Influencia de la combinación de vertidos de aguas residuales y salmuera sobre la meiofauna

Influence of the combined disposal of sewage and brine on meiofauna

Rodrigo Riera^1a*, Fernando Tuya², Alicia Sacramento¹, Eva Ramos¹, Óscar Monterroso¹, Myriam Rodríguez¹

¹ Centro de Investigaciones Medioambientales del Atlántico (CIMA SL), Arzobispo Elías Yanes, 44, 38206 La Laguna, Tenerife, Canary Islands, Spain.

² BIOGES, Universidad de Las Palmas de Gran Canaria, 35017 Las Palmas, Canary Islands, Spain.

Received May 2012,
received in revised form October 2012,
accepted November 2012.

RESUMEN

La confluencia de diferentes impactos antropogénicos es común en áreas costeras marinas; por ejemplo, el vertido conjunto de varios contaminantes (aguas residuales industriales y domésticas, salmuera, etc.) en la misma zona. En este estudio, se examinó si el vertido combinado de aguas residuales domésticas y salmuera altera los patrones de abundancia y la estructura de la comunidad meiofaunal del medio submareal. Las muestras fueron recolectadas en mayo de 2008 y enero de 2009 a 0, 15 y 30 m de distancia del punto de vertido. Las abundancias meiofaunales fueron más elevadas en el punto de vertido (1663.05 ± 1076.86 individuos 10 cm^–2, media ± error estándar) que a 15 m (471.21 ± 307.97 individuos 10 cm^–2) y 30 m de distancia (316.50 ± 256.85 individuos 10 cm^–2) del punto de vertido. Este patrón de abundancia ha sido acusado particularmente para los nematodos. La proximidad al punto de vertido alteró la estructura de la comunidad meiofaunal, aunque los cambios estacionales en la composición del sedimento también contribuyeron a explicar las diferencias en las abundancias meiofaunales y en la estructura de la comunidad. Como resultado, la meiofauna puede considerarse una herramienta fiable para estudios de seguimiento de vertidos combinados de aguas residuales y salmuera, siempre y cuando la presencia de factores enmascarantes, como los cambios estacionales en la composición granulométrica del sedimento, se incluyan en los diseños.

Palabras clave: aguas residuales, salmuera, meiofauna, fondos arenosos, islas Canarias.

ABSTRACT

Confluence of anthropogenic influences is common in coastal areas (e.g., disposal of different pollutants like industrial and domestic sewage, brine, etc.). In this study we assessed whether the combined disposal of domestic sewage and brine altered patterns in the abundance and assemblage structure of subtidal meiofauna inhabiting sandy seabeds. Samples were collected in May 2008 and January 2009 at varying distances (0, 15, and 30 m) from the discharge point. Meiofaunal abundances were consistently larger at 0 m (1663.05 ± 1076.86 ind 10 cm^–2, mean ± standard error) than at 15 m (471.21 ± 307.97 ind 10 cm^–2) and 30 m (316.50 ± 256.85 ind 10 cm^–2) from the discharge outfall. This pattern was particularly accentuated for nematodes. Proximity to the discharge point also altered patterns in meiofaunal assemblage structure, though temporal shifts in the sedimentary composition also contributed to explain differences in the meiofaunal assemblage structure. As a result, meiofauna may be a reliable tool for monitoring studies of the combined disposal of sewage and brine as long as potential confounding factors (here temporal changes in grain size composition) are considered.

Key words: sewage, brine, meiofauna, sandy seabeds, Canary Islands.

INTRODUCCIÓN

En ambientes costeros, los vertidos residuales son una fuente común de perturbación antropogénica. Se han estudiado de forma detallada los impactos de aguas residuales sobre varias comunidades marinas, como las de peces (Azzurro et al. 2010) y organismos sésiles sobre sustratos rocosos (Terlizzi et al. 2002), y sobre diferentes ecosistemas, como arrecifes de coral (Reopanichkul et al. 2009), praderas de fanerógamas marinas (Balestri et al. 2004) y sustratos arenosos sin vegetación (Smith y Shackley 2006). Estos trabajos han demostrado que los vertidos residuales pueden alterar patrones en la estructura de aguas y la diversidad de las comunidades afectadas, aunque los efectos pueden variar notablemente dependiendo de las variables de respuesta y el análisis de los datos (Pearson y Rosenberg 1978, Guidetti et al. 2003, Chapman et al. 2005). Las aguas residuales alteran el contenido orgánico y la composición bioquímica de los sedimentos (Cotano y Villate 2006), así como las propiedades bioquímicas de la columna de agua (Oviatt et al. 1987), afectando las comunidades biológicas mediante explosiones de algas consumidoras de nitrógeno (Thornberg et al. 2008), concentraciones elevadas de patógenos y bacterias que pueden incorporarse a la cadena alimentaria (Korajkic et al. 2010), erosión del arrecife por procesos mecánicos, bioquímicos y biológicos (Pastorok y Bilyard 1985), cambios en la síntesis de proteínas y crecimiento (Houlihan et al. 1994), cambios en las tasas de respiración y alimentación (Butler et al. 1990) e inhibición de la germinación (Burridge et al. 1996).

En las últimas décadas, el número de plantas desalinizadoras se ha incrementado en áreas áridas y semiáridas del planeta. Las plantas desalinizadoras extraen grandes volúmenes de agua salada y descargan agua hipersalina (salmuera) de vuelta al medio marino (Roberts et al. 2010). Varios estudios anteriores han identificado varios mecanismos potenciales por los cuales la salmuera puede impactar los ecosistemas marinos y sus organismos (Sadhwani et al. 2005, Gacia et al. 2007, Riera et al. 2011b).

Los organismos meiofaunales son un grupo de animales adecuados para los seguimientos ambientales, por las peculiaridades de sus ciclos de vida: talla pequeña, potencial reproductor alto y ausencia de dispersión larvaria (Higgins y Thiel 1988). Por ejemplo, la meiofauna es sensible a las alteraciones ambientales causadas por diferentes tipos de impactos, desde el enriquecimiento orgánico hasta las actividades de la minería (Austen et al. 1994, Danovaro et al. 1995, Mirto et al. 2000, Grego et al. 2009). Algunos estudios han analizado las respuestas de las comunidades meiofaunales a los vertidos de aguas residuales (Vidakovic 1983; Sandulli y De Nicola-Giudici 1990, 1991; Fraschetti et al. 2006). Estos estudios han mostrado cambios significativos en la estructura de la comunidad meiofaunal en los alrededores de los vertidos residuales, incluyendo un incremento en la abundancia de nematodos y una disminución simultánea en la abundancia de copépodos harpacticoides (Sandulli y De Nicola-Giudici 1990, 1991). También se ha detectado una disminución global en la riqueza de los grupos meiofaunales (Fraschetti et al. 2006). Las comunidades meiofaunales pueden encontrarse afectadas por los vertidos de salmuera; por ejemplo, la proximidad a un punto de descarga de salmuera afectó la abundancia de la meiofauna: las densidades mínimas de meiofauna, especialmente de nematodos y copépodos, fueron observadas inmediatamente adyacentes al punto de descarga de la salmuera, en comparación con los puntos localizados a 15 y 30 m de distancia (Riera et al. 2011b).

La confluencia de impactos antropogénicos es común en áreas costeras (e.g., el vertido de diferentes contaminantes, incluyendo las aguas residuales industriales, domésticas, salmuera, etc.). Sin embargo, estudios sobre los cambios en la estructura y abundancia de las comunidades afectadas por la contaminación combinada de varios vertidos, particularmente sobre las comunidades meiofaunales, son muy escasos. En este estudio, se aprovechó el vertido de aguas residuales domésticas y salmuera a lo largo del mismo punto de vertido para establecer si las abundancias meiofaunales y la estructura de la comunidad cambian según su proximidad al punto de descarga.

MATERIALES Y MÉTODOS

Área de estudio y diseño de muestreo

El estudio se realizó alrededor de la planta de tratamiento Tarajalillo, localizada en la costa sur de la isla de Gran Canaria (27º77'45'' N, 15º51'90'' O) (fig. 1). La planta vierte salmuera y aguas residuales domésticas en el punto de descarga, situado a unos 500 m mar adentro. El diámetro de la conducción (emisario submarino) es de ~25 cm y descarga sobre un fondo arenoso situado a 10 m de profundidad. El vertido de salmuera es continuo a lo largo del tiempo y el de aguas residuales domésticas es ocasional (caudal aproximado de 10–50,000 m³ al mes). La salinidad en el punto de descarga varía entre 49 y 53, mientras que a 30 m de distancia la salinidad se mantiene en los intervalos naturales, entre 36.6 y 36.7 (tabla 1).

La recolección de muestras se realizó a 0, 15 y 30 m de distancia del punto de vertido de salmuera. Las muestras a 0 m fueron recolectadas en fondos inmediatamente adyacentes a la boca del emisario. Las muestras recolectadas a 30 m de distancia se consideraron como control, porque la salinidad varió entre sus intervalos naturales; sin embargo, este criterio no se tomó en cuenta para el contenido orgánico de los sedimentos. No existen datos previos a la instalación del punto de descarga; por tanto, no se pudieron realizar hipótesis sobre la posible variación temporal de las poblaciones meiofaunales (e.g., comparación entre antes y después de la presencia del emisario).

Se clavaron tubos (cores; 3.6 cm de diámetro interno, área de 10 cm²) con un martillo, hasta una profundidad de 30 cm, para la recolección de sedimento. Un total de 15 réplicas fueron recolectadas de forma aleatoria para la determinación faunística en cada una de las distancias. Tres tubos fueron recogidos adicionalmente en cada una de las distancias para el análisis de las características sedimentarias (ver abajo). El nivel de replicación está basado en un estudio previo (Riera et al. 2011a). El muestreo se llevó a cabo dos veces, en mayo de 2008 y enero de 2009, para determinar si los patrones meiofaunales variaban, según su proximidad al punto de descarga, de forma consistente durante dos períodos seleccionados de forma aleatoria.

Análisis de las variables ambientales

Para cada distancia, se determinó la salinidad, la temperatura, el pH y la clorofila a con un CTD (SBE 19plusV2 sn5198) a intervalos de 1 m a lo largo de la columna de agua; posteriormente, se calcularon los valores medios para cada distancia. La salinidad intersticial se midió con un salinómetro (WTW LF 95/SET).

Análisis de la meiofauna

Las muestras fueron conservadas en una solución de formaldehido al 10% y posteriormente fueron tamizadas (luz de malla de 0.063 mm). La fracción remanente fue separada en diferentes grupos taxonómicos bajo una lupa y preservada en etanol al 70%. Los ejemplares meiofaunales fueron determinados a nivel de grupo taxonómico con un estereomicroscopio e incluso un microscopio óptico Leica DMLB equipado con contraste interferencial de Nomarski (Somerfield y Warwick 1996).

Análisis estadístico

Las diferencias en la estructura de la comunidad meiofaunal según su proximidad al punto de vertido (distancias: 0, 15 y 30 m) y campañas (mayo de 2008 vs. enero de 2009) fueron analizadas a través de un análisis multivariante de la varianza por permutaciones (PERMANOVA) que incluyó los siguientes factores: Distancia (factor fijo) y Año (factor aleatorio, ortogonal a Distancia). El mismo modelo, pero en un contexto univariante, se empleó para las diferencias en la abundancia total meiofaunal y la abundancia de los grupos meiofaunales dominantes (nematodos y copépodos, que conformaron el 97.4% de los individuos). A pesar de que las varianzas fueron heterogéneas en todos los casos, se disminuyó la incidencia del error tipo I con la reducción del valor de α a 0.01 (Underwood 1991); ANOVA es una técnica robusta para estudios balanceados. Las pruebas post-hoc fueron utilizadas, en aquellos casos apropiados, para dilucidar las diferencias entre distancias al punto de descarga.

El análisis de redundancia basado en distancias (db-RDA, Legendre y Anderson 1999) se empleó para determinar si la variación en las variables ambientales contribuían de forma significativa a explicar la variabilidad en la estructura de la comunidad meiofaunal según su proximidad al punto de descarga. Una regresión múltiple multivariante, utilizando la rutina DISTLM (Anderson 2001), contrastó la significación de estas relaciones mediante un modelo lineal basado en disimilitudes de Bray-Curtis, en el cual se transformaron los datos de abundancias a la raíz cuadrada. Para retener las variables con mayor capacidad de predicción, como resultado de la fuerte colinealidad entre algunas variables, se empleó la rutina del criterio de información de Akaike (AIC) como un criterio de selección (cuanto más bajo el valor, mejor el modelo; Legendre y Anderson 1999). Los análisis estuvieron basados en un procedimiento de selección secuencial. Todos los análisis multivariantes fueron realizados con el programa PRIMER 6.0 y el paquete estadístico PERMANOVA+.

RESULTADOS

Se recolectaron un total de 44,114 individuos, pertenecientes a 14 grupos taxonómicos, que fueron los siguientes: Amphipoda, Bivalvia, Copepoda, Cumacea, Decapoda, Isopoda, Misidacea, Nematoda, Oligochaeta, Ostracoda, Polychaeta, Sipuncula, Tanaidacea y Turbellaria. El grupo más abundante fue el de los nematodos, que dominaron de forma clara la comunidad meiofaunal (41,335 individuos, 93.7% de la abundancia total), seguidos por los copépodos (1650 individuos, 3.7%). En cambio, los decápodos y sipuncúlidos fueron minoritarios, representados por un único ejemplar.

La abundancia total meiofaunal varió según su proximidad al punto de vertido; la abundancia a 0 m (1663.05 ± 1076.86 individuos 10 cm^–2) fue más elevada que a 15 (471.21 ± 307.97 individuos 10 cm^–2) y 30 m (316.50 ± 256.85 individuos 10 cm^–2) de distancia del punto de descarga (tabla 2, fig. 2a) (Distancia, P = 0.0096; tabla 3), y este aumento fue consistente entre las dos campañas de muestreo (Distancia × Año, P = 0.6584; tabla 3). La abundancia meiofaunal total fue, sin embargo, más alta en enero de 2009 (1014.96 ± 683.71 individuos 10 cm^–2) que en mayo de 2008 (618.89 ± 426.42 individuos 10 cm^–2) (tabla 2, figura 2a) (Año, P = 0.0104; tabla 3). Los nematodos mostraron abundancias más altas a 0 m (1585.67 ± 1054.57 individuos 10 cm^–2) que a 15 (386.94 ± 219.36 individuos 10 cm^–2) y 30 m (278.03 ± 249.46 individuos 10 cm^–2) de distancia del punto de descarga, pero no fueron consistentes entre años (fig. 2b) (Distancia, P = 0.0110; Distancia × Año, P = 0.6780; tabla 3). Por el contrario, los copépodos mostraron un patrón diferente, con diferencias inconsistentes en la abundancia entre años según la proximidad al punto de vertido (Distancia × Año, P = 0.0022; tabla 3), enmascarando las diferencias entre los diferentes puntos de muestreo (0, 15 y 30 m) (fig. 2c; Distancia, P = 0.1626; tabla 3). La abundancia de copépodos en enero de 2009 fue más elevada que en mayo de 2008, aunque estas diferencias se encontraron en el límite de la significación (fig. 2c; Año, P = 0.0614; tabla 3).

La distancia al punto de vertido influyó de forma significativa los patrones en la estructura de la comunidad meiofaunal (PERMANOVA; Distancia, P = 0.0008; tabla 3), aunque la magnitud de estas diferencias no fue consistente entre años (Distancia × Año, P = 0.0338; tabla 3). Los dos primeros ejes del db-RDA explicaron aproximadamente el 45% de la variación total en la estructura de la comunidad meiofaunal (fig. 3). El primer eje estuvo positivamente correlacionado con el porcentaje de finos y negativamente correlacionado con la salinidad de la columna de agua; este eje acumuló un 28.5% de la variación total en la estructura de la comunidad meiofaunal. El segundo eje estuvo correlacionado negativamente con el porcentaje de arenas finas y el pH de la columna de agua, y acumuló un 15.8% de la variabilidad total de la estructura de la comunidad meiofaunal (fig. 3). Las cuatro variables ambientales anteriores (salinidad de la columna de agua, porcentajes de finos, pH de la columna de agua y porcentaje de arenas finas) fueron seleccionadas como las variables que más contribuyeron a explicar la variabilidad en la estructura de la comunidad meiofaunal (prueba secuencial en la regresión múltiple multivariante, tabla 4). Se observó una fuerte colinealidad entre varias variables ambientales. El porcentaje de finos estuvo correlacionado negativamente con variables que denotaron la acumulación de productos de desecho en sedimentos (tabla 5), mientras que la salinidad de la columna de agua estuvo correlacionada positivamente con la clorofila-a (tabla 5). Las muestras meiofaunales a 0 m se dispusieron en la mitad izquierda del db-RDA porque estuvieron correlacionadas positivamente con la salinidad en la columna de agua (fig. 3), pero también indirectamente con la concentración de productos de desecho en el sedimento, como resultado de las correlaciones negativas significativas entre el porcentaje de finos y el contenido de nitrógeno, el contenido de fósforo y el porcentaje de materia orgánica (tabla 5). Además, cabe destacar, que la composición de las diferentes fracciones granulométricas varió entre las campañas según su proximidad al punto de vertido (tabla 1). En mayo de 2008, las gravas (18.91 ± 18.07%) y las arenas muy gruesas (19.67 ± 7.47%) fueron la fracción granulométrica más abundante a 0 m, mientras que las arenas muy finas dominaron a 15 m (57.32 ± 8.10%) y 30 m (57.28 ± 4.67%) de distancia del punto de descarga. Sin embargo, en enero de 2009 fueron abundantes las arenas finas y arenas muy finas en todas las distancias (arenas finas: 27.83 ± 1.70% a 0 m, 31.85 ± 7.64% a 15 m, 16.43 ± 3.85% a 30 m; arenas muy finas: 38.61 ± 6.67% a 0 m; 31.80 ± 2.49% a 15 m; 17.84 ± 2.98% 30 m).

DISCUSIÓN

En este estudio se observó un aumento significativo de las abundancias meiofaunales inmediatamente adyacentes a 0 m; es decir, el punto de descarga de salmuera y aguas domésticas residuales. Las abundancias meiofaunales disminuyeron a 15 y 30 m de distancia, alcanzando los valores típicos que se han registrado para fondos arenosos submareales del archipiélago Canario (Riera 2004). Estas variaciones en las abundancias meiofaunales según la proximidad al vertido estuvieron acompañadas de cambios en la estructura de la comunidad meiofaunal.

El carácter observacional de nuestros resultados no permite diferenciar entre los efectos de cada una de las fuentes de contaminación sobre las poblaciones meiofaunales. Sin embargo, los resultados de este estudio contrastan con los obtenidos por Riera et al. (2011b) para un punto de vertido exclusivo de salmuera, localizado a pocos kilómetros de distancia del punto de vertido combinado (salmuera y aguas residuales) que se muestreó en el presente estudio, utilizando una estrategia similar de muestreo. Riera et al. (2011b) observaron una disminución significativa en las abundancias meiofaunales inmediatamente adyacente al punto de vertido de salmuera, incluyendo bajas abundancias de nematodos. Este patrón se asoció al gradiente de salinidad observado en el punto de vertido, que varió entre 48 (0 m) y 36 (30 m).

Sin embargo, en el presente estudio las respuestas meiofaunales fueron totalmente diferentes; se observó un incremento significativo de las abundancias meiofaunales totales, en particular de nematodos, inmediatamente adyacente al punto combinado de vertido (salmuera y aguas residuales). Como resultado, es posible que el vertido de aguas residuales es más influyente que los efectos potenciales de la salmuera sobre la meiofauna.

Las comunidades de invertebrados bentónicos se han utilizado de forma sistemática como bioindicadores de perturbaciones ambientales, incluyendo aquellas de origen antropogénico y de origen natural (Borja et al. 2009). La meiofauna ofrece una serie de ventajas como indicador para estudios de monitoreo ambiental debido a su pequeña talla, distribución ubicua, diversidad y abundancia elevadas, desarrollo bentónico directo sin fase larvaria pelágica y potencial reproductor alto (Schratzberger et al. 2000). En este estudio, se demostró que la meiofauna puede ser utilizada como una herramienta adecuada para los estudios de monitoreo ambiental en los vertidos combinados de salmuera y aguas residuales domésticas sobre comunidades de fondos arenosos submareales. Sin embargo, las diferencias en la composición granulométrica del sedimento pueden influir notablemente en los patrones de la estructura de la comunidad meiofaunal y, por tanto, requieren una evaluación cuidadosa para evitar posibles confusiones en la interpretación de los resultados de estudios de monitoreo ambiental.

AGRADECIMIENTOS

Este estudio fue financiado por el Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino (España, proyecto 056/ SGTB/2007/2.4). Los autores agradecen a Janina Costa yÓscar Pérez (CIMA SL) por sus comentarios constructivos en una versión preliminar de este trabajo y a José Luis Sánchez-Lizaso (Universidad de Alicante) por sus sugerencias e ideas durante la realización de este estudio.

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Nota

Traducido al español por los autores.