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INTRODUCCIÓN
La utilidad de las diatomeas como indicadores de contaminación e impacto ambiental es ampliamente reconocida, y con base en estas se han ingeniado índices cualitativos y cuantitativos (Medley & Clements, 1998; Ivorra et al., 1999; Gómez & Licursi, 2001; Ács et al., 2005; Salomoni et al., 2006; Penalta-Rodríguez & López-Rodríguez 2007). Estos en su mayor parte se han enfocado sobre hábitats de aguas continentales, lo que ha contribuido en la determinación de normas de calidad de agua, mismas que han sido aceptadas como referentes de la salud de ciertos ambientes. Tales estudios se han hecho bajo la premisa de que las diatomeas son sensibles a perturbación, tienen movimiento limitado o están fijas en un sustrato, se distribuyen ampliamente y responden rápidamente a disturbios ambientales ocasionados por un determinado agente contaminante. La consecuencia se ve reflejada en cambios significativos en los atributos de las taxocenosis de diatomeas respecto a asociaciones de ambientes no perturbados (Cattaneo et al., 2004, Falasco et al., 2009, Morin et al. 2012). Sin embargo, aunque taxones sensibles son remplazados por otros tolerantes modificando la flora original (Belando et al., 2017), formas sensibles podrán experimentar deformaciones de sus frústulas que, a su vez, reflejen alteraciones metabólicas (Falasco et al., 2009, Gautam et al., 2017, Lavoie et al., 2017).
De acuerdo con lo anterior, ciertos taxones de diatomeas presentan la capacidad de resistir o tolerar contaminación por metales, toda vez que persisten dentro de ambientes así contaminados (Siqueiros-Beltrones, 2002, 2005). Por ejemplo, Achnanthidium minutissimum (Kützing) Czarnecki y Sellaphora seminulum (Grunow) D. G. Mann pueden incluso proliferar en tales condiciones, mientras que en estudios sobre contaminación por Cd, Fe y Zn en hábitats de aguas continentales, diatomeas como A. minutissimum (Kützing) Czarnecki y Brachysira vitrea (Grunow) Ross, fueron los taxones dominantes; estas respuestas indican estrategias oportunistas fundadas en su resistencia a la presencia de Cd y Zn (Ivorra et al. 1999) y, en cambio, otros taxones presentaron frecuentemente frústulas deformes con el eje axial distorsionado, como en Fragilaria cf. tenera (W. Smith) Lange-Bertalot, Fragilaria rumpens (Kützing) G. W. F. Carlson y Eunotia sp. (Cattaneo et al., 2004).
Por otra parte, el uso de diatomeas para evaluación de cualquier tipo de contaminación en los ambientes marinos requiere tanto una base florística formal y comprensiva, como una idea clara y precisa de la estructura de las asociaciones de diatomeas bentónicas (ADB) que permita un examen comparativo entre condiciones pristinas como referente, y cualquier tipo de contaminación (Desrosiers et al. 2013, Siqueiros-Beltrones et al., 2014), evidenciando con ello desviaciones de los valores normales de los parámetros en ADB típicas de ambientes no perturbados. Asimismo, el análisis de la estructura de las ADB proporcionaría una referencia adecuada para detectar cambios debidos a forzamientos por elementos potencialmente tóxicos (EPT). Dicha estructura se compone de determinados parámetros, como riqueza de especies, taxones dominantes, diversidad y dominancia de especies, cuyos valores se calculan mediante índices ecológicos. De manera general, dichos índices son sensibles al número de taxones en las taxocenosis o asociaciones y sus abundancias relativas; así, los valores calculados de diversidad, dominancia y equidad pueden ser utilizados para detectar patrones ecológicos (Siqueiros-Beltrones 2002), toda vez que pueden variar de acuerdo con el grado de adversidad del hábitat que ocupan las ADB. De esta manera, una taxocenosis puede mostrar diferencias marcadas en riqueza de especies (S), que llegan a ser tan bajas como entre 5-11 taxones bajo las condiciones extremas de ambientes hipersalinos (Siqueiros-Beltrones 1988, 1990). Sin embargo, en la mayoría de los ambientes costeros no perturbados las S observadas varían entre 20 y 50 taxa por muestra (Siqueiros-Beltrones, 1998, 2002), y entre 50 y 100 taxones por muestra en ambientes más productivos (Siqueiros-Beltrones et al. 2017).
De esta manera, para interpretar adecuadamente lo anterior, es necesario comprender que, independientemente de la riqueza de especies y el tipo de sustrato, hábitat, o condiciones, las ADB estarán compuestas por pocos taxones abundantes y comunes, y muchos taxones poco comunes y raros, lo que influye sobre los valores de diversidad. Entonces, como referencia, los valores típicos de diversidad de especies (H’) calculados para ADB en un ambiente marino estable no perturbado variaría entre 2<H´<5 (Siqueiros-Beltrones 2002, 2005).
Con respecto a los efectos de EPT en ambientes marinos, en un estudio previo relacionado a éste se observaron concentraciones de metales contaminantes que no rebasaron los niveles de referencia que indicaran un efecto sobre la biota residente, o cómo podrían responder las ADB a dicha contaminación (Siqueiros-Beltrones et al., 2014). Por otra parte, se observó que bajo condiciones de laboratorio ciertas especies de diatomeas exhibieron efectos a concentraciones de metales más bajas que las presentes en la corteza terrestre, mientras que en condiciones in situ las diatomeas pueden tolerar concentraciones más altas de EPT, quizá debido a interacciones con factores diversos, ya sean bióticos, físicos, o químicos (Long et al. 1995).
Recapitulando, se reitera que son muy pocos los estudios para ambientes marinos y aunque estos han relacionado valores bajos de diversidad en ADB a efectos de contaminantes en los sitios inspeccionados (Dickman, 1998, Cunningham et al., 2003, 2005, Petrov et al., 2010, Rubino et al., 2015, Potapova et al., 2016, Pandey et al. 2018), se carece aún de un modelo teórico que describa la relación entre los EPT y las diatomeas bentónicas. De ahí que nuestra primera acción fue llevar a cabo un estudio exploratorio en una zona contaminada por desechos mineros analizando las concentraciones de EPT y su relación con los atributos de las ADB.
Como es de esperarse en un estudio de índole exploratoria como este, no se contaba con antecedentes florísticos de diatomeas bentónicas en el área. No obstante, con base en la teoría ecológica general sobre estructura de ADB, i.e., riqueza y diversidad de especies, dominancia y equidad, y sus implicaciones ecológicas (Siqueiros-Beltrones, 2005), se contrastó la hipótesis de trabajo de que los valores calculados de diversidad en las ADB en el área de Santa Rosalía, contaminada por EPT derivados de los residuos mineros, caerían fuera del intervalo típico (2<H´<5) propuesto (Siqueiros-Beltrones, 2005). Asimismo, que la frecuencia de frústulas deformes sería mayor que en áreas no contaminadas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
La selección del área de estudio se basó en el reconocimiento de un sitio que tuviera antecedentes sobre registros de concentraciones de EPT. Así, la presente investigación se realizó en la zona de Santa Rosalía. Ésta pertenece al municipio de Mulegé (27º 20’ N, 112º 16’ O) y se localiza al norte del estado de Baja California Sur (Volke-Sepúlveda et al., 2003). El clima es semiárido con inviernos fríos-secos y veranos cálidos-húmedos con fuertes cambios estacionales en la dirección del viento; durante los meses de verano y principios de otoño los vientos son variables y de menos intensidad (Douglas et al., 2007). La precipitación anual es muy baja (alrededor de 100 mm) y principalmente asociada a tormentas tropicales de períodos cortos (Rodríguez-Figueroa et al., 2009).
Las corrientes del Golfo de California que influyen el área de estudio presentan salinidades mayores a 34.9 y están ligadas a la intensificación de la Corriente Costera Mexicana, e interactúan de tal forma que el corte lateral entre éstas origina remolinos en la entrada al golfo (Pantoja et al., 2012). La corriente del Golfo de California sigue una dirección de norte a sur; en diferentes temporadas alternan los flujos de entrada en el lado oriental y salida por el lado occidental de la boca de la península con dirección norte-sur (Lavin et al., 2009; Pantoja et al., 2012).
La zona de Santa Rosalía presenta áreas contaminadas por desechos mineros (Shumilin et al. 2011, 2012, 2013; Jonathan et al. 2016), independientemente de que existan asentamientos humanos normales. En uno de los estudios, Shumillin et al. (2012) determinaron que las concentraciones de Pb (46.7 mg kg-1 ± 218 mg kg-1), Cu (3,390 ± 804 mg kg-1) y Zn (1,916 ± 749 mg kg-1) en la mayoría de las muestras de sedimentos fueron superiores al efecto de rango medio (ERM), lo que indica un impacto antropogénico extenso por actividades mineras de cobre en sedimentos de playa, y por lo tanto un alto riesgo toxicológico para la biota marina residente del área.
Muestreo
Los muestreos se realizaron en mayo de 2015 y enero de 2016 en la zona intermareal en cinco puntos del puerto de Santa Rosalía (Fig. 1). Los puntos se distribuyeron con una distancia aproximada de 250 m entre ellos. En mayo de 2015 se recolectaron muestras de sedimento en los puntos 1,2 y 3, y muestras de roca solo en los puntos 4 y 5. En enero de 2016 se recolectó una muestra de sedimento en los cinco puntos del puerto; durante este mes no se recolectaron rocas. Al ser un estudio exploratorio se tomaron muestras dependiendo las condiciones del lugar y del sustrato disponible, de ahí que las muestras sean diferentes en los dos meses.
Procesamiento de muestras
Las rocas libres de macroalgas fueron cepilladas en un área de 10 cm x 10 cm, y el producto obtenido se colocó en tubos de ensaye. Las muestras de sedimento recolectado se colocaron en una cámara de ultrasonido para la separación de diatomeas; el sobrenadante obtenido se colocó en tubos de ensaye. Las muestras colocadas en tubos de ensaye se oxidaron con una mezcla de etanol comercial al 90% y ácido nítrico al 70% en una proporción 1:1:4 (muestra, alcohol, ácido). Alícuotas de diatomeas se secaron en cubreobjetos y se montaron en portaobjetos de vidrio utilizando resina de montaje Pleurax® (RI = 1.7) (Siqueiros-Beltrones 2002).
Las diatomeas fueron identificadas bajo un microscopio con óptica planacromática, Olymmpus CH-2, bajo diferentes aumentos 600 y 1000 X, usando literatura clásica y regional (Schmidt et al. 1874-1959; Hustedt 1991; Witkowski et al. 2000; Siqueiros-Beltrones 2002; López-Fuerte et al. 2010; Siqueiros-Beltrones et al. 2014). De acuerdo con Siqueiros-Beltrones (2002), las abundancias relativas (N = 500) de las especies identificadas se estimaron por muestra y se utilizaron para calcular los parámetros de las asociaciones con los siguientes índices: diversidad de especies (H’ de Shannon y 1-ʎ de Simpson), equidad (J´ de Pielou) y dominancia (ʎ de Simpson) (Magurran, 1988). La similitud entre las muestras de todos los sitios se midió mediante el índice de Bray-Curtis, utilizando tanto presencia/ausencia, como abundancias relativas de los taxa.
Medición de EPT en sedimentos
De la muestra total recolectada en una caja Petri, se utilizó la mitad de la muestra de sedimento para su pulverización, y luego se sometieron a digestión ácida con HF, HClO4, HNO3 y HCl. Las concentraciones de metales se midieron con un espectrómetro de masas acoplado inductivamente (ICP-MS), utilizando estándares de referencia certificados para sedimentos marinos (PACS-2 y MESS-3) para validación de la técnica. Los metales analizados fueron: Al (%), Fe (%), Mg (%), Hg (mg kg-1), y mg kg-1 (Ag, As, Ba, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, In, Mn, Mo, Ni, Pb, Sb, Se, Sn, Sr, U, V, Zn). Para calcular el factor de enriquecimiento normalizado (FEN) los valores de concentración fueron normalizados con Al usando la formula: FENM = (M muestra/ Al muestra / (M CTS/Al CTS), donde M es el metal y CTS corresponde al valor de la corteza terrestre superior (Wedepohl 1995). Las concentraciones estimadas de metales se compararon con los valores de toxicidad propuestos por Long et al. (1995), que definen efecto de rango bajo (ERB), es decir, afecta al 10% de la biota, y efecto de rango medio (ERM) que indica cuando el 50% de la biota puede verse afectado. Los valores FEN permitieron estimar la calidad del sedimento o el grado de contaminación según una escala para sitios mineros: 1-3 = contaminación baja, 3-10 = moderada, 10-25 = severa, 25-50 = muy severa y > 50 = extremadamente severa (Marmolejo-Rodríguez et al., 2011).
RESULTADOS
Asociaciones de diatomeas bentónicas
La riqueza total de especies (S) en rocas y sedimentos redituó 156 taxa (Tabla 1). Sin embargo, la S se distribuyó de manera discontinua; el sustrato rocoso del sitio cuatro presentó 8 taxones y el sedimento del sitio cinco sólo 6 taxones. Los géneros mejor representados fueron Nitzschia Hassall con 23 especies, Amphora Ehrenberg ex Kützing (22), Cocconeis Ehrenberg (11) y Navicula Bory (11). Se contaron un total de 4183 valvas de diatomeas; las especies más abundantes fueron Staurophora salina (Smith) Mereschkowsky (483), Amphora ocellata Donkin (333), Navicula subinflatoides Hustedt (320), Psammodyction constrictum (Gregory) Grunow (270) y Achnanthes javanica Grunow (197). Por sustrato, en roca las diatomeas más abundantes fueron Achnanthes javanica (171), A. longipes Agardh (117) y A. parvula Kützing (150), mientras que en sedimento las más abundantes fueron Staurophora salina (483), Amphora ocellata (333), Navicula subinflatoides (320) y Psammodyction constrictum (269) (Fig. 2).
Tabla 1 Diatomeas epilíticas y episámicas de las muestras de sedimento contaminado del Puerto de Santa Rosalía, Baja California Sur, México. *Diatomeas que presentaron deformación.
| Achnanthes brevipes C. Agardh var. brevipes |
| Achnanthes brevipes var. intermedia (Kützing) Cleve |
| Achnanthes brockmanii Simonsen |
| Achnanthes hauckiana Grunow |
| Achnanthes javanica Grunow * |
| Achnanthes longipes C. Agardh * |
| Achnanthes parvula Kützing * |
| Achnanthes sp. * |
| Achnanthes yaquinensis McIntire & Reimer * |
| Actinoptychus adriaticus Grunow |
| Actinoptychus hexagonus Grunow |
| Actinoptychus minutus Greville |
| Actinoptychus senarius (Ehrenberg) Ehrenberg |
| Actinoptychus undulatus (Kützing) Ralfs |
| Amphicocconeis disculoides (Hustedt) Stefano & Marino |
| Amphora amoena Hustedt |
| Amphora bigibba Grunow |
| Amphora borealis Kützing |
| Amphora caroliniana Giffen |
| Amphora cingulata Cleve |
| Amphora cf. coffeiformis (C. Agardh) Kützing |
| Amphora costata Smith |
| Amphora crassa Gregory |
| Amphora kolbei Aleem |
| Amphora laevis Gregory |
| Amphora laevissima Gregory |
| Amphora ocellata Donkin |
| Amphora ostrearia Brébisson ex Kützing var. vitrea Cleve |
| Amphora proteus Gregory |
| Amphora rhombica Kitton |
| Amphora salina Smith |
| Amphora sp. |
| Amphora subangularis (Hustedt) Levkov |
| Amphora terroris Ehrenberg |
| Amphora ventricosa Gregory |
| Amphora wisei (Salah) Simonsen |
| Asteromphalus flabellatus (Brébisson) Greville |
| Auricula intermedia (Lewis) Cleve |
| Bacillaria socialis (Gregory) Ralfs |
| Caloneis liber (Smith) Cleve |
| Caloneis liber var. bicuneata (Grunow) Cleve |
| Caloneis linearis (Grunow) Boyer |
| Campylodiscus angularis Gregory |
| Campylodiscus crebrecostatus Greville var. speciosa Eulenstein |
| Campylodiscus simulans Gregory |
| Climacosphenia moniligera Ehrenberg |
| Cocconeis convexa Giffen |
| Cocconeis diminuta Pantocsek |
| Cocconeis dirupta Gregory var. dirupta Grunow |
| Cocconeis dirupta var. flexella (Janish & Rabenhorst) Grunow |
| Cocconeis disculoides (Hustedt) Stefano & Marino |
| Cocconeis molesta Kützing |
| Cocconeis placentula Ehrenberg var. lineata (Ehrenberg) Cleve |
| Cocconeis sp. * |
| Cocconeis speciosa Gregory |
| Cocconeis sublitoralis Hendey |
| Coscinodiscus apiculatus Ehrenberg |
| Coscinodiscus gigas Ehrenberg |
| Coscinodiscus radiatus Ehrenberg cf. var. radiatus Ehrenberg |
| Cyclotella atomus Hustedt |
| Cyclotella striata (Kützing) Grunow |
| Denticula elegans Kützing |
| Dickieia sp. |
| Diploneis crabro Ehrenberg |
| Diploneis decipiens Cleve-Euler |
| Diploneis didyma Ehrenberg |
| Diploneis incurvata (Gregory) Cleve |
| Diploneis litoralis (Donkin) Cleve * |
| Diploneis notabilis (Greville) Cleve |
| Diploneis obliqua (Brun) Hustedt |
| Diploneis papula (Schmidt) Cleve |
| Diploneis smithii (Brébisson) Cleve |
| Ehrenbergia granulosa (Grunow) Witkowski |
| Entomoneis alata (Ehrenberg) Ehrenberg |
| Entomoneis pulchra (Bailey) Reimer var. pulchella (H. Peragallo & M. Peragallo) Siqueiros-Beltrones & Y. J. Martínez |
| Fallacia litoricola (Hustedt) Mann |
| Fallacia forcipata (Greville) Stickle & Mann |
| Grammatophora marina (Lyngbye) Kützing |
| Grammatophora hamulifera Kützing |
| Gyrosigma naja (Meister) Sterrenburg |
| Gyrosigma balticum (Ehrenberg) Rabenh |
| Halamphora coffeiformis (C. Agardh) Levkov |
| Halamphora wisei (Salah) Álvarez-Blanco & Blanco |
| Hantzschia cf. amphioxys (Ehrenberg) Grunow |
| Hemidiscus cuneiformis Wallich var. cuneiformis |
| Licmophora flabellata (Greville) C. Agardh |
| Licmophora sp. |
| Licmophora communis (Heiberg) Grunow |
| Lioloma pacificum (Cupp) Hasle |
| Lyrella irrorata (Greville) Mann |
| Melosira moniliformis (Müller) C. Agardh |
| Navicula agnita Hustedt |
| Navicula cf. radiosa Kützing |
| Navicula directa (Smith) Ralfs |
| Navicula diversistriata Husted |
| Navicula longa Gregory |
| Navicula longa var. irregularis Husted |
| Navicula margalithi Lange-Bertalot |
| Navicula pennata Schmidt |
| Navicula sp. |
| Navicula subinflatoides Hustedt -* |
| Navicula zostereti Grunow |
| Nitzschia arcuata Gregory ex Greville |
| Nitzschia bicapitata Cleve |
| Nitzschia cf. angularis Smith |
| Nitzschia cf. filiformis (Smith) Van Heurck |
| Nitzschia dissipata (Kützing) Grunow |
| Nitzschia distans Gregory |
| Nitzschia frustulum (Kützing) Grunow var. frustulum |
| Nitzschia frustulum var. perminuta Grunow |
| Nitzschia granulata Grunow |
| Nitzschia laevis Frenguelli |
| Nitzschia lanceolata W. Smith |
| Nitzschia longissima (Brébisson) Ralfs var. longissima |
| Nitzschia longissima var. costata Hustedt |
| Nitzschia lorenziana Grunow |
| Nitzschia lorenziana var. subtilis Grunow |
| Nitzschia obtusa Smith var. obtusa |
| Nitzschia obtusa var. scalpelliformis (Grunow) Grunow |
| Nitzschia pellucida Grunow |
| Nitzschia scalpelliformis Grunow |
| Nitzschia sigma (Kützing) Smith var. sigma |
| Nitzschia sigma var. rigida Grunow |
| Nitzschia sp. |
| Nitzschia spathulata Brébisson ex Smith |
| Odontella sp. |
| Opephora schwartzii (Grunow) Petit |
| Paralia sulcata (Ehrenberg) Cleve |
| Petrodictyon gemma (Ehrenberg) D. G. Mann |
| Plagiotropis pusilla (Gregory) Kuntze |
| Planothidium delicatulum (Kützing) Round & Bukhtiyarova |
| Pleurosigma formosum Smith |
| Psammodictyon puncta Mann var. coarctata Mann |
| Psammodyction constrictum (Gregory) Grunow |
| Psammodictyon panduriforme (Gregory) Mann |
| Psammodiscus nitidus (Gregory) Round & Mann |
| Rhizosolenia imbricata Brightwell |
| Rhopalodia musculus (Kützing) Otto Müller |
| Roperia tesselata (Roper) Grunow ex Pelletan |
| Shionodiscus oestrupii (Ostenfeld) Alverson, Kang * |
| Staurophora salina (Smith) * Mereschkowsky |
| Surirella fastuosa (Ehrenberg) Kützing |
| Synedra affinis Kützing |
| Tabularia fasciculata (C. Agardh) Williams & Round |
| Thalassiosira eccentrica (Ehrenberg) Cleve * |
| Thalassiosira sp. |
| Trachyneis aspera (Ehrenberg) Cleve var. aspera |
| Trachyneis aspera var. elliptica Hendey |
| Trachyneis velata Schmidt |
| Tryblionella acuminata Smith |
| Tryblionella littoralis (Grunow) Mann |
Figura 2 Diatomeas más abundantes en sedimento y roca del puerto de Santa Rosalía, BCS. a) Achnanthes javanica, b) Achnanthes cf longipes, c) Cocconeis scutellum, d) Psammodyction constrictum, e) Gomphoseptatum aestuarii, f) Catenula adherens, g) Amphora ocellata, h) Navicula subinflatoides, i) Staurophora salina. Escala=10 μm
La diversidad de especies también varió notablemente, desde los valores más bajos en el sitio cinco (H´ = 1.1 y 1.9 bit/taxón) hasta valores medios y altos, típicos de H´ que oscilan entre 2.4 y 4.3, y dominancias (ʎ) bajas (Tabla 2). Las mediciones de similitud entre muestras basadas en la presencia/ausencia de especies en rocas y sedimentos arrojaron valores por debajo del 60%, lo que indica una composición de especies distinta en el área del puerto (Fig. 3). No obstante, la similitud estimada utilizando la abundancia relativa fue inferior al 50%, aunque las muestras se agruparon por sustrato.
Tabla 2 Valores de los índices que describen la estructura de las asociaciones de diatomeas de Santa Rosalía, BCS en mayo 2015 y enero 2016. Riqueza de especies (S), Tamaño de la muestra (N), Equitatividad (J´), Diversidad (H´), Dominancia (λ), Diversidad de Simpson (1-λ), R= roca, Se= sedimento.
| Muestra | S | N | J´ | H´ | λ | 1-λ |
|---|---|---|---|---|---|---|
| Mayo R4 | 8 | 14 | 0.89 | 2.6 | 0.13 | 0.86 |
| Mayo R5 | 25 | 500 | 0.51 | 2.4 | 0.26 | 0.73 |
| Mayo Se3 | 30 | 169 | 0.75 | 3.6 | 0.14 | 0.85 |
| Mayo Se4 | 34 | 500 | 0.80 | 4.1 | 0.08 | 0.91 |
| Mayo Se5 | 13 | 500 | 0.53 | 1.9 | 0.32 | 0.67 |
| Enero Se1 | 47 | 500 | 0.77 | 4.3 | 0.07 | 0.92 |
| Enero Se2 | 32 | 500 | 0.79 | 3.9 | 0.08 | 0.91 |
| Enero Se3 | 41 | 500 | 0.79 | 4.2 | 0.08 | 0.91 |
| Enero Se4 | 45 | 500 | 0.69 | 3.8 | 0.15 | 0.84 |
| Enero Se5 | 6 | 500 | 0.45 | 1.1 | 0.52 | 0.47 |
Geoquímica de metales en sedimentos
La mayoría de los valores de concentración de EPT analizados superaron los valores de referencia del límite superior de la corteza terrestre. En particular, las concentraciones de Cu, Pb, Ni y Zn superaron tanto el límite de ERB como de ERM (Tabla 3). En el sitio uno, el Ni alcanzó 401 mg kg-1, mucho más alto que el de ERM (51.6 mg kg-1); los otros sitios mostraron valores <0.5 mg kg-1. El zinc, por otro lado, registró concentraciones > 700 mg kg-1 y hasta 4030 mg kg-1, superando con creces el límite de concentración ERM (410 mg kg-1). Asimismo, las concentraciones de Cu alcanzaron de 1223 a 7980 mg kg-1, en contraste con el valor superior de la corteza terrestre de 14.3 mg kg-1 y el límite de ERM de 270 mg kg-1. El factor de enriquecimiento normalizado (FEN) muestra que Cd, Co, Cu, In, Mn, U y Zn, superaron en el mismo orden los valores de nivel moderado (Fig. 4), ya que valores de FEN> 10 indican un alto grado de contaminación.
Tabla 3 Valores de concentración de metales en mg kg-1 y μg kg-1 (Hg) en sedimento (Santa Rosalía, BCS). S=sitio de muestreo, UCC= valor superior de la corteza terrestre (Wedepohl 1995), ERB= Efecto de rango bajo, ERM=efecto de rango medio (Long et al. 1995).
| S1 | S2 | S3 | S4 | S5 | UCC | LRE | MRE | |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Sn | 4 | 15 | 6 | 5 | 8 | 2.5 | - | - |
| Cd | 1.8 | 3.2 | 2.2 | 1.8 | 1.7 | 0.1 | 1.2 | 9.6 |
| Al | 3.3 | 5.4 | 6.6 | 7.4 | 7.9 | 7.74 | - | - |
| V | 107 | 162 | 194 | 106.5 | 94.5 | 53 | - | - |
| Cr | 45 | 59.6 | 98.4 | 65 | 52.4 | 35 | 81 | 370 |
| Mn | >10000 | >10000 | >10000 | 7720 | 5245 | 527 | - | - |
| Fe (%) | 4.6 | 6.3 | 9.2 | 5.7 | 4.6 | 3.08 | - | - |
| Ni | 401 | <0.5 | <0.5 | <0.5 | <0.5 | 18.6 | 20.9 | 51.6 |
| Hg | 60 | 60 | 50 | 105 | 70 | 56 | 150 | 710 |
| Ag | 0.5 | 0.9 | 0.6 | 0.5 | 0.4 | 0.1 | 1 | 3.7 |
| Co | 301 | >500 | >500 | 231 | 103 | 11.6 | - | - |
| Zn | 1990 | 3320 | 4030 | 1430 | 703 | 52 | 150 | 410 |
| Li | 58 | 87.8 | 140.5 | 44.9 | 24.2 | 22 | - | - |
| Mo | 12.1 | 21.5 | 47.2 | 7.8 | 8.9 | 1.4 | - | - |
| Ba | 2290 | 660 | 4725 | 1915 | 1168 | 668 | - | - |
| Cu | 3130 | 7980 | 4250 | 2220 | 1223 | 14.3 | 34 | 270 |
| Sr | 1490 | 1820 | 2555 | 1259 | 984 | 316 | - | - |
| Pb | 135 | 383 | 234 | 219 | 111 | 17 | 46.7 | 218 |
| U | 27.3 | 56.7 | 63.6 | 16.8 | 8 | 2 | - | - |
Valvas de diatomeas deformadas
En las muestras del puerto de Santa Rosalía se observaron con frecuencia valvas de diatomeas que mostraban deformaciones en los márgenes o en sus extremos (Fig. 5). Las especies “afectadas” pertenecían a diversos géneros: Achnanthes Bory, Cocconeis Ehrenberg, Diploneis Ehrenberg ex Cleve, Navicula Bory, Staurophora Mereschkowsky y Thalassiosira Cleve. En general, Achnanthes había presentado las mayores frecuencia y abundancia relativa (N = 500) en 1 a 7.6% de las valvas observadas; en particular, A. longipes individualmente presentó 19.65% de valvas deformadas en roca del sitio cinco. Por otro lado, en el sedimento del sitio dos, el 14.28% de los individuos del género Achnanthes mostraban deformidades en las valvas (Tabla 4).
Figura 5 Dos especímenes de diatomeas mostrando valvas deformes 1) Achnanthes sp., 2) Cocconeis sp. Escala=10 μm
Tabla 4 Porcentaje de valvas de diatomeas deformes presente en los sitios de muestreo del Puerto de Santa Rosalía, BCS. M= mayo, E=enero, Se=Sedimento, R=roca, #=sitio de muestreo
| MSe3 | MSe4 | MSe5 | MR4 | MR5 | ESe1 | ESe2 | ESe3 | ESe4 | ESe5 | |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Valvas deformes | 2 | 16 | 6 | 0 | 38 | 4 | 8 | 5 | 6 | 1 |
| Abundancia relativa | 169 | 500 | 500 | 14 | 500 | 500 | 500 | 500 | 500 | 500 |
| Porcentaje | 1.1% | 3.2% | 1.2% | 0% | 7.6% | 0.8% | 1.6% | 1% | 1.2% | 0.2% |
DISCUSIÓN
El área alrededor de Santa Rosalía ha sido influenciada por la actividad minera de explotación de cobre desde que fue descubierta en 1868, cerrando su producción en 1938 (Wilson & Rocha, 1955). Durante este tiempo los desechos fueron vertidos al mar, llevados por escorrentía en temporada de lluvia, o por vía eólica, contaminando las playas y el puerto, siendo reabierta en 2014. Desde entonces, se han realizado estudios geoquímicos para el área, que incluyen los resultados en esta investigación, encontrándose enriquecimiento de metales, particularmente Cu > Zn > Co > In > Cd > Mn > U, siendo designada como un área altamente contaminada.
El elemento mayormente enriquecido en Santa Rosalía, de acuerdo al presente estudio, fue el Cu, el cual rebasa un FEN de 50, con concentraciones elevadas en sitios de esta zona de estudio reportadas previamente por otros autores (Shumilin et al., 2000, 2005, 2011, 2012, 2013; Rodríguez-Figueroa 2009; Jonathan et al. 2016). No obstante, pocos estudios sobre diatomeas bentónicas marinas en ambientes contaminados han registrado concentraciones de metales por arriba de los valores de referencia de la corteza superior terrestre, como cobre, plomo, zinc, y cadmio, los cuales rebasan los límites ERB (Dickman, 1998; Petrov et al. 2010; Belando et al. 2017), los cuales, según Long et al. (1995), indicarían afectación sobre la biota local.
Respecto a las frústulas con deformaciones por exposición a EPT, las valvas deformadas de especies de Achnanthes se encontraron en todos los sitios de muestreo, aunque no en cantidades elevadas en relación con el conteo total. Sin embargo, la cuantificación particular de Achnanthes longipes redituó 19.6 % y 14.28 % de valvas deformes, lo que sugiere que hubo una respuesta a la exposición a metales contaminantes. Aunque un estudio similar llevado a cabo en ambiente marino (Siqueiros-Beltrones et al., 2014) no registró una relación de este tipo, Dickman (1998), en contraste, registró valvas deformes de Planothidium hauckianum (Grunow) Bukhtiyarova, Diatoma vulgaris Bory, Fragilaria capucicna Desmazières, y Navicula rhyncocephala Kützing en sedimento, donde las concentraciones de Cu (400 mg kg-1), Pb (130 mg kg-1) y Zn (450 mg kg-1) fueron elevadas. No obstante, aunque este último trabajo resulta valioso, debe ser cuestionado respecto al origen de los taxones registrados, toda vez que la afinidad con aguas continentales es evidente.
Bajo condiciones de laboratorio las diatomeas bentónicas son afectadas por concentraciones por debajo del límite propuesto por Long et al. (1995) disminuyendo sus tasas de crecimiento, incluso a 26 mg kg-1 Cu, 79 mg kg -1 Cd y 29 mg kg-1 Pb. Al comparar las concentraciones en laboratorio con las concentraciones elevadas detectadas en Santa Rosalía, obliga a considerar que el número de valvas deformes registradas en este estudio son una respuesta al ambiente contaminado por metales. Se requiere de una comparación con un sitio control adecuado (Martínez et al. 2021), así como otros estudios que incluyan gradientes que permitan establecer límites para la frecuencia de valvas deformes que pudieran relacionarse de manera confiable con impacto de EPT, y determinar así niveles de afectación en diatomeas (Lavoie et al. 2017) en ambientes marinos. Aunado a esto y debido a que las muestras de diatomeas de Santa Rosalía mostraron la estructura típica de ADB de hábitats no perturbados (Siqueiros Beltrones 2005), la hipótesis de trabajo propuesta es respaldada solo parcialmente.
De acuerdo con las observaciones en este estudio y de la literatura consultada, las diatomeas comúnmente encontradas en ambientes contaminados son especies de los géneros Achnanthes, Amphora, Cocconeis, Navicula, y Nitzschia (Dickman 1998, Cunningham et al. 2003, 2005; Petrov et al. 2010; Rubino et al. 2015; Potapova et al. 2016; Pandey et al. 2018; Martínez et al. 2021). Asimismo, a nivel de especie se puede observar que cada estudio registra especies diferentes, por ejemplo: Cunningham et al. (2003, 2005) mencionaron Pseudostaurosira brevistriata (Grunow) D. M. Williams & Round, Achnanthes brevipes Agardh y Navicula cancellata Donkin como las más abundantes en un área contaminada, mientras que Dickman (1998) registró Fragilaria capuccina, A. hauckiana, Diatoma vulgaris, Navicula rhyncocephala como diatomeas con valvas deformes en respuesta a un ambiente contaminado, siendo formas de agua dulce. Potapova et al. (2016), registraron Navicula gregaria Donkin, Cyclotella atomus Hustedt, C. marina (Tanimura Nagumo & Kato) Aké-Castillo, Okolodkov & Ector y Nitzschia sp. como las más abundantes en zonas con altas concentraciones de metales en una laguna costera, mientras que en el presente estudio se registraron Staurophora salina, A. ocellata, Navicula subinflatoides, Psammodyction constrictum, A. javanica.
Una dificultad para la compaginación de estas observaciones es que en cada estudio la resolución taxonómica es distinta; la relevancia de contar con una determinación al mínimo taxón posible permitirá hacer comparaciones más objetivas entre diferentes zonas de estudio con diferentes grados de contaminación. Mientras tanto, resalta el hecho de que la mayoría de los taxones de la composición florística encontrada en este estudio son comunes en las costas de la región noroeste de México; solo tres taxones fueron nuevos registros para el Golfo de California: Caloneis liber var. bicuneata (Grunow) Cleve, Entomoneis pulchra var. pulchella (Peragallo) Siqueiros-Beltrones et Martínez and Gyrosigma naja (Meister) Sterrenburg (Martínez & Siqueiros-Beltrones 2018). En contraste, la riqueza de especies de las ADB en el área contaminada de Santa Rosalía es baja con respecto a estudios en la región NW de México (López-Fuerte et al. 2016; López-Fuerte et al. 2020).
Por otra parte, de acuerdo con el análisis de la estructura, las ADB de Santa Rosalía presentan pocas especies abundantes y comunes, y muchas especies raras y poco comunes, lo cual es típico de ADB en sedimentos y rocas de ambientes no perturbados (Siqueiros-Beltrones 2005). Bajo esta tesitura, se remarca que el número de taxones a nivel de especie o variedad por muestra en cualquiera de estos sustratos varía entre 20 y 45 (Siqueiros-Beltrones 2005), intervalo dentro del cual caen las S en muestras de este estudio. Las excepciones para sedimento del sitio 5 (S=6 taxa) y roca del sitio 4 (S = 8 taxa), podrían representar variaciones debidas a condiciones extremas características de ambientes hipersalinos (Siqueiros-Beltrones 1988), como desecación y no solo exposición a EPT.
La mayoría de los valores calculados de diversidad (H´) fueron moderadamente altos (2.4 - 4.3) y caen dentro del intervalo teórico propuesto para ADB típicas de ambientes marinos estables (2<H´<5). Exceptuando el sitio 5 (H´= 1.1 y 1.9), cuyos valores son bajos (Siqueiros-Beltrones 2002). En contraste con estos datos están los generados para sedimentos marinos de un área protegida del NW mexicano, donde los valores de H’ se registran como los más elevados hasta ahora, y rebasan los estimados en estudios previos, con una H’ promedio de 4.96 y un intervalo de 3.7-5.9 que bien podrían estar reflejando las condiciones de un ambiente libre de contaminación (Siqueiros-Beltrones et al. 2017).
Finalmente, un estudio reciente en un área contaminada (Mar Piccolo de Taranto) en donde se muestra que, aunque algunos valores de diversidad estimados caen dentro del intervalo normal otros son más bajos (1.2-1.9), ahí también las especies de Navicula, Amphora y Cocconeis fueron los más abundantes y mostraron respuesta tanto estacional como a contaminación del área (Rubino et al. 2015). No obstante, nuevamente resalta la falta de precisión taxonómica a nivel especie, imposibilitando la detección de especies indicadoras. Dentro de nuestros registros Navicula subinflatoides y Amphora ocellata fueron abundantes sobre roca del sitio 4, pero quizá sea indicativo de mecanismos de tolerancia, derivados del pH del agua de mar y la salinidad, a la desecación en estos taxones.
Este trabajo exploratorio fue realizado con la finalidad de estudiar un sitio sin antecedentes florísticos de diatomeas bentónicas y contaminado por desechos de elementos potencialmente tóxicos. De acuerdo a las observaciones realizadas en este estudio, la estructura comunitaria no es diferente a la teoría ecológica general sobre la estructura de ADB. Pero las observaciones sobre la frecuencia y abundancia de diatomeas con deformaciones en la frústula pueden mostrar a aquellas especies sensibles y su respuesta al ambiente contaminado. Como es de esperarse en un estudio de índole exploratoria, no se contaba con antecedentes florísticos de diatomeas bentónicas en el área. No obstante, con base en la teoría ecológica general sobre estructura de ADB, i.e., riqueza y diversidad de especies, dominancia y equidad, y sus implicaciones ecológicas, se contrastó la hipótesis de trabajo de que los valores calculados de diversidad en las ADB en el área de Santa Rosalía contaminada por EPT derivados de las residuos mineros caerían fuera del intervalo típico (2<H´<5) propuesto (Siqueiros-Beltrones, 2005). Asimismo, la frecuencia de frústulas deformes sería mayor que en áreas no contaminadas. Los resultados mostraron una tendencia en los cambios que podrían ser ocasionados por EPT sobre las ADB; en contraste, altas abundancias de ciertos taxones sugieren su capacidad de resistir o tolerar los efectos de EPT, a la vez que aquellos que se presentan con deformaciones de frústula podrían ser considerados taxones sensibles. Los estudios exploratorios en investigación científica resultan imprescindibles, cuando no se cuenta con bases teóricas y/o empíricas que permitan la construcción de hipótesis formales. Ello resulta aún más obligado, cuando se abordan tópicos delicados como los que tratan de contaminación e impacto ambiental, como el caso del uso de ADB como referentes o indicadoras de algún tipo de perturbación en donde estas exhibirían alteraciones en respuesta a algún forzamiento natural o antrópico. Así, tanto los estudios exploratorios como aquellos que se sustenten en estos, habrán de generar modelos objetivos sobre la relación entre ADB y potenciales contaminantes, permitiendo tomar decisiones objetivas para el manejo adecuado del ambiente. Aunque para los ambientes continentales existen índices disponibles para evaluar calidad de agua o impacto por contaminantes, los resultados del presente estudio aunados a los de la literatura consultada muestran ser insuficientes para concluir acerca de la respuesta ecológica de las ADB al supuesto impacto por exposición a EPT en ambientes marinos. Esto debido, primeramente, a que el uso de parámetros de ADB es aún incierto y que no se han establecido aún referentes.
