Distribución espacial y enriquecimiento de mercurio en sedimentos superficiales de la costa noroccidental de Baja California, México

Spatial distribution and enrichment of mercury in surface sediments off the northwest coast of Baja California, Mexico

EA Gutiérrez-Galindo*, DA Casas-Beltrán, A Muñoz-Barbosa, JV Macías-Zamora, JA Segovia-Zavala, MV Orozco-Borbón, LW Daessle

Instituto de Investigaciones Oceanológicas, Universidad Autónoma de Baja California, Km 103 Carretera Tijuana-Ensenada, Ensenada, CP 22860, Baja California, México. * E-mail: efrain@uabc.mx.

Resumen

Se estudió la distribución y el enriquecimiento de Hg en sedimento superficial recolectado en agosto de 1998 de 37 estaciones a lo largo de la costa noroccidental de Baja California (CNBC). Para el análisis de Hg se utilizó la técnica de vapor frío en un espectrofotómetro de absorción atómica. Se midieron también los porcentajes de lodos (<63 μm) y de materia orgánica. Las concentraciones de Hg mostraron una distribución espacial homogénea en la zona de estudio. La concentración media de Hg (58.2 ng g^-1) fue similar a la encontrada en la Cuenca del Sur de California. Se observaron enriquecimientos de Hg en cuatro estaciones localizadas en la zona norte y centro de la zona de estudio. En general, las concentraciones de Hg (30.496.5 ng g^-1) mostraron niveles relativamente bajos que no presentan riesgo al ambiente de acuerdo con las guías de calidad de sedimento marino de Norteamérica. La ausencia de correlación entre el Hg y los lodos y la materia orgánica sugiere que estas variables no influyen en la concentración y la distribución espacial de Hg en los sedimentos de la CNBC.

Palabras clave: Baja California, contaminación, sedimentos marinos, mercurio.

Abstract

An evaluation was made of the distribution and enrichment of Hg in surface sediments collected in August 1998 at 37 stations along the northwest coast of Baja California (NCBC). Mercury was analyzed by cold-vapour atomic absorption spectrophotometry. The percentages of mud (<63 μm) and organic matter were also measured. Mercury concentrations showed a homogeneous spatial distribution in the study area. The mean concentration of Hg (58.2 ng g^-1) was similar to that found in the Southern California Bight. Mercury enrichment was observed at four stations located in the northern and central zones of the study area. In general, the Hg concentrations (30.4-96.5 ng g^-1) were relatively low and pose no environmental concerns according to North American marine sediment quality guidelines. No correlations were found between Hg and mud or organic matter, suggesting that these variables do not influence the concentration and spatial distribution of this element in sediments from NCBC.

Key words: Baja California, contamination, marine sediment, mercury.

Introducción

El conocimiento de la distribución de los metales traza en los sedimentos marinos es importante debido a que éstos son sumideros de sustancias de origen natural y antropogénicas, mismas que se preservan en las partículas de los sedimentos o son recicladas hacia la columna de agua (Fergusson 1990). Uno de los metales más tóxicos para la biosfera es el Hg (Lacerda y Solomons 1998), el cual tiene una gran afinidad con la fase particulada (Hurley et al. 1994) y, en sedimentos costeros contaminados, su concentración comúnmente evidencia la evolución histórica de la contaminación con este metal (Gobeil y Cossa 1993). Por lo tanto, la información en este contexto es importante para identificar el riesgo potencial de contaminación y toxicidad de Hg para el medio marino y los seres humanos (Besada et al. 2006, Cecilio et al. 2006).

Los estudios de balance de masas del Hg han demostrado que su ciclo global se ha modificado significativamente por las actividades antropogénicas (Schlesinger 1997). En consecuencia, el Hg se acumula en la cadena alimenticia acuática (Lacerda y Solomons 1998) y en los sedimentos (Shi et al. 2005). Debido a su largo tiempo de residencia en la atmósfera (~1.2 años) y al transporte eólico, se han detectado altas concentraciones de Hg en el fondo de los océanos, la Antártida, el Ártico y la atmósfera misma (Fergusson 1990).

Las investigaciones sobre Hg en sedimentos de la Cuenca del Sur de California (CSC) se han limitado a estudiarlo desde Punta Concepción (California, EUA), hasta la frontera entre Baja California, México y California, EUA, donde se estima que 50% de esta cuenca está enriquecida antropogénicamente por Cd, Cr, Cu, Pb, Ag, Zn y posiblemente por Hg (Schiff y Gossett 1998). En la costa noroccidental de Baja California (CNBC), no obstante que existen antecedentes de estudios sobre el Hg en la región norte, en un núcleo anóxico extraído de la dársena del Puerto de Ensenada, Baja California (Carreón-Martínez et al. 2001, 2002), y otro al sur de la frontera México-EUA a 1257 m de profundidad (Nava-López and Huerta-Díaz 2001), no existen estudios sobre la distribución espacial y enriquecimiento de Hg en sedimentos superficiales.

En el área costera a ambos lados de la frontera California-Baja California se han identificado diversas fuentes de contaminación, las cuales incluyen descargas de aguas residuales domésticas e industriales, escurrimientos de aguas de tormenta de zonas altamente urbanizadas, dragado de materiales en puertos, aportes por vía atmosférica, residuos peligrosos y descargas de plantas termoeléctricas y astilleros, entre otras (Schiff 2000, Steinberger y Stein 2004). Los estudios muestran que dependiendo de la descarga de Hg y de la dinámica del ecosistema, el Hg en los sedimentos puede estar presente en concentraciones altas o disperso en una área amplia (Hinton y Veiga 2001, Moreno et al. 2005).

En California se localizan cuatro plantas municipales de tratamiento de aguas domésticas, las cuales en 1998 tuvieron un volumen de emisión de 1602 x 10⁹ L y una descarga de 30 kg de Hg a la CSC (Steinberg y Schiff 2003). Por otra parte, en el área de estudio en la CNBC sólo se localiza una planta municipal de tratamiento de aguas residuales domésticas, en Tijuana, cuyas emisiones son descargadas al mar, pero no cuenta con mediciones de descarga de Hg. Históricamente las plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas del sur de California, y de Baja California, han sido consideradas como una fuente primaria de contaminantes a la zona costera (Steinberg y Stein 2004, Orozco-Borbón et al. 2006). Por ello es posible que los aportes de Hg por estas descargas domésticas, además de los provenientes del flujo atmosférico, sean detectados en forma de un gradiente norte-sur de concentraciones de este elemento en los sedimentos marinos superficiales de la CNBC.

Los objetivos de esta investigación fueron: (1) caracterizar la distribución espacial de Hg en los sedimentos; (2) identificar sitios de enriquecimiento de Hg en los sedimentos; (3) examinar factores geoquímicos asociados con la concentración de Hg y analizar su influencia sobre su distribución espacial. La información aquí generada será de utilidad para implementar y apoyar políticas gubernamentales relacionadas con la protección del ambiente costero, así como servirá de referencia para conocer la evolución de la contaminación potencial por Hg en la CNBC, una región que se caracteriza actualmente por un alto desarrollo industrial y socioeconómico.

Materiales y métodos

El área de estudio comprende la zona costera del norte de Baja California, localizada desde la frontera México-EUA (Baja California-California) hasta la localidad de Punta Salsipuedes (fig. 1). Esta área se encuentra dentro de la parte sur de la región conocida como la CSC. La hidrodinámica del área es compleja, con un patrón de corrientes dominado por el Sistema de la Corriente de California que transporta aguas de norte a sur (Lynn et al. 1982). El lecho marino de la CSC está formado principalmente por fondos de arena y sedimento lodoso, y sobre la plataforma continental predominando los sedimentos arenosos (Dailey et al. 1993). El medio ambiente oceánico de la CSC varía decadalmente (Smith 1995), durante los eventos de El Niño (anormalidad tibia) y la Niña (anormalidad fría). La CSC es un ecosistema rico en organismos con cerca de 5000 especies de invertebrados, 480 especies de peces y 195 especies de aves (Dailey et al. 1993). El clima de la región es de tipo mediterráneo con veranos secos y cálidos e inviernos húmedos y fríos (Carlucci et al. 1986), y la precipitación pluvial es escasa.

Recolecta de sedimentos

Durante agosto de 1998 se realizó la recolecta de sedimentos superficiales en 37 estaciones de la CNBC (fig. 1) a bordo del barco Alguita propiedad de la Algalita Marine Research Foundation de Long Beach, California, EUA. Este estudio formó parte de un programa simultáneo con instituciones estadounidenses denominado "Bight 98". La distribución de las estaciones de muestreo se determinó de acuerdo con un diseño estratificado respecto a la profundidad previamente descrito por Stevens (1977). Además, para identificar diferencias latitudinales en la distribución espacial de Hg el área de estudio se dividió en tres zonas, norte, centro y sur, las cuales incluyeron las estaciones 1-14, 15-31 y 32-37, respectivamente. Para la obtención de sedimentos se utilizó una draga Van Veen, de la cual se recolectó sedimento superficial (primeros 3 cm) de la parte central de la draga mediante cucharas de plástico. El sedimento se almacenó en tubos de centrífuga de polipropileno de 50 mL. Posteriormente, las muestras se congelaron hasta su análisis. Todo el material utilizado en los análisis y en la recolecta de sedimentos fue previamente lavado con jabón libre de fosfatos, enjuagado con agua destilada y dejado durante 24 h en una solución de HCl al 5% (material de plástico) y HNO₃ al 5% (material de vidrio). Posteriormente el material fue enjuagado tres veces con agua grado Mili-Q y secado a temperatura ambiente. Las muestras de sedimento se secaron a 70°C por 72 h.

Análisis químico y cuantificación de Hg y Fe en sedimento

Para la digestión y cuantificación de Hg se pesaron 0.5 g de sedimento seco en vasos de precipitado de 30 mL, a los cuales se les agregaron 3 mL de HNO₃, 9 mL de HCl (ambos grado metal traza) y 5 mL de K₂Cr₂O₇, este último para mantener al Hg oxidado (Hg²⁺) y prevenir su reducción. Para evitar reacciones violentas durante el calentamiento, se dejó que la mezcla de ácidos y el sedimento permanecieran a temperatura ambiente durante 12 h. Posteriormente se digirieron durante 4 h a reflujo constante a una temperatura de 100 ± 5°C (con un vidrio de reloj sobre cada vaso). Inmediatamente después, se aforó a 50 mL con agua deionizada. La cuantificación de Hg se realizó por medio de un espectrofotómetro de absorción atómica (Varian modelo SpectraAA 220 equipado con un accesorio de generación de vapor VGA-77), usando la técnica de vapor frío, con un límite de detección de Hg de 9 ng g^-1. El análisis de Fe se realizó de acuerdo al método 3050B descrito por la Environmental Protection Agency (EPA 1996) y su cuantificación se realizó en un espectrofotómetro de absorción atómica (Thermo Jarell Ash modelo Smith Hieftje 12) mediante el uso de flama aire-acetileno, con un límite de detección de Fe de 0.8 μg g^-1.

Para evaluar la calidad de los procedimientos analíticos empleados, por cada 10 muestras de sedimento se analizaron blancos de procedimiento. El material de referencia usado fue el Marine Estuarine Standard Sediment MESS-3 (National Research Council of Canada), el cual presenta valores medios certificados de 91 ± 9 ng g^-1 y 43,400 ± 1100 g^-1 para Hg y Fe, respectivamente. Los resultados del análisis del MESS-3 en este trabajo fueron de 89 ± 1 ng g^-1 para Hg y 38,968 ± 2211 g^-1 para Fe, lo que representa recuperaciones de 97.8% y 89.7%, respectivamente.

Características del sedimento

Resultados

La concentración de Hg y los porcentajes de Fe, lodos y materia orgánica en los sedimentos estudiados se presentan en la tabla 1. El promedio de concentración de Hg para las 37 estaciones en la CNBC fue de 58.2 ng g^-1 con un intervalo de 30.4-96.5 ng g^-1. El valor máximo se encontró en la zona norte (estación 8) comprendida frente a Rosarito y el mínimo en la parte media de la zona centro (estación 27), entre Río Morro y Río San Miguel. El promedio de la concentración de este elemento en la zona norte fue de 57.3 ng g^-1, en la zona centro de 57.6 ng g^-1 y en la zona sur de 62.1 ng g^-1 (fig. 2a). En cuanto a la distribución de Hg, la zona norte presentó los valores máximos en las estaciones 4 (88.5 ng g^-1) y 8 (96.5 ng g^-1), en la zona centro en las estaciones 15 (89.5 ng g^-1), 26 (89 ng g^-1) y 29 (91.9 ng g^-1), y en la zona sur las concentraciones de Hg se mantuvieron relativamente constantes en todas las estaciones (57.5-69.6 ng g^-1).

El promedio del porcentaje de lodos (<63 μm) en la CNBC fue de 31.6% con un valor máximo de 66.1% en la estación 9 de la zona norte, frente a Rosarito, y un valor mínimo de 0.8% en la estación 3 de la zona norte cercana a la frontera con California, EUA. El promedio del porcentaje de lodos de cada zona fue 15.8% para la zona norte, 22.9% para la zona centro y 17.9% para la zona sur (fig. 2b). El promedio del porcentaje de materia orgánica en la CNBC fue de 1.5% con un valor máximo de 8.6% en la estación 31, localizada en la zona centro frente a Río San Miguel, y un valor mínimo de 0.2% en la estación 7, en la zona norte frente a Rosarito, Baja California, México. Los promedios de los porcentajes de materia orgánica de cada zona fueron 1.0% para la zona norte, 1.9% para la zona centro y 2.4% para la zona sur (fig. 2c).

Discusión

En general, las concentraciones de Hg en los sedimentos superficiales de la CNBC (tabla 1) fueron bajas y están dentro de los niveles considerados como naturales (50-80 ng g^-1) en sedimentos marinos (Fujii 1976). El valor medio de Hg (58.2 ng g^-1) encontrado en este estudio fue similar a la concentración media de 50.0 ng g^-1 encontrada en sedimentos de la CSC (Schiff 2000), así como también, a los 60 ng g^-1 reportados para la Bahía de San Francisco, California (Hornberger et al. 1999) y los 59 ng g^-1 encontrados en el Mar de Yatsushiro (Tomiyasu et al. 2000). Por otro lado, el valor máximo de Hg en este estudio (96.5 ng g^-1) fue menor que en lugares considerados como impactados como el Golfo de Trieste, el cual alcanza concentraciones de Hg de 3038 ng g^-1 en sedimentos (Covelli et al. 2001), o la Bahía de Minamata, en el Mar de Yatsushiro en Japón, cuyos sedimentos superficiales alcanzan concentraciones de Hg de 3460 ng g^-1 (Tomiyasu et al. 2000). Las concentraciones de Hg en el área también son menores a los valores de referencia establecidos para depósitos marinos no contaminados como los del Mar Tirreno, con valores de 1.62 μg g^-1 (Bargagli et al. 1988), o los del Mar Shirami con valores de 0.06-0.55 μg g^-1 (Takeuchi 1972) y también son menores al promedio de abundancia de este elemento en rocas sedimentarias (0.4 μg g^-1, Turekian y Wedepohl 1961). La comparación del valor máximo de Hg encontrado en este estudio (96.5 ng g^-1) con los valores de la guía de calidad de Hg en sedimento marino del National Status and Trends Program de la Administración Nacional del Océano y la Atmósfera (NOAA) de los EUA (Long et al. 1995) correspondientes a efectos de toxicidad bajos (150 ng g^-1) y medios (710 ng g^-1), sugiere que la CNBC es una zona que no está impactada antropogénicamente con este elemento.

Por otro lado, la distribución espacial de Hg en sedimentos de la CNBC no resultó de acuerdo con la hipótesis inicial de este estudio en la cual se esperaba un gradiente norte-sur en la concentración de Hg en la zona estudiada. Este comportamiento se esperaba debido a la dispersión del Hg aportado por las plantas de tratamiento del sur de California y Tijuana, el cual podría ser transportado de las costas de California a las de Baja California por el Sistema de la Corriente de California dominante en la región.

Se ha encontrado que el sistema redox en los sedimentos juega un papel importante en la biogeoquímica del Hg. Por ejemplo, en condiciones reductoras o anóxicas el Hg tenderá a formar complejos estables con el ion sulfuro, disminuyendo su solubilidad y biodisponibilidad, incrementando así su concentración en los sedimentos (Jackson 1997). En contraste, en la interface óxico-anóxica o en sedimentos con un alto contenido de oxígeno, el Hg permanece en formas solubles y biodisponibles, de tal manera que las bacterias reductoras de sulfato lo pueden metilar formando el metilmercurio (Compeau y Bartha 1985), que a su vez puede ser difundido fuera de los sedimentos hacia la columna de agua. Dada la gran variabilidad y las bajas concentraciones de Hg en lo sedimentos de la CNBC es muy posible que se estén presentando las formas solubles de Hg, disminuyendo así, debido a su difusión, la concentración de Hg en los sedimentos. Además, las bajas concentraciones de Hg en la CNBC también pueden ser consecuencia de la ausencia de fuentes antropogénicas importantes. Se ha encontrado que las descargas de aguas residuales (como las que hay en la zona) son importantes fuentes de algunos metales pesados; en el caso del Hg se ha demostrado que no lo son tanto (Balcom et al. 2005). Por el contrario, la quema de carbón (principalmente en las plantas generadoras de energía eléctrica) es una de las fuentes antropogénicas que más Hg aporta al ambiente (Pacyna y Pacyna 2002). Sin embargo, y a pesar de que en el sur de California existen importantes plantas generadoras de energía a base de carbón, la dirección de los vientos, cuya componente media es noroeste (de mar hacia tierra), impide que ese Hg sea transportado a la CNBC.

Para la determinación del enriquecimiento de Hg en los sedimentos de la CNBC se desarrolló una relación de línea base Fe-metal de acuerdo con Schiff y Weisberg (1999) y Noblet et al. (2003). Según estos autores, tal relación de línea base representa la predicción de las que se consideran como concentraciones naturales del metal en cuestión, por lo que cualquier desviación mas allá de ciertos límites (intervalo de predicción al 99%) significaría un enriquecimiento o contaminación por dicho metal. Los resultados muestran cuatro estaciones enriquecidas (4, 8, 15, 26), dos ubicadas en la zona norte, y dos en la parte central del área de estudio (fig. 3). Estos resultados indican que los escasos enriquecimientos por Hg no están distribuidos homogéneamente en el área de estudio, sino que están restringidos a ciertas áreas como posibles centros temporales de depositación natural.

Los resultados muestran que tanto el porcentaje de lodos (<63 μm) como el de materia orgánica presentan amplios intervalos de variación (0.82-66.1% y 0.16-8.57%, respectivamente) en el sedimento superficial recolectado en la CNBC (tabla 1). De acuerdo con Summers et al. (1996) y Zhang et al. (2002), el área superficial de las partículas en los sedimentos depende del tamaño de grano y controla los procesos de adsorción de los metales al sedimento. Por otra parte, existen estudios antecedentes que demuestran que la significativa correlación entre metales pesados y materia orgánica en los sedimentos indica que la adsorción del elemento a la materia orgánica es una ruta viable de entrada de los metales a los sedimentos (Daka et al. 2003). En este estudio la concentración de Hg no estuvo correlacionada significativamente (P < 0.05) con los contenidos de lodos ni de materia orgánica, lo que sugiere que estas variables no influyen en la concentración y distribución de Hg en los sedimentos de la CNBC. Mora et al. (2004), en su estudio sobre sedimentos del Mar Caspio, muestran también que el Hg no estuvo asociado con el material de grano fino ni con el contenido de carbonatos en los sedimento. En la CNBC los lodos y la materia orgánica estuvieron correlacionados significativamente entre sí (P < 0.05), lo que refleja la afinidad de la materia orgánica para adherirse a las partículas de sedimento fino (limos y arcillas).

Referencias

Balcom PH, Fitzgerald WF, Vandalb GM, Lamborgc CH, Rolfhusd KR, Langer CS, Hammerschmidt CR. 2004. Mercury sources and cycling in the Connecticut River and Long Island Sound. Mar. Chem. 90: 53-74.         [ Links ]

Bargagli R, Ferrara R, Maseri BE. 1988. Assessment of mercury distribution and partitioning in recent sediments of the western Mediterranean basin. Sci. Total Environ. 72: 122-130.         [ Links ]

Besada V, González JJ, Schulze F. 2006. Maercury, cadmium, lead, arsenic, copper and zinc concentrations in albacore, yellowfin tuna and bigeye tuna from the Atlantic Ocean. Cienc. Mar. 32: 434-445.         [ Links ]

Carlucci AF, Eppley RW, Beers JR. 1986. Introduction to the Southern California Bight. In: Eppley RW (ed.), Lecture Notes on Coastal and Estuarine Studies: Plankton Dynamics of the Southern California Bight. Springer-Verlag, New York, pp. 1-12.         [ Links ]

Carreón-Martínez LB, Huerta-Díaz MA, Nava-López C, Siqueiros-Valencia A. 2001. Mercury and silver concentrations in sediments from the port of Ensenada, Baja California, Mexico. Mar. Pollut. Bull. 42: 415-118.         [ Links ]

Carreón-Martínez LB, Huerta-Díaz MA, Nava-López C, Siqueiros-Valencia A. 2002. Levels of reactive mercury and silver from the port of Ensenada, Baja California, Mexico. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 68: 138-147.         [ Links ]

Cecilio P, Raimundo J, Canário J, Vale C, Sequeira M. 2006. Relationships between total and organic mercury concentrations in tissues and length of common dolphins (Delphinus delphis) from the Portuguese coast. Cienc. Mar. 32: 379-387.         [ Links ]

Compeau GC, Bartha R. 1985. Sulfate-reducing bacteria: Principal methylators of mercury in anoxic estuarine sediment. Appl. Environ. Microbiol. 50: 498-502.         [ Links ]

Covelli S, Faganeli J, Horvat M, Brambati A. 2001. Mercury contamination of coastal sediments as the result of long-term cinnabar mining activity (Gulf of Trieste, northern Adriatic Sea). Appl. Geochem. 16: 354-362.         [ Links ]

Daesslé LW, Ramos SE, Carriquiry JD, Camacho VF. 2002. Clay dispersal and the geochemistry of manganese in the northern Gulf of California. Cont. Shelf Res. 22: 1311-1323.         [ Links ]

Dailey MD, Anderson JW, Reish DJ, Gorsline DS. 1993. The California Bight: Background and setting. In: Dailey MD, Reish DJ, Anderson JW (eds.), Ecology of Southern California Bight: A Synthesis and Interpretation. Univ. California Press, Berkeley, pp. 1-18.         [ Links ]

Daka ER, Allen JR, Hawkins SJ. 2003. Heavy metal contamination in sediment and biomonitors from sites around the Isle of Man. Mar. Pollut. Bull. 46: 784-794.         [ Links ]

EPA, Environmental Protection Agency. 1996. Acid digestion of sediments, sludges and soils (method 3050B). Revision 2: 1-12.         [ Links ]

Fergusson JE. 1990. The Heavy Elements, Chemistry, Environmental Impact and Health Effects. Pergamon Press, Oxford, 614 pp.         [ Links ]

Fujii M. 1976. Mercury distribution in lithosphere and atmosphere. In: Kitamura S, Kondo M, Takizawa Y, Fujii M (eds.), Mercury. Kodansha Scientific, Tokyo, 151 pp.         [ Links ]

Gobeil C, Cossa D. 1993. Mercury in sediments and sediment pore water in the Laurentian Through. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 50: 1794-1800.         [ Links ]

Hinton J, Veiga M. 2001. Mercury contaminated sites: A review of remedial solutions. In: Proccedings of the National Institute for Minamata Disease (NIMD) Forum, Minamata, Japan, pp. 1-25.         [ Links ]

Hornberger MI, Luoma SN, Van Geen A, Fuller C, Anima R. 1999. Historical trends of metals in the sediments of San Francisco Bay, California. Mar. Chem. 64: 39-55.         [ Links ]

Hurley JP, Watras JC, Bloom NS. 1994. Distribution and flux of particulate mercury in four tratified seepage lakes. In: Watras C, Hunckabee (eds.), Mercury Pollution: Integration and Synthesis. Lewis Publishers, California, 726 pp.         [ Links ]

Jackson TA. 1997. Long-range atmospheric transport of mercury to ecosystems, and the importance of anthropogenic emissions. A critical review and evaluation of the published evidence. Environ. Rev. 5: 99-120.         [ Links ]

Lacerda LD, Solomons W. 1998. Mercury from gold and silver mining: A chemical time bomb? Springer Verlag, New York, 146 pp.         [ Links ]

Long ER, Macdonald DD, Smith SL, Calder F.D. 1995. Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments. Environ. Manage. 19: 18-97.         [ Links ]

Lynn RJ, Bliss A, Eber LE. 1982. Vertical and horizontal distribution of seasonal mean temperature, salinity, sigma-t, stability, dynamic height, oxygen and oxygen saturation in the California Current, 1950-1978. Calif. Coop. Oceanic Fish. Invest. Atlas 30: 513-535.         [ Links ]

Mora S, Sheikholeslami MR, Wyse E, Azemard S, Cassi R. 2004. An assessment of metal contamination in coastal sediments of the Caspian Sea. Mar. Pollut. Bull. 48: 61-77.         [ Links ]

Moreno FN, Anderson CWN, Stewart RB, Robinson BH. 2005. Mercury volatilization and phytoextraction from base-metal mine tailings. Environ. Pollut. 136: 341-352.         [ Links ]

Nava-López C, Huerta-Díaz MA. 2001. Grado de piritización de metales traza en sedimentos de la Costa del Pacífico de Baja Caifornia, México. Cienc. Mar. 27: 289-309.         [ Links ]

Noblet JA, Zeng YZ, Baird R, Gossett RW, Ozretich RJ, Phillips CR. 2003. Southern California Bight 1998 Regional Monitoring program. VI. Sediment Chemistry. Southern California Coastal Water Research Project Report, pp 277 pp.         [ Links ]

Orozco-Borbón MV, Rico-Mora R, Weisberg SB, Noble RT, Dorsey JH, Leecaster MK, McGeech D. 2006. Bacteriological water quality along the Tijuana-Ensenada, Baja California, Mexico, shoreline. Mar. Pollut. Bull. 52: 1190-1196.         [ Links ]

Pacyna EG, Pacyna JM. 2002. Global emission of mercury from anthropogenic sources in 1995. Water, Air, Soil Pollut. 137:149-165.         [ Links ]

Ramalhosa E, Pereira E, Vale C, Válega M, Duarte AC. 2005. Distribution of mercury in the upper sediments from a polluted area (Ría de Aveiro, Portugal). Mar. Pollut. Bull. 50: 682-697.         [ Links ]

Schiff KC. 2000. Sediment chemistry on the mainland shelf of the Southern California Bight. Mar. Pollut. Bull. 40: 268-276.         [ Links ]

Schiff KC, Gossett RW. 1998. Southern California Bight 1994 Pilot Project. III. Sediment Chemistry. Southern California Coastal Water Research Project. Westminster, California, 63 pp.         [ Links ]

Schiff KC, Weisberg SB. 1999. Iron as reference element for determining trace metal enrichment in Southern California coastal shelf sediments. Mar. Environ. Res. 48: 161-176.         [ Links ]

Schlesinger WH. 1997. Biogeochemistry and Analysis of Global Change. Academic Press, San Diego, California, 588 pp.         [ Links ]

Shi JB, Liang LN, Yuan CG, He B, Jiang GB. 2005. Methylmercury and total mercury in sediments collected from the East China Sea. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 74: 980-987.         [ Links ]

Smith PE. 1995. A warm decade in the Southern California Bight. Calif. Coop. Oceanic Fish. Invest. 36: 120-126.         [ Links ]

Steinberg A, Schiff KC. 2003. Characteristics of effluents from large municipal wastewater treatment facilities between 1998 and 2000. In: Weisberg SB, Elmore D (eds.), Southern California Coastal Water Research Project. Biennial Report 2001-2002. Southern California Coastal Water Research Project. Westminster, California, pp. 2-13.         [ Links ]

Steinberg A, Stein ED. 2004. Effluent discharges to the southern California Bight from large municipal waste water treatment facilities in 2001 and 2002. In: Weisberg SB, Elmore D (eds.), Southern California Coastal Water Research Project Biennial Repot 2003-2004. Southern California Coastal Water Research Project. Westminster, California, pp. 2-15.         [ Links ]

Stevens DL. 1977. Variable density grid-based sampling designs for continuous spatial population. Environmetrics 8: 167-195.         [ Links ]

Summers JK, Wade TL, Engle VD, Malaeb ZA. 1996. Normalization of metal concentrations in estuarine sediments from the Gulf of Mexico. Estuaries 19: 581-591.         [ Links ]

Takeuchi T. 1972. Distribution of mercury in the environments of Minamata Bay and the inland Ariake Sea. In: Hartung R, Dinman (eds.), Environmental Mercury Contamination. Ann Arbor Science Publ., 79 pp.         [ Links ]

Tomiyasu T, Nagano A, Yonehara N, Sakamoto H, Rifardi, Oki K, Akagi H. 2000. Mercury contamination in the Yatsushiro Sea, south-western Japan: Spatial variations of mercury in sediment. Sci. Total Environ. 257: 121-132.         [ Links ]

Turekian AV, Wedepohl KH. 1961. Distribution of the elements in some major units of the earth's crust. Bull. Geol. Soc. Am. 72: 175-192.         [ Links ]

Zhang C, Wang L, Li G, Dong S, Yang J, Wang X. 2002. Grain-size effect on multi-element concentrations in sediments from intertidal flats of Bohai Bay, China. Appl. Geochem. 17: 59-68.         [ Links ]