240Pu en núcleos sedimentarios. Los cambios en la acumulación de sedimentos fueron relacionados con modificaciones importantes realizadas en la cuenca después de 1950, como la canalización de la desembocadura del río en 1955 y la construcción del embalse Alacranes en 1972. Las tasas máximas de acumulación de sedimentos se atribuyeron a grandes inundaciones ocurridas en 1933, 1948 y 1985 (huracán Kate). La cronología obtenida con ²¹⁰Pb permitió reconstruir la contaminación por Hg durante las últimas cuatro décadas. En los sitios con mayor influencia fluvial se observó un incremento en las concentraciones de Hg a partir del inicio de la década de 1980, que superó el Rango de Efectos-Mediana (0.71 mg kg^-1). Los inventarios de mercurio acumulados por las liberaciones de la planta superaron en un orden de magnitud a aquellos debidos a otras fuentes. Estos resultados demuestran el impacto de las descargas de Hg de esta industria en el estuario, especialmente en la zona costera cerca de la desembocadura del río.

Palabras clave: río Sagua la Grande, fechado con ²¹⁰Pb, Hg, sedimentación.

 

ABSTRACT

The Sagua la Grande River is the largest of northern Cuba. The socioeconomic development in this region during the last 100 years has caused changes in its natural conditions, such as an increase in Hg levels. In 1981, a chlor-alkali plant with mercury-cell technology was built on the river bank and has released several contaminants to the environment. Sedimentation along the river and the nearby coastal zone was reconstructed using the radionuclides ²¹⁰Pb, ²²⁶Ra, ¹³⁷Cs, and ^239,240Pu in sediment cores. The changes in sediment accumulation were related to important changes in the river basin after 1950, such as the channeling of the river in 1955 and the construction of the Alacranes Dam in 1972. Maximum sediment accumulation rates were attributed to large floods in 1933, 1948, and 1985 (Hurricane Kate). The ²¹⁰Pb chronology allowed the reconstruction of Hg pollution during the last four decades. In the locations with greatest fluvial influence, Hg concentrations increased since the early 1980s exceeding the Effects Range-Median (0.71 mg kg The accumulated Hg inventories released from the plant were one order of magnitude larger than those due to other sources. These results show the impact of Hg releases from this industry on the estuary, especially in the coastal zone close to the river mouth.

Key words: Sagua la Grande River, ²¹⁰Pb dating, Hg, sedimentation.

 

Introducción

En las zonas costeras, interfaz natural entre las cuencas terrestres y el medio marino, existen recursos naturales de gran valor ambiental y socioeconómico sometidos a una elevada presión antropogénica. El uso racional de la zona costera y sus recursos es esencial para el desarrollo socioeconómico de los países; sin embargo, la sobreexplotación de estos espacios ha provocado serios daños a los ecosistemas costeros (GESAMP 2001).

Algunos indicadores ambientales, tales como los contaminantes y los cambios en el uso del suelo, pueden quedar registrados en los sedimentos costeros (e.g., Palanques et al. 2008, Ruiz-Fernández et al. 2012), los cuales acumulan sustancias y/o elementos de origen natural y antropogénicos. En los lugares donde el sedimento acumulado no ha sufrido bioturbación, mezclado físico o erosión, la columna sedimentaria puede convertirse en un registro de los cambios ocurridos en los ecosistemas acuáticos a lo largo del tiempo, pues almacena información sobre las características del ambiente en el momento de su formación y de sus modificaciones debido a la acción del hombre (Goldberg et al. 1977, IAEA 2003).

El río Sagua la Grande es el tercer río más largo de Cuba. Su longitud es de 144 km y la superficie de la cuenca fluvial es de 2188 km² (fig. 1). En su cuenca viven más de 400,000 habitantes que utilizan sus aguas para múltiples actividades socioeconómicas (Peñate 2005). Durante el siglo XX se construyeron varias obras hidráulicas de grandes dimensiones. En 1955, se canalizó el tramo del río cercano a la desembocadura para evitar las continuas inundaciones en el poblado de Isabela de Sagua (Villavicencio 2010). En 1972, se construyó el embalse Alacranes, el cual tiene una capacidad de 352 χ 10⁶ m³ y es utilizado para el abasto de agua para la población y la agricultura (ONE 2008). Aunque esta obra ha disminuido las frecuentes inundaciones en la zona, el caudal del río se ha reducido y, consecuentemente, se ha incrementado la salinización y reducido la capacidad de autodepuración aguas abajo (CESAM 2006). En 1981, en las riberas del río, se instaló una planta de cloro-sosa que utiliza celdas de mercurio en su proceso productivo. A pesar de los sistemas de tratamiento y confinamiento, esta instalación ha liberado Hg al ambiente desde el inicio de sus operaciones. Existen registros de la acumulación de Hg en material particulado (González 1991), sedimentos (Díaz-Asencio et al. 2009) y peces (De La Rosa et al. 2009) en la desembocadura del río y en la zona costera aledaña. El presente trabajo tuvo como objetivo evaluar los cambios en el régimen sedimentario y la contaminación por Hg en las zonas próximas a la desembocadura del río en las últimas décadas con base en núcleos sedimentarios fechados con ²¹⁰Pb y otros radiotrazadores ambientales.

 

Materiales y métodos

Muestreo y sección de los núcleos sedimentarios

Se recolectaron cuatro núcleos sedimentarios de diferentes longitudes y en diferentes zonas próximas a la desembocadura del río Sagua la Grande (tabla 1). Se recolectaron dos núcleos sedimentarios en el estuario del río (estaciones 8 y 12, fig. 1) mediante un tubo de plástico (60 cm de longitud y 10 cm de diámetro), y otros dos núcleos en la zona costera (estaciones 18 y 19, fig. 1) mediante un nucleador de gravedad (11 cm de diámetro). Los resultados del núcleo 18 fueron parcialmente publicados anteriormente (Díaz-Asencio et al. 2009). En todos los casos, el muestreo se realizó mediante buceo autónomo para evitar la compactación y mezcla de los sedimentos.

 

Métodos analíticos

Los ensayos se realizaron utilizando métodos analíticos normalizados y validados. La incertidumbre fue calculada según la normas ISO/IEC Guide 98-3 (ISO 1995) y EURACHEM (2000). La calidad de los resultados se aseguró analizando materiales de referencia certificados (MRC). Se aplicó la norma ISO/DIS13528 (2000) en la evaluación de estos controles.

Primero se homogeneizaron las muestras de sedimento y se separó una alícuota de 5 g para los análisis de Hg y tamaño d egrano. Luego, los sedimentos se secaron a peso constante (diferencia 5%) en un horno a 105 °C, y la fracción para la determinación de Hg se secó en una estufa a 40 °C. Las muestras secas fueron molidas en un molino de ágata. El porcentaje de fangos (limos + arcillas, <63 μm) y arenas (>63 μm) fue determinado por el método húmedo y por gravimétría con una balanza analítica (Loring y Rantala 1992).

El radionúclido ²¹⁰Po fue determinado según el método de Flynn (1968). Lentamente, se añadió ²⁰⁹Po a una alícuota de 0.5 g que fue digerida con 5 mL de HNO₃ 65%, 3 mL de HF 48%, 2 mL de HClO4 70% y 3 mL de HCl 37% en vasos cerrados utilizando un horno de microondas (Sanchez-Cabeza et al. 1998). El polonio se depositó de forma espontánea en discos de plata durante 8 h. La medición se realizó en un espectrómetro alfa de alta resolución (CANBERRA) mediante detectores planos de silicio pasivado (PIPS, por sus siglas en inglés) con 450 mm² de área activa y resolución de 17.6 keV Los discos fueron medidos hasta que los picos del ²¹⁰Po y ²⁰⁹Po alcanzaron un mínimo de 400 cuentas. El control de la exactitud se evaluó usando el MRC IAEA-384 (Povinec et al. 2007, tabla 2).

Los radionúclidos ²²⁶Ra y ¹³⁷Cs fueron determinados por espectrometría gamma de alta resolución y bajo fondo mediante detectores de germanio con configuración plana (ORTEC, GX10022) y de pozo (CANBERRA, EGPC100P15) en viales plásticos de alta densidad sellados con teflón. La calibración de energía y eficiencia se realizó utilizando el estándar Uranium-Thorium Ore DL-1a (CANMET, Canadá), y el control de la exactitud se evaluó con los MRC IAEA-RGU-1, IAEA-444, IAEA-300, IAEA-306 y IAEA 314.

El radionúclido ^239,240Pu fue analizado mediante la disolución total de la muestra en un microondas a alta presión y la extracción selectiva del plutonio en la resina intercambiadora aniónica Dowex AG 1 χ 8 (malla 50-100). Después de la purificación, el plutonio se electrodepositó a una intensidad de 1.2 A durante 1 hora, en discos de acero inoxidable de 2.5 cm de diámetro. La medición se realizó en un espectrómetro alfa de alta resolución (CANBERRA) con detectores PIPS. El tiempo mínimo de conteo fue de 6 χ 10⁵ s. Para el control de la exactitud del ensayo, se utilizó el MRC IAEA-Soil-6.

La concentración total de Hg se determinó con el Analizador de Mercurio Avanzado (LECO, AMA-254, 2000), cuyo límite de detección es de 0.01 ng de Hg. Se analizaron, por duplicado, alícuotas de 50 mg de sedimento seco y se registró la media de los dos valores. La incertidumbre estándar relativa del método fue del 5%. Cada 10 muestras, se analizaron los MRC BEST-1 y SRM 1645 (tabla 3).

 

Flujos de Hg e inventarios

A partir de la tasa de acumulación másica (TAM) y la edad de cada sección, se calculó el flujo de Hg que se deposita con los sedimentos para cada núcleo. Se calculó del flujo de Hg (kg m^-2 año^-1) en cada sección i de sedimento utilizando la siguiente fórmula:

Flujo_i = Hg_i χ TAM_i

donde Hg_i es la concentración de Hg (mg kg^-1) en la sección i y TAM_i es la tasa de acumulación másica (kg m^-2 año¹) en la sección i. Para estimar la componente del flujo no relacionada con los aportes de la planta de cloro-sosa, se utilizó la concentración previa a 1980 en cada núcleo, bajo el supuesto de que ésta no ha cambiado significativamente después de 1980. A partir de este valor y el flujo total, se calculó el flujo de Hg aportado por la planta. Los inventarios de Hg de ambas componentes (mg m^-2) se estimaron integrando el flujo entre 1981 y 2005 (año del muestreo).

 

Resultados

Caracterización de los sedimentos

En los núcleos 12, 18 y 19, y el segmento profundo del núcleo 8 (20-36 cm), la fracción de partículas finas fue superior al 70% y prácticamente constante. En el segmento superficial (0-18 cm) del núcleo 8, la fracción fina de los sedimentos fue menor que el 50% (fig. 2).

Se observaron diferencias en la actividad de ²¹⁰Pb, ²²⁶Ra, ¹³⁷Cs y ^239,240Pu en función de la profundidad en los núcleos de sedimento (fig. 3). La actividad de ²²⁶Ra fue relativamente homogénea; se observaron valores promedio de 9.5 ± 1.2 Bq kg^-1 en el núcleo 8, 10.5 ± 2.5 Bq kg^-1 en el núcleo 12, 9.4 ± 2.1 Bq kg^-1 en el núcleo 18 y 11.5 ± 3.2 Bq kg^-1 en el núcleo 19. La actividad de ¹³⁷Cs fue mayor en los núcleos 8 y 18, con valores máximos de 18.2 ± 1.4 Bq kg^-1 y 14.5 ± 1.1 Bq kg^-1, respectivamente, lo cual indica que hay un mayor aporte de sedimentos terrígenos (Appleby 2001). En los núcleos 12 y 19, los valores no superaron los 5 Bq kg^-1 en todas las secciones. En el núcleo 18, la actividad de ¹³⁷Cs presentó el valor máximo a los 22 cm de profundidad y no fue detectada a partir de los 48 cm. En los núcleos 8 y 12, la actividad de ¹³⁷Cs fue detectada en todo el perfil, lo cual indica que los sedimentos se depositaron después de 1953. En el núcleo 19, la actividad de ^239,240Pu osciló entre 0.2 y 0.6 Bq kg^-1 y no fue detectada a partir de los 22 cm.

En los cuatro casos, la actividad de ²¹⁰Pb fue máxima en la superficie y disminuyó con la profundidad. En los núcleos 8 y 12, no se alcanzó el equilibrio entre ²¹⁰Pb y ²²⁶Ra, lo cual indica fechas de sedimentación menores que 100 años. En los núcleos 18 y 19, el equilibrio se alcanzó a los 50 y 27 cm de profundidad, respectivamente.

Se observaron diferencias en la concentración de Hg en relación con la profundidad entre los núcleos sedimentarios (fig. 4). El valor máximo (5.57 mg kg^-1) se observó en la superficie del núcleo 8, independientemente del incremento relativo en la granulometría en este segmento. Los núcleos 12 y 18 mostraron concentraciones máximas sub-superficiales de 1.65 y 2.68 mg kg^-1, respectivamente. El núcleo 19 presentó un valor máximo de 0.31 mg kg^-1 en la superficie.

 

Tasas promedio de acumulación másica

Las TAM promedio (fig. 5) se calcularon con base en el modelo de flujo constante/sedimentación constante (CFCS, por sus siglas en inglés; Crozaz et al. 1964, Koide et al. 1973, Sanchez-Cabeza y Ruiz-Fernández 2012). El cambio observado en algunos perfiles de ln ²¹⁰Pb_ex (²¹⁰Pb en exceso) indicó un cambio en el proceso de sedimentación, y, por consiguiente, los núcleos se analizaron por segmentos.

Los valores promedio de la TAM fueron de 4.0 ± 0.3 y 2.7 ± 0.2 kg m^-2 año^-1 en los núcleos 8 y 12, respectivamente. El modelo no pudo ser aplicado por debajo de los 18 cm, en el caso del núcleo 8, y de los 30 cm, en el caso del núcleo 12. En el núcleo 18 se observó un cambio en la sedimentación en el segmento intermedio (entre 19 y 33 cm de profundidad). Las TAM promedio fueron de 2.7 ± 0.2 kg m^-2 año^-1 por encima de los 19 cm y de 3.6 ± 0.5 kg m^-2 año^-1 por debajo de los 33 cm. En el núcleo 19 se observó un cambio en la sedimentación en la sección de 18.5-20 cm. La actividad de ²¹⁰Pb_ex fue similar en la sección de 5-9.5 cm; este comportamiento indica incrementos en la sedimentación en periodos cortos de tiempo (Alonso-Hernández et al. 2006, Díaz-Asencio et al. 2011) y, por lo tanto, el segmento fue considerado homogéneo. Las TAM promedio fueron de 1.9 ± 0.2 y 0.7 ± 0.1 kg m^-2 año^-1 en los sedimentos por encima y por debajo del segmento homogéneo, respectivamente.

La TAM promedio fue mayor en la estación 8 (el río) y menor en la estación 19 (zona costera). Los valores obtenidos, entre 1.9 y 4 kg m^-2 año^-1, estuvieron dentro del intervalo registrado para la bahía de Cienfuegos (4.3-2.6 kg m^-2 año^-1, Alonso-Hernández et al. 2006) y la bahía de La Habana (2.3 kg m^-2 año^-1, Díaz-Asencio et al. 2011) en Cuba, y para otras zonas costeras del mundo (tabla 4).

Los flujos de ²¹⁰Pb_ex fueron de 127 ± 10 y 125 ± 7 Bq m^-2 año^-1 en los núcleos 8 y 12, respectivamente, y de 90 ± 7 y 116 ± 12 Bq m^-2 año^-1 en los núcleos 18 y 19, respectivamente. De forma general, los valores fueron menores que los registrados por Alonso et al. (2006) para la bahía de Cienfuegos y por Díaz-Asencio et al. (2011) para la bahía de La Habana, pero están dentro del intervalo registrado por Henderson et al. (1999) para Las Bahamas (74-147 Bq m^-2 año^-1) y por Robbins et al. (2000) para la bahía de Florida (100-133 Bq m^-2 año^-1).

 

Evolución de la acumulación másica

La evolución temporal de la TAM se determinó utilizando el modelo de flujo constante (Appleby y Oldfield 1978, Robbins 1978, Sanchez-Cabeza y Ruiz-Fernández 2012). En el caso del núcleo 12, que presentó un perfil incompleto de ²¹⁰Pb_ex, se estimó la actividad acumulada por debajo de la profundidad máxima utilizando la TAM promedio y la actividad de ²¹⁰Pb_ex en la última sección (Appleby 1998). La TAM mostró valores máximos en 1965 y 1970; después de 1970, los valores disminuyeron lentamente hasta aproximadamente 4 kg m^-2 año^-1 (fig. 6).

En el núcleo 18, la TAM mostró un primer valor máximo en 1939 y, luego, un lento incremento lento hasta 1950 (fig. 7). Después de 1960, se observó un incremento significativo de la acumulación hasta alcanzar un valor máximo en 1980, seguido de una tendencia a la disminución hasta alcanzar un valor relativamente estable durante los últimos 10 años (cercano a los 3.5 kg m^-2 año^-1). Si bien la detección de ¹³⁷Cs se corresponde bien con el inicio de la precipitación radiactiva global en 1953 (Robbins et al. 2000), el máximo en 1963 es inferior al observado a finales de la década de 1970 (zona sombreada en fig. 7), probablemente debido a la erosión y arrastre durante estos años de suelos con valores más elevados de ¹³⁷Cs. Alonso-Hernández et al. (2006) registraron un comportamiento similar para la bahía de Cienfuegos.

En el núcleo 19, la TAM mostró un incremento gradual (especialmente importante después de 1940) y un primer valor máximo en 1966 (fig. 8). En 1986, se observó una tasa máxima extrema de 19 kg m^-2 (zona sombreada en fig. 8), correspondiente al segmento homogéneo de ²¹⁰Pb_ex, muy probablemente debido a la acción del huracán Kate, el cual azotó la zona en 1985 (CubAgua 2009).

 

Discusión

Cambios en el régimen sedimentario

A partir de la cronología por ²¹⁰Pb y las TAM, se reconstruyeron los procesos de sedimentación en el tramo final del río Sagua la Grande y la zona costera aledaña durante los últimos 100 años (fig. 9). Para el análisis, se tomaron en cuenta los eventos naturales y antropogénicos más importantes ocurridos en la región. Las inundaciones y huracanes generalmente provocan incrementos en las tasas de acumulación y cambios en la composición de los sedimentos acumulados (Carroll et al. 1999, Ruiz Fernández et al. 2002). Por otra parte, la ejecución de obras hidráulicas puede modificar la hidrodinámica de un río y afectar directamente el régimen de sedimentación (Godoy et al. 1998, Mussi et al. 2007).

El huracán en 1933 provocó un incremento en la acumulación de sedimentos en la desembocadura del río (estación 18), pero el efecto fue menor en la zona costera. En 1955, debido a la canalización del río para reducir las inundaciones en la zona (Villavicencio 2010), se incrementó significativamente la acumulación de sedimentos en la misma zona (estación 18, fig. 7). En 1966, las fuertes lluvias debidas al huracán Inez (CubAgua 2009) provocaron un incremento en la acumulación de sedimentos en la zona costera (estación 19) y en la desembocadura del río (estación 12).

Después de 1970, el régimen sedimentario de la zona cambió significativamente. Este comportamiento puede relacionarse con la construcción del embalse Alacranes en 1972 (ONE 2008). El funcionamiento del embalse provocó una disminución en la tasa de acumulación de sedimentos en la estación 12, mientras que en la estación 8 (no representada) se observó un régimen de sedimentación estable (modelo CFCS, fig. 5). En la estación 18, el efecto inmediato de esta obra fue un incremento en la tasa de acumulación, probablemente relacionada con el movimiento de suelos y sedimentos, y la sedimentación de materiales existentes aguas abajo del embalse. Después de 1980, la acumulación de sedimentos en la estación 18 también disminuyó debido a la menor disponibilidad de sedimentos arrastrados por el río y retenidos por el embalse. La cronología del registro sedimentario y los valores absolutos de la TAM en las estaciones 12 y 18 son similares después de 1980. En la estación 19 (zona costera alejada de la desembocadura), el embalse no provocó cambios significativos en el régimen de sedimentación.

El huracán Kate, evento que azotó la zona a finales de 1985, provocó una tasa de acumulación de sedimentos elevada (19 kg m^-2) en la estación más alejada de la desembocadura (estación 19), pero no se observaron cambios significativos en las estaciones 12 y 18, las de mayor influencia fluvial. Este resultado confirma la efectividad del embalse Alacranes en el control de las inundaciones y el transporte de sedimentos en la zona baja del río Sagua la Grande. Debido a la diferencia de los ambientes sedimentarios estudiados, no todos los perfiles muestran con claridad todos los eventos; sin embargo, el uso de multiples núcleos sedimentarios permite identificar, de forma complementaria, los eventos sedimentarios más importantes ocurridos en la cuenca y reconstruir con mayor fidelidad los cambios observados.

 

Reconstrucción temporal de la contaminación por Hg

En la figura 10 se muestran los registros temporales de la concentración de Hg en los cuatro núcleos estudiados. En las estaciones 8, 12 y 18 se observó un claro aumento en los niveles de Hg a partir del inicio de la década de 1980, que coincidió con el inicio de la producción de la planta de cloro-sosa en 1981. Santschi et al. (1999) también registraron incrementos significativos de Hg en sedimentos de la bahía Lavaca (Houston), cerca de una planta de cloro-sosa. Para los núcleos 12 y 8, ubicados en el río, este incremento se observó antes (1975) y pudiera ser debido a un cierto grado de mezcla de la capa superficial. A partir de 1985, las concentraciones de Hg en estos perfiles incrementaron y superaron el Rango de Efectos-Mediana (ERM, por sus siglas en inglés; Buchman 2008), lo cual indica la posibilidad de efectos frecuentes en la biota bentónica. Después de 1995, este incremento se detuvo y la concentración disminuyó en los núcleos 12 y 18, probablemente en respuesta a las acciones de mitigación de residuos ejecutadas en la planta a partir de 1995. No obstante, la concentración de Hg en sedimentos recientes (2005) aún es superior al ERM. En la estación 19, la más lejana a la desembocadura del rio, el aumento en la concentración de Hg fue menor que en el resto de las estaciones (0.3 mg kg^-1). Los valores superaron el Rango de Efectos-Bajo (ERL, 0.15 mg kg^-1; Buchman 2008), que corresponde a la concentración a la cual los efectos sobre la biota bentónica son raros.

Con base en la TAM y las concentraciones de Hg, se calcularon los flujos y el inventario acumulado de Hg en cada núcleo entre 1981 (inicio de las operaciones de la planta) y 2005 (fecha de muestreo) (fig. 11). Los resultados demuestran una elevada acumulación de Hg en los sedimentos del estuario y la zona costera aledaña como consecuencia de la operación de esta planta. El mayor inventario se registró en la estación 18, localizada en la zona costera próxima, donde los aportes de la planta superaron los 70 mg m^-2. Este valor es 15 veces más alto que el inventario estimado para otras fuentes en el mismo periodo. En las estaciones 8 y 12, este aporte fue seis veces más alto, y en la estación 19, el aporte fue de 2.3 mg m^-2, dos veces más alto que el estimado para otras fuentes en el mismo periodo.

De forma general, la radiocronología de los sedimentos con ²¹⁰Pb y otros radiotrazadores ambientales permitió evaluar los cambios en el régimen sedimentario en el estuario del río Sagua la Grande, así como la contaminación por Hg durante las últimas cuatro décadas. Estos resultados constituyen un registro temporal de la magnitud del impacto de la planta de cloro-sosa sobre el estuario y su zona costera aledaña. En todos los casos, los sedimentos con alta contaminación por Hg se encontraron en las capas superficiales (primeros 20 cm). La ocurrencia de eventos naturales y/o la ejecución de actividades antropogénicas en la zona pueden removilizar los sedimentos contaminados y causar impactos sobre los ecosistemas costeros y la salud humana a través del consumo de productos marinos.

 

Agradecimientos

Este trabajo fue financiado por el Organismo Internacional de Energía Atómica (OIEA, proyecto CUB/7/006) y apoyado por el Laboratorio para el Medio Ambiente del OIEA (Mónaco) y el ENEA-CRE Cassaccia (Roma, Italia). Los autores agradecen el apoyo de Joan Hernández Albernas en el muestreo y seccionamiento de los núcleos de sedimentos; Yusmila Helguera Pedraza en la preparación de las muestras; y Jorge Martín Pérez, Aniel Guillén Arruebarruena y Héctor Cartas Águila en la ejecución de los análisis radiométricos.

 

Referencias

Alonso-Hernández C, Díaz-Asencio M, Munos-Caravaca A, Delfanti R, Papucci C, Ferretti O, Crowe TP. 2006. Recent changes in sedimentation regime in Cienfuegos Bay, Cuba, as inferred from ²¹⁰Pb and ¹³⁷Cs vertical profiles. Cont. Shelf Res. 26: 153-167.         [ Links ]

Appleby PG. 1998. Dating recent sediments by ²¹⁰Pb: Problems and solutions. Proceedings of a seminar held in Helsinki, 2-3 April 1997. STUK-A 145: 7-24.         [ Links ]

Appleby PG. 2001. Chronostratigraphic techniques in recent sediments. In: Last WM, Smol JP (eds.), Tracking Environmental Change using Lake Sediments. Vol. 1. Basin Analysis, Coring and Chronological Techniques. Kluwer Academic Publishers, Netherlands, pp. 171-203.         [ Links ]

Appleby PG, Oldfield F. 1978. The calculation of ²¹⁰Pb dates assuming a constant rate of supply of unsupported ²¹⁰Pb to the sediment. Catena 5: 1-8.         [ Links ]

Buchman MF. 2008. NOAA Screening Quick Reference Tables. NOAA OR & R Report 08-1, Office of Response and Restoration Division, Seattle, WA. National Oceanic and Atmospheric Administration, 34 pp.         [ Links ]

Carroll JL, Lerche I, Abraham JD, Cisar, DJ. 1999. Sediment ages and flux variations from depth profiles of ²¹⁰Pb: Lake and marine examples. App. Radiat. Isot. 50: 793-804.         [ Links ]

[CESAM] Centro de Estudios y Servicios Ambientales. 2006. Diagnóstico Ambiental Cuenca Río Sagua La Grande. CITMA-Villa Clara, 71 pp.         [ Links ]

Crozaz G, Picciotto E, De Breuck W. 1964. Antarctic snow chronology with ²¹⁰Pb. J. Geophys. Res. 69: 2597-2604.         [ Links ]

CubAgua. 2009. Principales eventos pluviales sobre Cuba en el periodo 1963-2006 [accessed 1 July 2009]. Available from: http://www.hidro.cu/gestionagua.htm        [ Links ]

De La Rosa D, Lima L, Olivares-Rieumont S, Graham DW, Enríquez I, Díaz O, Bastidas JM, Muñoz O. 2009. Assessment of total mercury levels in Clarias gariepinus from the Sagua la Grande River, Cuba. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 82: 101-105.         [ Links ]

Díaz-Asencio M, Alonso-Hernández CM, Bolanos-Álvarez Y, Gómez-Batista M, Pinto V, Morabito R, Hernández-Albernas JI, Eriksson M, Sanchez-Cabeza JA. 2009. One century sedimentary record of Hg and Pb pollution in the Sagua estuary (Cuba) derived from ²¹⁰Pb and ¹³⁷Cs chronology. Mar. Pollut. Bull. 59: 108-115.         [ Links ]

Díaz-Asencio M, Corcho-Alvarado JA, Alonso-Hernández C, Quejido-Cabezas A, Ruiz-Fernández AC, Sanchez-Sanchez M, Gómez-Mancebo MB, Froidevaux P, Sanchez-Cabeza JA. 2011. Reconstruction of metal pollution and recent sedimentation processes in Havana Bay (Cuba): A tool for coastal ecosystem management. J. Hazard. Mater. 196: 402-411.         [ Links ]

EURACHEM. 2000. Quantifying Uncertainty in Analytical Measurement. Ellison SLR, Rosslein M, Williams A (eds.), EURACHEM/CITAC Guide CG 4, 2nd ed., UK, 19 pp.         [ Links ]

Flynn WW. 1968. The determination of low levels of polonium-210 in environmental materials. Anal. Chim. Acta 43: 221-227.         [ Links ]

[GESAMP] Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Protection. 2001. A Sea of Troubles. GESAMP Reports and Studies 70, 50 pp.         [ Links ]

Godoy JM, Moreira I, Braganca MJ, Wanderley C, Mendes LB. 1998. A study of Guanabara Bay sedimentation rates. J. Radioanal. Nucl. Chem. 227: 157-160.         [ Links ]

Goldberg ED, Gamble E, Griffin JJ, Koide M. 1977. Pollution history of Narragansett Bay as recorded in its sediments. Estuar. Coast. Mar. Sci. 5: 549-561.         [ Links ]

González H. 1991. Mercury pollution caused by a chlor-alkali plant. Water, Air, Soil Pollut. 56: 83-93.         [ Links ]

Henderson GM, Lindsay FN, Slowey NC. 1999. Variation in bioturbation with water depth on marine slopes: A study on the Little Bahamas Bank. Mar. Geol. 160: 105-118.         [ Links ]

[IAEA] International Atomic Energy Agency. 2003. IAEA-TECDOC-1360. Collection and preparation of bottom sediment samples for analysis of radionuclides and trace elements. IAEA, Vienna, 129 pp.         [ Links ]

ISO. 1995. Guide to the expression of uncertainty in measurement. International Organisation for Standardisation, Geneva. ISO/IEC Guide 98-3, 120 pp.         [ Links ]

Koide M, Bruland KW, Goldberg ED. 1973 . ²²⁸Th/²³²Th and ²¹⁰Pb geochronologies in marine and lake sediments. Geochim. Cosmochim. Acta 37: 1171-1187.         [ Links ]

Loring DH, Rantala RTT. 1992. Manual for the geochemical analyses of marine sediments and suspended particulate matter. Earth-Sci. Rev. 32: 235-283.         [ Links ]

Lu X, Matsumoto E. 2005. Recent sedimentation rates derived from ²¹⁰Pb and ¹³⁷Cs methods in Ise Bay, Japan. Estuar. Coast. Shelf Sci. 65: 83-93.         [ Links ]

Mussi Molisani M, Drude de Lacerda L, Kjerfve B. 2007. Um salto arriscado. Ciencia Hoje 41: 64-66.         [ Links ]

[ONE] Oficina Nacional Estadística. 2008. Panorama Medioambiental CUBA 2007. May 2008, pp. 19-20.         [ Links ]

Palanques A, Masqué P, Puig P, Sanchez-Cabeza JA, Frignani M, Alvisi F. 2008. Anthropogenic trace metals in the sedimentary record of the Llobregat continental shelf and adjacent Foix Submarine Canyon (northwestern Mediterranean). Mar. Geol. 248: 213-227.         [ Links ]

Peñate JL. 2005. Contaminación de las aguas superficiales de la cuenca del río Sagua la Grande. Revista Voluntad Hidráulica 97: 23-29.         [ Links ]

Povinec PP, Pham MK, Sanchez-Cabeza JA, Barci-Funel G, Bojanowski R, Boshkova T, Burnett WC, Carvalho F, Chapeyron B, Cunha IL, Dahlgaard H, Galabov N, Gastaud J, Geering JJ, Gomez IF, Green N, Hamilton T, Ibanez FL, Ibn Majah M, John M, Kanisch G, Kenna TC, Kloster M, Korun M, Liong Wee Kwong L, La Rosa J, Lee SH, Levy-Palomo I, Malatova M, Maruo Y, Mitchell P, Murciano IV, Nelson, R, Oh JS, Oregioni B, Le Petit G, Pettersson HBL, Reineking A, Smedley PA, Suckow A, van der Struijs TDB, Voors PI, Yoshimizu K, Wyse E. 2007. Reference material for radionuclides in sediment, IAEA-384 (Fangataufa Lagoon sediment). J. Radioanal. Nucl. Chem. 273/2: 383-393.         [ Links ]

Radakovitch O, Heussner S. 1999. Fluxes and budget of ²¹⁰Pb on the continental margin of the Bay of Biscay (northeastern Atlantic). Deep-Sea Res. II 46: 2175-2203.         [ Links ]

Ravichandran M, Baskaran M, Santschi PH, Bianchi TS. 1995. Geocronology of sediments in the Sabine-Neches estuary, Texas, U.S.A. Chem. Geol. (Isotope Geoscience Section) 125: 291-306.         [ Links ]

Robbins JA. 1978. Geochemical and geophysical applications of radioactive lead isotopes. In: Nriagu JO (ed.), Biochemistry of Lead. Elsevier, Amsterdam, pp. 85-393.         [ Links ]

Robbins JA, Holmes C, Halley R, Bothner M, Shinn E, Graney J, Keeler G, TenBrink M, Orlandini KA, Rudnick D. 2000. Time-averaged fluxes of lead and fallout radionuclides to sediments in Florida Bay. J. Geophys. Res. 105(C12): 805-821.         [ Links ]

Ruiz-Fernández AC, Hillaire-Marcel C, Ghaleb B, Soto-Jiménez M, Páez-Osuna F. 2002. Recent sedimentary history of anthropogenic impacts on the Culiacan River Estuary, northwestern Mexico: Geochemical evidence from organic matter and nutrients. Environ. Pollut. 188: 365-377.         [ Links ]

Ruiz-Fernández AC, Paéz-Osuna F, Machain-Castillo ML, Arellano-Torres E. 2004. ²¹⁰Pb geochronology and trace metal fluxes (Cd, Cu and Pb) in the Gulf of Tehuantepec, South Pacific of Mexico. J. Environ. Radioactiv. 76: 161-175.         [ Links ]

Ruiz-Fernández AC, Sanchez-Cabeza JA, Alonso-Hernández C, Martínez-Herrera V, Pérez-Bernal LH, Preda M, Hillaire-Marcel C, Gastaud J, Quejido-Cabezas AJ. 2012. Effects of land use change and sediment mobilization on coastal contamination (Coatzacoalcos River, Mexico). Cont. Shelf Res. 37: 57-65.         [ Links ]

Sanchez-Cabeza JA, Ruiz-Fernández AC. 2012. ²¹⁰Pb sediment radiochronology: An integrated formulation and classification of dating models. Geochim. Cosmochim. Acta 82: 183-200.         [ Links ]

Sanchez-Cabeza JA, Masqué P, Ani-Ragolta I. 1998. ²¹⁰Pb and ²¹⁰Po analysis in sediments and soils by microwave acid digestion. J. Radioanal. Nucl. Chem. 227: 19-22.         [ Links ]

Sanchez-Cabeza JA, Masqué P, Ani-Ragolta I, Merino J, Frignani M, Alvisi F, Palanques A, Puig P. 1999.Sediment accumulation rates in the southern Barcelona continental margin (NW Mediterranean Sea) derived from ²¹⁰Pb and ¹³⁷Cs chronology. Prog. Oceanogr. 44: 313-332.         [ Links ]

Santschi PH, Allison M, Asbill S, Perlet AB, Cappellino S, Dobbs C, McShea L. 1999. Sediment transport and Hg recovery in Lavaca Bay, as evaluated from radionuclide and Hg distributions. Environ. Sci. Technol. 33: 378-391.         [ Links ]

Villavicencio R. 2010. Ramón Alba Ruiz: El hombre que enderezó el río [accessed 26 February 2013]. Avialable at: http://www.saguaviva.blogspot.com        [ Links ]