Muestreo

Para el cumplimiento de los objetivos se realizaron salidas de campo para la colecta de aguas, sedimentos, organismos animales y vegetales considerados biomonitores en los ríos Guayas, Daule y Babahoyo en los sitios ya establecidos (Fig. 1).

En cada río se muestrearon tres estaciones y en cada una de las estaciones se realizó un transecto donde se colectaron cinco muestras de agua, sedimento, gasterópodos y plantas a una distancia de 10 m entre ellas; con un total de 15 muestras por sustrato y un total de 60 muestras por río. Además, en cada sitio de muestreo se midieron in situ los parámetros pH, temperatura y salinidad, con equipos calibrados YSI pH10 (EcoSense®) y ATC/mil-E (Atago®).

Las muestras de agua se colectaron según lo indicado en la norma ^{COVENIN:2709 (2002)}, los sedimentos se tomaron de la capa superficial entre 5 y 10 cm con una pala de plástico de 1.5 m de longitud, procurando no alterar los sedimentos que se conservaron en fundas de cierre hermético hasta llegar al laboratorio (^{Mero et al. 2012}).

Para la colecta de gasterópodos se seleccionaron organismos adultos de 3 a 5 cm. En cuanto a las plantas se realizó un análisis preliminar donde se detectó que hojas pequeñas de E. crassipes presentaban baja o nula acumulación de Cd por lo que se utilizaron hojas de 13 a 16 cm de largo. Las plantas y los caracoles se colectaron con guantes, se almacenaron en fundas plásticas herméticas y se transportaron al laboratorio.

Proceso de digestión de muestras

Una vez que las muestras de agua llegaron al laboratorio se acidificaron agregando 1 mL de HNO₃ al 65 % (Merck, Ensure®) y se filtraron utilizando papel Whatman Nº40. Se utilizó el material de referencia QC1132 (agua dulce, Sigma) para la validación de los resultados, con un porcentaje de recuperación de 99.5 %.

En el laboratorio los sedimentos fueron extendidos sobre una superficie plástica y secados a temperatura ambiente durante 2 semanas. Posteriormente, fueron disgregados y tamizados a través de un tamiz de 71 µm. Las muestras tamizadas se secaron en una estufa a 80 ºC por 1 h para eliminar la humedad y se pesó 1 g para su posterior digestión por triplicado (^{Mero et al. 2012}).

Para la detección de la fracción total de metales se utilizó el procedimiento propuesto por la Norma EPA3050B (^{EPA 1996}). Se pesó 0.5 g de muestra, luego se le adicionó 5 mL de HNO₃ al 65 % (Merck, Ensure®) en tubos de ensayos herméticamente sellados, en baño María a 100 ºC por 1 h. Posteriormente, se filtró con papel Whatman Nº 40 y se enrasó a 100 mL con agua ultrapura. Paralelamente se usó material de referencia certificado (CRM-016 Trace metals/Freshwater sediment, Sigma) con un porcentaje de recuperación de 101 %, como control de calidad.

Para la detección de la fracción de Cd biodisponible se utilizó la metodología de ^{Espinosa et al. (2011)}, quienes indican que a 1 g de sedimento seco se le añaden 15 mL de HCl al 38 % 0.1 N (Merck, Grado reactivo ACS) y se deja en reposo durante 24 h, una vez aplicada la metodología se procedió a filtrar con papel Whatman Nº 40 y se enrasó a 50 mL con el mismo ácido.

Las muestras vegetales se lavaron con agua potable y luego con agua destilada para eliminar todo el material y sedimento adherido. Se realizó la respectiva identificación taxonómica determinando que la especie en estudio era Eichhornia crassipes.

Se separaron las plantas en dos secciones: raíz y hojas, con el fin de determinar la concentración de Cd en cada parte de la planta. Se eliminó la humedad en estufa a 80 ºC, hasta obtener su peso seco, por un periodo de 72 h, luego se procedió a disgregar las muestras y se pesó aproximadamente 1 g de la muestra por triplicado en vaso de precipitación, a las que se adicionó 4 mL de ácido nítrico al 65 % (Merck, Ensure®) y se procedió a taparlas con vidrio reloj. Fueron sometidas a calor (90 ºC aproximadamente) en plato calentador hasta eliminación de vapores orgánicos (marrones), luego se añadió 1 mL de H₂O₂ al 30 % (Fisher, Grado reactivo ACS) para acelerar la digestión de la muestra. El extracto resultante se filtró usando papel Whatman No. 40 y se enrasó a un volumen de 50 mL con agua ultrapura. Como control de calidad se utilizó el material de referencia BCR-670 (Lemna minor, Sigma) con un porcentaje de recuperación de 99 %.

Las muestras del gasterópodo fueron lavadas con abundante agua destilada para eliminar restos de sedimentos. Se confirmó que los organismos correspondían a la especie Pomacea canaliculata usando la clave taxonómica de ^{Cuezzo (2009)}.

Para el procesamiento de digestión se usó la metodología de ^{Alcivar y Mosquera (2011)}, para lo cual se procedió a retirar el cuerpo blando de los individuos partiendo la concha con un mortero de porcelana. Posteriormente, los cuerpos ya extraídos se colocaron en cápsulas de porcelana y se secaron en una estufa a 80 ºC aproximadamente, durante 48 h. A continuación se trituraron en un mortero y luego fueron llevados a la estufa por una hora para eliminar restos de humedad, pasado este tiempo se procedió a pesar 1 g de la muestra por triplicado, a la cual se le añadió 3 mL de HNO₃ al 65 % (Merck, Ensure®), dejándose digerir en frío por 3 horas, una vez transcurrido este tiempo se realizó la digestión a temperatura de aproximadamente 90 ºC en plato calentador hasta eliminación de vapores orgánicos (marrones), luego se filtró utilizando papel Whatman Nº 40 y se enrasaron a 25 mL con agua ultrapura. Como control de calidad se utilizó el material de referencia BCR-668 (Mussel tissue, Sigma) con un porcentaje de recuperación de 98 %.

Técnica de espectrofotometría de absorción atómica

La cuantificación de Cd de las muestras de agua, sedimento y organismos, se realizó por la técnica de espectrofotometría de absorción atómica de llama, utilizando un espectrofotómetro modelo AAnalyst100 (Perkin Elmer). Para el control de calidad el equipo fue calibrado usando estándares certificados (Accustandard) y se usó en paralelo material de referencia certificado. Las lecturas de las muestras se realizaron por triplicado para verificar su repetibilidad.

Factor de bioconcentración

El factor de bioconcentración (FBC) demuestra la capacidad de acumular metales en los organismos. Se determinó utilizando la relación entre el Cd acumulado en la planta o gasterópodo y el Cd presente en el medio según ^{Brooks (1998)} y se calculó utilizando la siguiente fórmula:

FBC= Concentración de Cd en la planta o gasterópodoConcentración de Cd en el sedimento

Pruebas estadísticas

Para comparar las concentraciones promedio de Cd en agua, sedimentos, Eichhornia crassipes y Pomacea canaliculata se aplicó un análisis de varianza de una vía y una prueba a posteriori de Tukey (p ≤ 0.05). Además, se realizó un análisis de correlación de Pearson para la concentración de Cd de las especies con el sedimento y un análisis de componentes principales. Todas las pruebas estadísticas se realizaron usando el programa Minitab versión 17.0.

Parámetros físicos y químicos en las zonas de estudio

En el cuadro I se muestran los resultados de temperatura, pH y salinidad del agua del río Guayas y sus afluentes. En líneas generales la temperatura se encuentra dentro de los límites máximos permisibles para los tres ríos según el Acuerdo Ministerial 097A. La temperatura en las localidades del río Guayas se presentó en el rango de 27.24 a 27.50 ºC, en el rio Daule de 28.06 a 28.80 ºC y en el Babahoyo de 26.38 a 29.12 ºC.

Por otro lado, el pH en el río Guayas y sus afluentes fluctuó entre 6.83 y 8.35 manteniéndose dentro de los rangos admisibles para la preservación de flora y fauna según el Acuerdo Ministerial 097A. Según ^{Black y Williams (2001)} los metales asociados a los sedimentos representan un peligro potencial para el ambiente acuático ya que pueden ser liberados a la columna de agua en caso de alteración de las condiciones físicas y químicas, en especial por acidificación. Según ^{Liu et al. (2013)}, el Cd presente en los sedimentos podría disolverse y liberar Cd iónico al agua cuando el pH < 6, mientras que cuando es neutro a alcalino, el cadmio adsorbido en el sedimento es estable y se mantiene en esa matriz. De acuerdo con los resultados obtenidos, no se espera que el Cd retenido en los sedimentos sea movilizado a la columna de agua.

En cuanto a la salinidad en la mayoría de las estaciones fueron cero unidades prácticas de salinidad (ups), siendo superior sólo en el río Guayas en las estaciones VM (5.20 ± 1.30 ups) e INP (3.80 ± 0.83 ups) presentando diferencias significativas entre ellas (F = 58.25; p = 0.000). La mayor salinidad del río Guayas se debe a que este río desemboca en el mar y existe un flujo de agua salada dentro del río.

Concentraciones de Cd en agua y sedimento de los ríos Guayas, Daule y Babahoyo

Las concentraciones de Cd en agua no fueron detectables (< 0.028 mg/L) en ninguna de las estaciones de muestreo. Según ^{Zhao et al. (2018)} los metales no se mantienen en el agua y son transferidos a los sedimentos por floculación. Dado que el Cd no es un elemento que permanece en la columna de agua, encontrar altos niveles en esa matriz indicaría un aporte activo del mismo por vías antrópicas, lo que no se observó en el presente estudio.

Por el contrario, en los sedimentos del río Guayas y sus afluentes se encontraron elevados niveles de Cd superando los límites máximos permisibles para este metal. En la figura 2 se muestran las concentraciones de Cd en los sedimentos de las nueve estaciones muestreadas, en las que se observa una alta variabilidad con diferencias estadísticamente significativas (F = 23.42; p = 0.000). Además, el 88 % de los sitios estudiados superaron el límite máximo permitido para Cd en sedimento según la norma canadiense de 0.67 mg/kg (^{CCME 1999}) y de 0.50 mg/kg en suelo según el Acuerdo Ministerial 097-A de Ecuador (^{MAE 2015}).

Fig. 2 Concentraciones de Cd total y biodisponibles en sedimentos en las diferentes localidades de los ríos Guayas: VM (Varadero Las Marianitas), INP (Instituto Nacional de Pesca), SAN (Isla Santay); río Daule: ML (Mucho Lote), DM (Malecón de Daule), DA (Daule Arroceras) y río Babahoyo: BF (Líneas del Ferrocarril), BL (Barrio Lindo), BG (Barrio Guajala). Límite máximo permitido de Cd según la norma ecuatoriana (LMP), nivel de efecto probable (PEL) y valor de referencia canadiense (ISQG). Letras minúsculas iguales indican que no existen diferencias significativas en la concentración total de Cd entre las localidades y letras mayúsculas iguales indican que no existen diferencias en la concentración de cadmio biodisponible (p ≥ 0.05) 

En el caso de la estación DA, los valores de cadmio no fueron detectados por el equipo cuyo límite de detección es de 0.028 mg/kg. Estos valores se encuentran por debajo del nivel de fondo para el Cd en sedimentos de los ríos (0.1 a 0.3 mg/kg) según la tabla de referencia (Screening Quick Reference Table for Inorganics in Fresh water Sediment) emitida por la Administración Oceanográfica y Atmosférica de los Estados Unidos (NOAA, por sus siglas en inglés). Esta estación se encuentra en una zona poco poblada lo que podría explicar las bajas concentraciones de este metal.

Por el contrario, en la estación BG se encontró la mayor contaminación por este elemento, con valores mínimos de 1.79 mg/kg y máximos de 3.39 mg/kg. En promedio, las concentraciones más altas de Cd total en sedimentos se presentaron en BG (2.45 ± 0.59 mg/kg), ML (2.57 ± 0.26 mg/kg) y en INP (2.01 ± 0.19 mg/kg), los cuales superan la normativa ecuatoriana y la canadiense (ISQG, por sus siglas en inglés), la cual indica que por encima de 0.67 mg/kg de Cd se espera que ocurran efectos biológicos adversos.

Estas zonas se caracterizan por estar muy pobladas y en ellas se encuentran numerosas empresas. La estación ML se localiza cerca del relleno sanitario Las Iguanas y de empresas metalúrgicas, petroleras, fábricas de fertilizantes y plásticos, descritas como fuentes de contaminación por Cd. Además, en el área de estudio se observaron zonas de descargas de aguas residuales sin tratamiento.

Otra posible fuente de contaminación es el uso de fertilizantes fosfatados. El Cd se presenta de manera natural en diversas concentraciones en la roca de fosfato que se extrae para ser utilizada como fertilizante (^{Mead 2011}), razón por la cual se presume que luego de la irrigación y por infiltración llegue a los cuerpos de agua colindantes a las zonas de cultivo. Considerando que de los 8 millones de hectáreas de terrenos agrícolas que se estiman en Ecuador aproximadamente 3 millones de hectáreas corresponden a los suelos que se encuentran en la cuenca del río Guayas, se la considera con alta actividad agrícola, en consecuencia, podría presentarse incidencia de este metal tóxico en el área (^{SENAGUA 2009}).

Según la clasificación del Institute of Soil Science and Plant Cultivation (^{Wilson y Maliszewska- Kordybach 2000}) podríamos clasificar la estación DA en nivel 0 o no contaminada, VM, SAN, DM, BF, BL en nivel I con concentraciones superiores al límite máximo permitido y las estaciones INP, ML y BG nivel II ligeramente contaminadas con Cd.

Comparando las concentraciones de Cd en sedimento de la presente investigación con otros estudios realizados en Ecuador, estas son similares a las halladas en el río Taura (1.42 a 3.75 mg/kg) por ^{Arcos y Castro (2005)}; inferiores a los reportados en el río Puyango (44 mg/kg) contaminado por la minería (^{Tarras-Wahlberg et al. 2001}) y superiores a los descritos por ^{Carpio (2016)} en sedimentos del río Chimbo (0.09 a 0.80 mg/kg).

Al contrastar con los resultados de otros ríos a nivel mundial, la concentración de Cd en el Guayas y sus afluentes son menores a los hallados en ríos como Yenshui en Taiwan, 3.5 mg/kg (^{Tsai et al. 2007}), Almendares en Cuba, 4.4 mg/kg (^{Lima 2005}), Gudiamar en España, 16.4 mg/kg (^{Kraus y Wiegand 2006}), Wyścigi en Polonia, 49.39 mg/kg (^{Wojtkowska et al. 2015}), Canal Begej en Serbia, 66 mg/kg (^{Dalmacija et al. 2006}), Seine en Francia, 130 mg/kg (^{Meybeck et al. 2007}) río Túr en Rumania, 800 mg/kg (^{Osán et al. 2007}) y Longjiang en China, 5368 mg/kg (^{Zhao et al. 2018}). Sin embargo, las concentraciones de Cd son mayores a las reportadas en Sudarban en Bangladesh, 0.82 mg/kg (^{Islam et al. 2017}), río Casqueiro en Brasil, 1.63 mg/kg (^{Harris y Santos 2000}) y río Bogotá en Colombia, 0.50 a 1.24 mg/kg (^{Lora y Bonilla 2010}).

Por otra parte, en la figura 2 se aprecian diferencias en el porcentaje de biodisponibilidad de Cd entre las estaciones de muestreo. La mayor biodisponibilidad de Cd se observó en el sedimento de SAN (81.68 %) y la menor biodisponibilidad se encontró en BF (0 %), DM (2.66 %), y BG (4.98 %) (F = 10.42; p = 0.000). En BG la baja disponibilidad de Cd fue positiva para la biota, ya que de 2.44 mg/kg total en sedimento sólo se encontró disponible 0.122 mg/kg, valor que se encuentra por debajo de los límites permisibles. Igual resultado se obtuvo en BF, donde existe una alta concentración de Cd en sedimento que está 2.3 veces por encima de la normativa, pero no se encuentra biodisponible.

Por el contrario, SAN presenta una de las menores concentraciones de Cd total, pero el 81.68 % se encontró biodisponible. Por lo que se recomienda para futuros trabajos analizar no sólo el contenido de Cd total en sedimentos, sino su biodisponibilidad, ya que ésta es la que permite inferir el daño que se puede generar al ecosistema.

Dentro de las posibles consecuencias que podría traer la contaminación por cadmio tenemos la afectación a las especies bentónicas, los peces, las plantas y los humanos. En algunos trabajos se ha demostrado que las especies bentónicas se ven afectadas al exponerse a elevadas concentraciones de Cd (^{Occhiogrosso et al. 1979}, ^{Traunspurger y Drews 1996}, ^{Ordonez et al. 2011}, ^{Colas et al. 2013}). También se ha descrito que este metal genera alteración del ciclo gametogénico de la almeja Ruditapes decussates (^{Smaoui-Damak et al. 2006}) y la reducción de la densidad de macroinvertebrados bentónicos en sedimentos (^{Ordonez et al. 2011}).

En los peces se han reportado numerosos efectos tóxicos del Cd tales como reducción significativa en su actividad natatoria (^{Eissa et al. 2003}), aberraciones cromosómicas, núcleos anormales de células rojas y morfología anormal del esperma (^{Chandra y Khuda-Bukhsh 2004}).

Es importante destacar que ninguna de las concentraciones de Cd encontradas en los tres ríos superó el nivel de efecto probable (PEL, por sus siglas en inglés, Probable Effect Level), concentración sobre la cual aparecen con frecuencia efectos biológicos adversos y para el Cd se ha determinado que en sedimentos la concentración es de 3.5 mg/kg (^{Laino-Guanes et al. 2015}). Sin embargo, deben tomarse medidas para que los niveles de Cd en los ríos no sigan aumentando y evitar que se generen efectos tóxicos sobre los organismos.

Concentraciones de Cd en Eichhornia crassipes de los ríos Guayas, Daule y Babahoyo

En E. crassipes se observó acumulación de Cd tanto en las raíces como en las hojas (Fig. 3 A y B). La concentración de Cd en las raíces de BL, VM y BG fue significativamente mayor que en las de INP, SAN, ML, DM, DA y BF (F = 7.98; p = 0.000).

Fig. 3 Concentraciones de Cd en A. raíces y B. hojas de Eichhornia crassipes en las diferentes localidades de los ríos Guayas: VM (Varadero Las Marianitas), INP (Instituto Nacional de Pesca), SAN (Isla Santay); río Daule: ML (Mucho Lote), DM (Malecón de Daule), DA (Arroceras de Daule) y río Babahoyo: BF (Líneas del Ferrocarril), BL (Barrio Lindo), BG (Barrio Guajala). Letras iguales indican que no existen diferencias significativas (p ≥ 0.05). 

Las localidades en donde E. crassipes presentó mayor concentración promedio de Cd en raíces fueron BL (8.36 ± 2.42 mg/kg), VM (5.47 ± 4.66 mg/kg) y BG (5.76 ± 1.36 mg/kg) con diferencias significativas con respecto a las localidades de menor concentración DA (1.31 ± 0.48 mg/kg) y ML (0.67 ± 0.46 mg/kg) (F = 7.98; p = 0.000). En las hojas no se observaron diferencias significativas en la concentración de Cd en ocho de nueve localidades, demostrando que las hojas no son el mejor indicador de contaminación por Cd. Sólo se presentó diferencia significativa para la estación BL (12.72 ± 7.31 mg/kg) (F = 10.45; p = 0.000). En la figura 4 se muestra la distribución espacial de Cd en E. crassipes en los ríos, donde se aprecian mayores concentraciones en los ríos Babahoyo y Guayas.

Fig. 4 Distribución espacial de las concentraciones promedio de Cd en Eichhornia crassipes en los ríos Guayas, Daule y Babahoyo. 

Los valores de Cd encontrados en la presente investigación son mayores a los registrados en raíces de E. crassipes del río Almendares en Cuba donde el mayor valor fue de 3.8 mg/kg (^{Lima et al. 2005}). La especie E. crassipes se ha propuesto como biomonitora de contaminación por metales y se ha utilizado en monitoreos de ríos en Cuba (^{Lima et al. 2005}) y Venezuela (^{Schorin et al. 1991}), donde se ha comprobado su potencial para detectar metales en los ríos, aun cuando estos se encuentren en bajas concentraciones. En este sentido, ^{Pernía et al. (2016)} comprobaron la capacidad de E. crassipes de acumular Cd de forma proporcional a la concentración de este metal en el agua, llegando a acumular 514.44 ± 208.11 mg/kg en hojas y 1482.66 ± 368.41 mg/kg en raíces al exponerla a 1 mg/L de Cd durante siete días.

Dentro de los efectos negativos que genera el Cd a la especie E. crassipes se ha descrito reducción de varios parámetros tales como la biomasa, el contenido de pigmentos fotosintéticos, la tasa de asimilación de CO₂, la conductancia estomática y la eficiencia en el uso de agua al exponer las plantas a 100 mg/L de Cd (^{Zahoor et al. 2018}). De igual forma, ^{Pernía et al. (2016)} determinaron clorosis en hojas jóvenes de E. crassipes expuestas a 2 mg/L de Cd por siete días. Sin embargo, a bajas concentraciones del metal (3.5, 7.0, 14.0, y 28.0 μM), ^{Pereira et al. (2017)} demostraron que esta especie es tolerante al Cd, mostrando un incremento en su tasa fotosintética y la conductancia estomática. No obstante, en el presente estudio el Cd no fue detectado por lo que no se puede determinar la tolerancia de la especie a concentraciones inferiores a 0.028mg/L.

Concentraciones de Cd en Pomacea canaliculata de los ríos Guayas, Daule y Babahoyo

P. canaliculata estuvo presente en seis de las nueve localidades. En cuanto al contenido de Cd en el tejido de P.canaliculata en la figura 5 se observaron las mayores concentraciones en las estaciones SAN (1.52 ± 0.16 mg/kg), ML (1.30 ± 0.23 mg/kg) y BF (1.19 ± 0.16 mg/kg), significativamente mayores a las concentraciones encontradas en las localidades INP, DM y BG (F = 47.52; p = 0.000). En la figura 6 se muestra la distribución espacial de Cd en el gasterópodo.

Fig. 5 Concentraciones de Cd en Pomacea canaliculata en las diferentes localidades de los ríos Guayas: VM (Varadero Las Marianitas), INP (Instituto Nacional de Pesca), SAN (Isla Santay); río Daule: ML (Mucho Lote), DM (Malecón de Daule), DA (Arroceras de Daule) y río Babahoyo: BF (Líneas del Ferrocarril), BL (Barrio Lindo), BG (Barrio Guajala). Letras iguales indican que no existen diferencias significativas (p ≥ 0.05). 

Fig. 6 Distribución espacial del Cd en Pomacea canaliculata en los ríos Guayas, Daule y Babahoyo 

Estos resultados coinciden con los hallados por ^{Ramírez et al. (2016)} quienes encontraron Cd en P. canaliculata a razón de 1.221 ± 0.751 mg/kg en el río Guayas, 0.954 ± 0.602 mg/kg en Daule y 0.738 ± 0.598 mg/kg en Babahoyo. Por el contrario, los resultados del presente estudio son mucho menores a los reportados por ^{Deng et al. (2008)} en una mina de China, donde encontraron valores máximos de 30 mg/kg de Cd en las vísceras de P. canaliculata. Sin embargo, al igual que en este trabajo, ^{Deng et al. (2008)} demostraron que las concentraciones acumuladas en P. canaliculata no mostraron correlación con el Cd presente en el sedimento por lo que no lo recomiendan como bioindicador de Cd, pero sí como biomonitor.

Comparación de las concentraciones de Cd encontradas en sedimentos, Eichhornia crasssipes y Pomacea canaliculata

En la figura 7 se observa que E. crassipes acumuló mayor concentración de Cd en comparación con P. canaliculata en las estaciones INP, SAN, DM y BG (F = 47.52; p = 0.000). Por otro lado, la concentración de Cd en E. crassipes fue mayor a la encontrada en el sedimento total en las estaciones SAN, DA, BG y BL, evidenciando que es una excelente acumuladora de Cd. Por el contrario, P. canaliculata sólo acumuló más Cd que E. crassipes en la estación ML y con respecto al sedimento total, las concentraciones fueron menores en INP y ML y en el resto de las estaciones no presentaron diferencias significativas.

Fig. 7 Comparación de la concentración de Cd hallada en sedimento, raíces de Eichhornia crassipes y Pomacea canaliculata por localidades de los ríos Guayas, Daule y Babahoyo. Los resultados se muestran como media ± desviación estándar (n = 5). Letras iguales indican que no existen diferencias estadísticamente significativas entre las concentraciones de Cd en los sustratos por localidad (p ≥ 0.05) 

Factor de bioconcentración de Cd en Eichhornia crasssipes y Pomacea canaliculata

Para verificar la capacidad de acumulación de Cd en las especies estudiadas se determinó el factor de bioconcentración (FBC). El FBC de E. crassipes fue mayor a uno en el 88% de las estaciones indicando su capacidad de acumulación de Cd. El FBC varió significativamente entre las localidades para E. crassipes con un valor máximo de 10.86 ± 4.47 en BL y mínimo de 0.26 ± 0.18 en ML (H = 20.60; p = 0.01). Por el contrario, el FBC de P. canaliculata fue mayor a uno solo en SAN (1.48 ± 0.13), indicando una menor capacidad de acumulación de Cd en comparación con E. crassipes (Cuadro II).

Correlación entre los parámetros físicos y químicos y el contenido de cadmio en el sedimento, Eichhornia crassipes y Pomacea canaliculata

Para evaluar el grado de asociación de los parámetros físicos y químicos con la concentración de Cd en sedimento y organismos se aplicó un análisis de correlación de Pearson donde se determinó una fuerte correlación entre el Cd presente en E. crassipes y la temperatura (r = 0.627; p = 0.000), lo que indica que, a mayor temperatura mayor concentración de cadmio acumulada en las plantas. Según ^{Zhuo et al. (2013)} temperaturas de 30 ºC pueden incrementar la biodisponibilidad del Cd en los sedimentos y ser absorbido por las plantas. En este sentido, ^{Hooda y Halloway (1993)} demostraron que la biodisponibilidad del Cd en los suelos es proporcional a la temperatura, ya que al incrementar la temperatura aumenta la solubilidad de los compuestos.

Asimismo, se observó una relación débil inversamente proporcional entre el pH y el Cd en sedimento (r = -0.411; p = 0.005) y el Cd biodisponible (r = -0.411; p = 0.005), mostrando que a mayor pH el Cd se encuentra menos biodisponible. Se ha descrito que el pH afecta el equilibrio entre la especiación metálica, solubilidad, adsorción e intercambio de iones en el suelo y se ha considerado el factor más importante en la biodisponibilidad de los metales (^{McBride et al. 1997}). A pH básicos los metales son removidos de la solución del suelo y adsorbidos por los coloides, disminuyendo su biodisponibilidad (^{Alloway 1995}). En este sentido, los ríos presentan un pH de neutro a básico lo que reduce su disponibilidad para la biota y su potencial toxicidad.

También se apreció una correlación débil entre Cd biodisponible en el sedimento y la salinidad del agua (r = 0.334; p = 0.025). Se ha demostrado que a mayor salinidad, mayor biodisponibilidad de Cd, ya que los cloruros generan compuestos solubles con el metal (^{García y Dorronsoro 2005}).

De igual forma, se realizó un análisis de componentes principales donde se evidenció que cuatro de ellos explicaron el 90 % de la correlación entre variables. El primer componente, CP1, muestra la correlación entre la concentración de Cd en E. crassipes y el pH (Fig. 8). Por otro lado, el CP2 evidenció relación entre la concentración de Cd en el gasterópodo y la temperatura. El CP3 mostró correlación entre la biodisponibilidad del Cd en sedimento y la temperatura y finalmente en CP4 se observó la relación del Cd en el sedimento con la salinidad.

Fig. 8 Análisis de componentes principales entre todos los parámetros analizados: temperatura (T º C), pH, salinidad, Cd total en sedimento, Cd biodisponible en sedimento, Cd en E. crassipes y Cd en P. canaliculata. CP = componente principal 

Estos resultados explican la variación en la acumulación de Cd en E. crassipes en las estaciones como consecuencia de las variaciones en los parámetros físicos y químicos y cómo estos afectan la biodisponibilidad del cadmio en los sedimentos de los ríos.

Dentro de las limitantes de esta investigación tenemos que se utilizó un espectrofotómetro de absorción atómica cuyo límite de detección de cadmio es 0.028 mg/L por lo que no se pudo apreciar el contenido de este metal en agua. Se recomienda para futuros estudios utilizar un equipo más sensible (espectrofotometría acoplada a horno de grafito o espectroscopía de emisión por plasma de acoplamiento inductivo). Otra recomendación es determinar la concentración de materia orgánica en el sedimento ya que podría explicar la biodisponibilidad del metal en este sustrato, así como también realizar la granulometría del sedimento ya que los metales suelen acumularse en la fracción fina.

Finalmente, se propone el uso de E. crassipes como especie biomonitora de contaminación por Cd en los ríos Guayas, Daule y Babahoyo por presentar las ventajas de estar distribuida en todas las estaciones estudiadas, en cantidad abundante durante todo el año, además de acumular altas concentraciones del metal y presentar un alto factor de bioconcentración.