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Latin american journal of aquatic research

On-line version ISSN 0718-560X

Lat. Am. J. Aquat. Res. vol.43 no.1 Valparaíso Mar. 2015

http://dx.doi.org/10.3856/vol43-issue1-fulltext-9 

Research Article

 

Contenido de metales en sedimentos y en Emerita analoga (Stimpson, 1857), en bahía Mejillones del Sur, Chile

Metals content in sediments and Emerita analoga (Stimpson, 1857) in South Mejillones Bay, Chile

 

Marcos Guiñez1,2, Jorge Valdés1 & Alexis Castillo1

1 Laboratorio de Sedimentología y Paleoambientes, Instituto de Investigaciones Oceanológicas Facultad de Ciencias del Mar y de Recursos Biológicos, Universidad de Antofagasta P.O. Box 170, Antofagasta, Chile
2
Departamento de Ciencias Acuáticas y Ambientales, Facultad de Ciencias del Mar y de Recursos Biológicos Universidad de Antofagasta, P.O. Box 170, Antofagasta, Chile
Corresponding author: Marcos Guiñez (mguinez@uantof.cl)
Corresponding editor: Ricardo Prego


RESUMEN. Se determinó la concentración de Cu, Cd, Ni y Zn en sedimentos intermareales y Emérita analoga (Stimpson, 1857), en ocho sectores de la bahía de Mejillones del sur, Chile. Sólo el Zn presentó un cierto grado de contaminación en los sedimentos de la bahía con un índice de geoacumulación de 2,8. Al analizar el contenido de metales en E. analoga, se determinó que esta especie estaría bioacumulando algunos de los metales analizados pero en baja magnitud, a excepción del Zn con un factor de bioacumulación de 2,07. El dendrograma de similitud realizado con datos del índice de bioacumulación, relacionó los valores de este índice con la distribución espacial de las principales industrias y zonas urbanas. Esta concordancia permite establecer que E. analoga estaría respondiendo como un indicador de la salud ambiental para este sistema. Además, es importante destacar que esta bahía está experimentando los primeros indicios de una zona industrial moderadamente impactada. Por lo tanto, es necesario realizar mediciones constantes, que abarquen más de una matriz ambiental, para controlar el impacto antrópico en este ecosistema marino costero altamente productivo.

Palabras clave: Emérita analoga, contaminación, bioacumulación, sedimentos, bahía Mejillones del Sur, norte de Chile.


ABSTRACT. The concentration of Cu, Cd, Ni and Zn in intertidal sediments and Emerita analoga (Stimpson, 1857) in eight sectors of south Mejillones Bay, Chile was determined. Only Zn showed a certain degree of contamination in the sediments of the bay with a rate of geoaccumulation of 2.8. In analyzing the content of metals in E. analoga, we determined that this species would bioaccumulate some of the metals analyzed but low magnitude, with the exception of Zn bioaccumulation factor of 2.07. The similarity dendrogram performed with bioaccumulation index data related the values of this index with the spatial distribution of major industries and urban areas. This concordance allows establishing that E. analoga be responding as an indicator of environmental health for this system. It is also important to note that this bay is experiencing the first signs of a moderately impacted industrial area. Therefore it is necessary to generate consistent measurements, covering more than an environmental matrix, in order to control the human impact in this highly productive coastal marine ecosystem.

Keywords: Emerita analoga, bioaccumulation, bioindicator, sediments, south Mejillones Bay, northern Chile.


 

INTRODUCCIÓN

El estudio de la contaminación marina es de gran importancia para entender el grado de perturbación que presentan los ecosistemas costeros, cuyos componentes bióticos y abióticos están ligados de forma intrínseca. En la actualidad, el tipo de contaminación costera más común es la incorporación al medio ambiente de metales pesados derivados principalmente de actividades industriales y residuos urbanos.

En los sedimentos marinos los metales son acumulados activamente, dependiendo de las condiciones físicas y químicas del ambiente de depositación (Buccolieri et al., 2006). Mientras que en organismos marinos estos metales pueden ser bioacumulados, incrementándose la concentración en sus tejidos (Ahumada, 1994). La bioacumulación ha sido descrita como la incorporación de metales en diferentes tejidos de los organismos afectados mediante procesos químicos de especiación (Mountouris et al., 2002). Este proceso se podría incrementar aún más si el medio o el alimento donde se encuentra el organismo presenta una alta concentración de estos elementos.

Al respecto, es importante destacar que se ha incrementado el interés por desarrollar nuevas herramientas para enfrentar los impactos generados por la actividad antrópica a nivel mundial (Gorski & Nugegoda, 2006; Di Leonardo et al., 2014; Henriques et al., 2014; Nuelle et al., 2014) y a lo largo de la costa chilena (Ahumada, 1994; Hernández et al., 2000; Valdovinos & Zuñiga, 2002). Entre estas destacan los estudios tendientes a identificar especies nativas con potencial de bioindicadoras (Carrasco & Gallardo, 1989; Díaz, 1993).

Una de estas especies es Emerita analoga (Stimpson, 1857), un crustáceo decápodo común y abundante en playas arenosas. Se distribuye desde las islas Kodiac en Alaska (58°N), hasta Bahía Falsa en Argentina (55°S, Wenner, 1988), excluyendo la zona tropical (Efford, 1976). En Chile se encuentra en los niveles medios e inferior del intermareal arenoso (Palma et al., 1982; Castilla, 1983; Jaramillo & González, 1991; Jaramillo & McLachlan, 1993; Jaramillo et al., 1998) especialmente en playas expuestas. Esta especie se podría considerar como potencial receptor de varios polutantes, debido a su gran abundancia en la zona intermareal y por ser fuente importante de alimento para aves y peces costeros (Dugan et al., 1994, 1995). Aunque ha sido reconocida como una especie bioindicadora para una serie de contaminantes en distintas áreas marinas (Burnett, 1971; Rossi et al., 1978; Siegel & Wenner, 1984; Wenner, 1988; Ferdin et al., 2002), en Chile existen escasos trabajos sobre su importancia como especie bioindicadora (Hernández et al., 2000; Valdovinos & Zuñiga, 2002).

Mejillones del Sur (23°S), es una bahía orientada hacia el norte, ubicada a orillas del desierto más seco del planeta (Atacama). En los últimos años se ha convertido en una bahía con uno de los desarrollos industriales más importantes del norte de Chile. En el sector noreste, se localiza el parque industrial constituido por termoeléctricas, empresas pesqueras, plantas de transferencia de ácidos para la minería, puertos de embarque de minerales, entre otros, mientras que hacia el suroeste se localiza la zona residencial y comercial. Este desarrollo industrial ha generado una gran presión de uso sobre el entorno marino. Por otra parte, no son muchos los trabajos que relacionan este crecimiento industrial con el sistema costero de la bahía de Mejillones y que abarcan los sedimentos subma-reales (Valdés et al, 2005, 2008, 2009; Valdés, 2012). Por el contrario, hay gran cantidad de información sobre mecanismos y procesos oceanográficos tales como eventos de surgencia, productividad biológica, variabilidad ENOS, evolución océano-climática, entre otros aspectos (Rodríguez et al., 1991; Marín et al., 1993; Escribano, 1998; Marín & Olivares, 1999; Ortlieb et al., 2000; Páez & Frías, 2001; González et al., 2004; Vargas et al., 2007). Como consecuencia de la vasta información generada específicamente sobre aspectos oceanográficos y sedimentos submareales, es necesario generar información sobre lo que está sucediendo en el ambiente intermareal el cual presenta un gran impacto al momento de generarse algún evento de contaminación, debido a que es parte de la costa y además donde termina la mayoría de los residuos generados en el ambiente costero (Cloern, 2001; Nuelle et al., 2014). Al respecto Pinedo et al. (2007), indican que el uso de organismos bentónicos costeros es de vital importancia para determinar el estado de salud de un ecosistema ya sea antes, durante o después de algún evento natural o antrópico.

El propósito del presente trabajo fue relacionar el contenido de metales en dos matrices ambientales (sedimentos intermareales y ejemplares de Emerita analoga) a lo largo de la costa de bahía Mejillones del Sur, para evidenciar posibles alteraciones ambientales provocadas por la diversidad de usos del borde costero y su impacto en la biota marina.

MATERIALES Y MÉTODOS

Se colectaron muestras de sedimentos intermareales y ejemplares de Emerita analoga en ocho sectores de la bahía Mejillones del Sur (año 2006) (Fig. 1). La ubicación de los sectores de muestreo se determinó en función de los diferentes tipos de usos identificados en la zona costera de Mejillones, los puntos 1 y 8 corresponden a sectores sin intervención humana mientras que los otros seis sectores están asociados a las diversas actividades antrópicas realizadas en esta bahía.

 

Figura 1. Bahía Mejillones del Sur y sus principales características oceanógraficas; la línea
segmentada representa el frente térmico descrito por Marín et al. (2003), la flecha curva indica
el movimiento más probable de las corrientes superficiales, las isóbatas se muestran cada 25 m.
Se indican los sectores de muestreo; los sectores 1 y 8 corresponden a áreas sin actividad
antrópica en la costa, los sectores del 2 al 7 corresponden a áreas con actividad industrial
y urbana.

 

Obtención y análisis de las muestras Sedimentos marinos

Las muestras fueron colectadas en triplicado mediante buceo en la isóbata de 2 m de profundidad, removiendo solamente el sedimento superficial (15 mm), mediante un nucleador de caja de 25x25 cm y se depositaron en bolsas plásticas previamente tratadas. Todas las muestras se almacenaron a una temperatura de 4°C para su traslado al laboratorio y posteriormente se secaron a 40°C hasta alcanzar un peso constante. El contenido de Cu, Cd, Ni y Zn fue medido en la fracción de sedimento <63 pm utilizando entre 0,5 a 1,0 g de sedimento, según el siguiente procedimiento: las muestras de sedimento se trataron con agua regia (HCl y HNO3 Suprapur Merk) a 150°C por 3 h, este tratamiento solo ataca los metales presentes en la fracción orgánica dejando fuera los presentes en la fracción mineral, debido a que en la fracción orgánica se encuentran los metales biodisponibles (Cox & Preda, 2003). Luego fueron filtradas (0,45 µm) y aforadas a 25 mL con agua desionizada. Las mediciones de metales se realizaron en un espectrofotómetro de absorción atómica Shimadzu modelo 6300, mediante técnica de llama. El procedimiento analítico fue contrastado mediante el uso de sedimento estándar MESS-3 de la Nacional Research Council of Canada. Los resultados se expresaron en mg kg-1 y se entregaron, además, los límites de detección (Tabla 1).

 

Tabla 1. Análisis de material de referencia certificado MESS-3 para
sedimento marino. *Se indica media y desviación estándar.

 

Cálculo del Índice de Geoacumulación

El Índice de Geoacumulación propuesto por Müller (1979) se utiliza generalmente para evaluar posibles enriquecimientos de metales en sedimentos acuáticos, mediante una comparación con niveles preindustriales. Como valores preindustriales se utilizaron los señalados por Valdés (2012) para Mejillones, los que representarían un periodo anterior a 1870 (Vargas et al., 2004, 2007), mucho antes de que comenzara el desarrollo industrial en esta bahía (Panadés et al., 1995). Este índice se define como:

Igeo = log2 (Cn/1.5Bn)

donde Cn es la concentración del elemento examinado y Bn es el valor preindustrial de dicho metal. El factor 1,5 se utiliza para representar eventuales variaciones en el nivel base del metal medido en el ambiente y como factor de corrección de una posible influencia antropogènica en el cálculo (Buccolieri et al., 2006) (Tabla 2).

 

Tabla 2. Calidad de los sedimentos marinos según a la clasificación del
Igeo (Müller, 1979).

 

Emerita analoga

Los ejemplares de E. analoga (10 ejemplares por punto) fueron colectados mediante buceo entre 1 y 2 m de profundidad. Los organismos se depositaron en bolsas plásticas y se almacenaron a baja temperatura (4°C) para su traslado al laboratorio. No se diferenció sexo ni tamaño y para los análisis se utilizó el organismo completo que fue triturado utilizando un mortero de ágata. Para la determinación de Cu, Cd, Ni y Zn, se utilizaron entre 0,5 y 1,0 g de muestra (en triplicado), las cuales se depositaron en un sistema de reflujo para su digestión con 10 mL de HNO3 Suprapur (Merk) y se dispusieron en una placa calefactora a 150°C por 2 h. Posteriormente, la solución resultante fue filtrada (0,95 µm) y aforada en un matraz volumétrico de 25 mL. La medición de los metales se realizó mediante espectrofotometría de absorción atómica (EAA), empleando llama de aire-acetileno. Las concentraciones fueron expresadas en mg kg-1 de peso húmedo. El procedimiento analítico fue contrastado mediante el uso de material de referencia certificado DORM-3 (Dogfish) adquirido desde la National Research Council of Canadá, NRC (Tabla 3).

 

Tabla 3. Análisis de material de referencia certificado Dorm-3 para
tejido biológico. *Se indica media y desviación estándar.

 

Cálculo del Factor de Bioacumulación en Emérita analoga

Se determinó el Factor de Bioacumulación (FBA) mediante la fórmula propuesta por Mountouris et al. (2002), considerando que la toxicidad de estos metales para los organismos bentónicos depende de su disponibilidad en el medio y de la capacidad de los organismos para asimilar metales directamente de la ingesta de partículas de sedimento (Amiard et al., 2007):

FBA = Cbiota/Csedimento

Cbiota: concentración del metal en E. analoga (mg kg-1).

Csedimento: concentración del metal en el sedimento (mg kg-1).

Se aplicó análisis de varianza (P < 0,05) a los resultados de las concentraciones de metales, normalizados mediante la transformación Box-Cox y además se realizó un test a posteriori de Tukey, para lo cual se utilizó el software MINITAB 16 (2010).

RESULTADOS

El porcentaje de materia orgánica registrado en los sedimentos intermareales presentó un promedio de 0,59 ± 0,07%, registrando una concentración máxima en el sector 8 (0,67%) y una concentración mínima de 0,95% en el sector 5 (Fig. 2). El Cu en los sedimentos presentó una concentración media de 37 ± 8,9 mg kg-1; las mayores concentraciones se determinaron en los sectores 2 y 3 (Fig. 2). En Emérita analoga la concentración máxima de Cu fue de 58,5 ± 9,61 mg kg-1 en el sector 8, mientras que la mínima fue de 19,59 ± 2,39 mg kg-1 y se obtuvo en el sector 9 (Fig. 3). El Cd en los sedimentos, presentó una concentración similar en todos los sectores con una media de 8,52 ± 2,95 mg kg-1 (Fig. 2), mientras que en E. analoga presentó valores similares exceptuando el sector 4 (15,32 ± 3,28 mg kg-1) (Fig. 3).

 

Figura 2. Metales en sedimentos marinos en los sectores en estudio (las barras de
error indican la desviación estándar).

 

Figura 3. Concentración de metales en Emérita analoga (peso húmedo) en los sectores
en estudio (las barras de error indican la desviación estándar).

 

La concentración media de Ni en los sedimentos fue de 31,84 ± 8,61 y el máximo se registró en sector 5 (Fig. 2). Para E. analoga la mayor concentración de Ni se obtuvo en el sector 4 (10,93 ± 1,69 mg kg-1), mientras que la menor se registró en el sector 7 (1,63 ± 0,31 mg kg-1) (Fig. 3). La concentración de Zn en los sedimentos presentó un promedio de 77,8 ± 35,95 mg kg-1, los máximos valores se registraron en los sectores 6 y 7. La concentración promedio de Zn en E. analoga fue de 18,66 ± 6,93 mg kg-1, las mayores concetraciones se encontraron en el sector 5 (27,62 ± 24,06 mg kg-1) y las menores en el sector 7 (10,45 ± 2,3 mg kg-1) (Fig. 3).

DISCUSIÓN

El contenido de Cu en los sedimentos costeros de Mejillones registró una media de 37 mg kg-1, siendo inferior a lo reportado por Valdés (2012) (sedimentos submareales de profundidades hasta 100 m, misma metodología analítica de este estudio) y similares a lo registrado por Valdés & Sifeddine (2009) (sedimentos submareales en la isóbata de 10 m, utilizando la misma metodología analítica de este estudio) para la misma bahía (Tabla 4). Por otra parte Calderón & Valdés (2012), (utilizando la misma metodología analítica de este estudio), registran concentraciones superiores de Cu (79,8 mg kg-1) en sedimentos superficiales obtenidos a 10 m de profundidad en la bahía de Antofagasta. La diferencia en la concentración de Cu registrada en sedimentos submareales puede ser consecuencia del sector donde se colectaron los sedimentos y del tamaño de las partículas. Es decir, si los sedimentos pertenecen a sectores que están bajo la influencia permanente de la zona de mínimo oxígeno presentarían una mejor preservación de sus elementos (incluyendo los metales), mientras que en zonas con mayor oxigenación los elementos no presentan gran preservación y se liberan a la columna de agua (Tribovillard et al., 2006; Guiñez et al., 2010).

 

Tabla 4. Concentración media de metales (mg kg-1) en sedimentos superficiales en
sistemas costeros de Chile. 1Valores preindustriales para Mejillones.

 

Respecto al tamaño de los sedimentos, los de menor tamaño presentan una mayor superficie para la adsorción de metales en comparación con partículas de tamaño menor (Cobelo-García & Prego, 2004). Al respecto Valdés & Sifeddine (2009), indican que existe gran diferencia de tamaño de las partículas entre el ambiente intermareal y submareal en la Bahía de Mejillones. Al comparar las concentraciones de Cu en sedimentos intermareales colectados en la Bahía de Antofagasta por Lépez et al. (2001), se determinaron valores similares a los encontrados en Mejillones (Tabla 4), los cuales estarían corroborando la diferencia en la concentración de metales submareales con metales intermareales, asociada al ambiente de depositación y al tamaño del grano. Para Emérita analoga la concentración de Cu promedio fue de 42,47 mg kg-1, registrándose la mayor concentración en el sector 8 (Fig. 3), que corresponde a la zona de control, esto como consecuencia del patrón de circulación de la bahía (Marín et al., 2003). Al respecto Valdés et al. (2009), indican que en este sector existe una mayor movilidad de los sedimentos como consecuencia de una circulación activa, lo cual estaría generando un mayor aporte de material particulado a esta zona, que a su vez estaría generando una mayor biodisponibilidad de este metal en la zona costera. Al comparar la concentración de Cu en E. analoga registrada por Lépez et al. (2001) para Antofagasta (155 mg kg-1) (Tabla 5), se puede observar que la concentración encontrada en Mejillones fue relativamente baja (42,47 mg kg-1). Esta diferencia entre las concentraciones de cobre en E. analoga, indica que puede existir un mayor aporte antrópico de este metal en la Bahía de Antofagasta, como consecuencia de la actividad minera de cobre y específicamente del embarque de Cu en el puerto aledaño al estudio en cuestión. Las mayores concentraciones Cd se determinaron en los sectores 2 y 3, con una media de 14,44 y 10,39 mg kg-1 respectivamente (Fig. 2), siendo más abundante en comparación con otras zonas costeras reportadas (Tabla 4). Esta abundancia podría ser el resultado de condiciones favorables para su precipitación y preser" vación en los sedimentos de fondo (Valdés, 2004; Valdés et al., 2006).

El contenido de Cd en este estudio resultó menor al reportado por Valdés et al. (2005) y mayor al informado por Valdés & Sifeddine (2009) para la misma bahía. En el primer caso, el estudio abarcó casi toda la Bahía de Mejillones, que incluyó la zona media y más profunda. Esta zona, a nivel subsuperficial, es fuertemente influenciada por la zona de mínimo oxígeno (ZMO) lo que favorece la precipitación y preservación de Cd en ambientes reductores (Böning et al., 2005). En el segundo caso, solo se consideraron sedimentos superficiales de una profundidad de 10 m. Al respecto se puede indicar que la concentración de Cd registrada en este estudio, puede ser comparable con los resultados obtenidos por Valdés & Sifeddine (2009), lo cual estaría indicando un incremento en la concentración de Cd en los sedimentos, que puede ser atribuida a un cambio en la dinámica de preservación de los mismos en la bahía. Por otra parte, Valdés et al. (2004) indican que la bahía presenta sedimentos ricos en Cd, como consecuencia del efecto de la ZMO en la preservación de los sedimentos, más que por efectos antropogénicos. Mientras que para E. analoga el Cd presentó la concentración mayor en el sector 4 con 15,32 mg kg-1, una forma para explicar el ingreso de Cd a este crustáceo fue postulada por Ahumada (1994), quien indica que la incorporación de metales y en especial del Cd, depende de las características químicas del elemento y de la capacidad del organismo para bioconcentrarlo, además postula que los organismos marinos bioacumulan Cd activamente, lo cual se explicaría porque el Cd altera el balance Na/K/Ca y determina el reemplazo del Ca produciendo selectividad en su paso por las membranas con un incremento en la concentración interna. Esto explica el proceso típico de bioacumulación de Cd, el cual debería ser mayor en zonas con alta biodisponibilidad de este metal, teniendo en cuenta que esta especie presenta procesos constantes de mudas, con lo cual puede estar eliminando un porcentaje del Cd bioacumulado.

El Ni en los sedimentos presentó una media de 31,8 mg kg-1, siendo el sector 5 el que presentó la mayor concentración (Fig. 2). Al respecto, Valdés & Sifeddine (2009) para la misma zona de estudio (utilizando la misma metodología de análisis, pero utilizando sedimentos submareales), señalaron que las estaciones 1, 4, 6 y 8 (ajustadas a este estudio), presentan algún grado de perturbación. Esto puede ser consecuencia del tipo de sedimento analizado, debido a que existe una mayor cantidad de material orgánico asociado a los sedimentos submareales en comparación con los sedimentos más costeros o intermareales (Guiñez et al., 2010). En E. analoga la mayor concentración de Ni se encontró en el sector 4 con 10,93 mg kg-1 (Fig. 3). Al comparar esta concentración con los valores registrados por Ng et al. (2007) para Harpiosquilla harpax con 39,9 mg kg-1 de Ni y con los de Ahumada (1994) de 11,2 mg kg-1 para Cancer coronatus, se puede decir que la concentración de Ni en E. analoga fue relativamente baja, lo cual se debería a la baja concentración de Ni en el medio o a su baja biodisponibilidad.

El Zn en sedimentos presentó valores elevados en los sectores 4 a 7 (Fig. 2) y un promedio de 77,7 mg kg-1 (Tabla 4). Concentraciones menores de Zn fueron registradas por Valdés (2012) en la misma bahía, como consecuencia de una variabilidad temporal entre ambos estudios (periodo de muestreo). Por otra parte y comparando los resultados obtenidos por Calderón & Valdés (2012) para Antofagasta con una concentración promedio de 106,3 mg kg-1 y con lo registrado por Salamanca et al. (1988) y Carrera et al. (1993) en las bahías de Concepción y San Vicente con promedios de 91,8 y 201 mg kg-1 respectivamente (Tabla 4), se puede decir que a pesar de la presencia de Zn registrada en los sedimentos, esta bahía presenta bajos niveles en comparación con otros sitios analizados, como consecuencia de que aun esta bahía está en proceso de desarrollo industrial y que las altas concentraciones se concentran en puntos específicos (Fig. 2), pueden ser fuentes de emisión de este metal. La concentración de Zn en E. analoga presentó una concentración promedio de 22,6 mg kg-1, que es menor al compararla con los registrados por Ahumada et al. (1994), Chen et al. (2005), Boada et al. (2007), Castillo & Valdés (2011) y Valdés et al. (2014) (Tabla 5), estos resultados indicarían que E. analoga estaría acumulando metales según su biodisponibilidad y que existen procesos de bioacumulación de Zn (Fig. 5).

 

Tabla 5. Concentración de metales en Emerita analoga y otros crustáceos en
diferentes lugares geográficos (mg kg-1).

 

Al relacionar el contenido de materia orgánica con los metales en sedimentos, no se observó la relación propuesta por Tribovillard et al. (2006), quienes indican que la materia orgánica (MO) es uno de los principales factores que controla la concentración de los metales en ambientes acuícolas. Al respecto Valdés & Sifeddine (2009) indican que la MO en el ambiente marino tiende a absorber metales en su tránsito por la columna de agua, los cuales se acumulan en los sedimentos. Por el contrario, los resultados obtenidos indican que la MO no presentó correlación con ninguno de los metales analizados (r <1,5), esto permite determinar que para los sedimentos intermareales de la Bahía de Mejillones el contenido de metales es independiente del porcentaje de MO, lo cual se explicaría porque este es un ambiente más dinámico y con condiciones totalmente distintas al ambiente submareal.

Al analizar los resultados del ANDEVA se puede indicar que para los sedimentos, solamente la MO y el Zn presentaron diferencias significativas asociadas a su concentración (Tabla 6). Por otra parte, el test de Tukey indica que para la MO las diferencias fueron asociadas a los sectores 2, 3 y 8 (Fig. 2). Mientras que para el Zn las diferencias están determinadas por las estaciones 6 y 7 (Fig. 2). En E. analoga se registraron diferencias significativas asociadas solamente al Cu, Cd y Ni (Tabla 6). La prueba de Tukey indica que para el Cu los sectores que marcaron diferencias fueron el 6 y 8, para el Cd el sector 4 fue el que marcó las diferencias. Finalmente, para el Ni los sectores 1 y 4 (Fig. 3).

 

Tabla 6. ANDEVA de una vía para los parámetros analizados.

 

Para determinar el posible enriquecimiento de metales en los sedimentos costeros de Mejillones, se utilizó el Índice de Geoacumulación propuesto por Müller (1979), cuya clasificación permite evaluar la calidad de los sedimentos, (Tabla 2). De acuerdo a esto, los sedimentos costeros de Mejillones presentarían en la actualidad valores de Cu y Cd similares a los niveles preindustriales, mientras que el Zn y Ni estarían presentando señales de enriquecimiento (Fig. 4, Tabla 2). Al respecto y para el Zn solo los sectores 6 y 7, se encontraron en una condición de moderado a fuertemente contaminados. Mientras que para el Ni, los sedimentos presentaron una clasificación de no contaminados (Fig. 4). Valdés (2012) postuló para el Zn, un leve enriquecimiento en los sedimentos submareales de Mejillones, que concuerda con lo registrado para los sedimentos intermareales, existiendo un enriquecimiento general para ambos tipos de sedimentos en la bahía. A pesar del alto grado de desarrollo industrial de la zona, los bajos valores de Igeo para el Cu, Cd y Ni, estarían indicando que no existe alteración en la calidad de los sedimentos intermareales de la bahía. Sin embargo, los resultados para el Zn estarían corroborando las evidencias de perturbación como consecuencia de algunas actividades industriales desarrolladas en la zona costera en Mejillones, las cuales estarían afectando los sedimentos intermareales.

 

Figura 4. Índice de Geoacumulación en los sectores en estudio.

 

El cálculo del factor de bioacumulación determinado según la fórmula propuesta por Mountouris et al. (2002), mostro para el Cu un factor de bioacumulación de 1,1 (Fig. 5), con lo cual se puede inferir que existe algún grado de acumulación activa en los tejidos de E. analoga. Al comparar los valores de este factor con los calculados con los resultados de Lépez et al. (2001) para la misma especie, se observó una bioacumulación de Cu en la Bahía de Antofagasta con un factor de bioacumulación de 4,1 en comparación con Mejillones. Al respecto Valdovinos & Zuñiga (2002), indican que E. analoga presenta una sensibilidad media al cobre (LC50) por lo que puede bioacumular altas concentraciones. Por otra parte, Calderón & Valdés (2012) para Antofagasta, reportaron un factor de bioacumulación para el Cu de 0,3 utilizando fauna bentónica submareal y atribuyeron este valor a que la vía de ingreso principal de Cu (para la fauna submareal) es mediante la ingesta de alimentos. Para el presente caso, E. analoga estaría respondiendo en función del Cu biodisponible que ingresa con el alimento más que el Cu localizado en los sedimentos, debido a que no existe una correlación entre el Cu registrado en los sedimentos con el Cu encontrado en E. analoga (r < 0,14).

 

Figura 5. Factor de bioacumulación de metales en los sectores
en estudio.

 

Respecto al Cd y Ni se puede indicar que no existe un proceso de bioacumulación de estos metales en E. analoga, debido a que el FBA entrega valores promedio de 0,06 y 0,1 respectivamente (Fig. 5). Para el Zn se puede determinar que existe cierto grado de biomagnifi-cación debido a que el FBA entrega un promedio de 2,32 que supera a lo registrado por Calderón & Valdés (2012) para la Bahía de Antofagasta, quienes registraron un valor de 0,58 para la fauna intermareal, considerando que la concentración de metales en sedimentos es similar (Fig. 5). Esto puede ser consecuencia de que E. analoga presenta una mejor respuesta a la bioacumulación de Zn o que el Zn presenta una mejor biodisponibilidad en el ambiente.

Al analizar el dendrograma de similitud realizado para determinar algún grado de asociación entre los sectores utilizando el índice de bioacumulación, se separaron tres grupos (Fig. 6), el grupo A correspondiente a las estaciones control, grupo B correspondiente a áreas altamente impactadas por actividad antrópica e industrial (cultivos, ciudad de Mejillones, planta de ácido, termoeléctricas) y grupo C correspondiente a sectores medianamente impactados (planta de gas y megapuerto), lo cual estaría indicando que este índice permite discriminar los sectores analizados en función de la actividad que se está desarrollando.

 

Figura 6. Dendrograma de similitud basado en el método de Ward
de distancia Euclidiana, para los sectores estudiados en la bahía
Mejillones del Sur, de acuerdo al factor de bioacumulación.

 

CONCLUSIONES

Los resultados del presente trabajo describe el estado del sistema costero de la bahía de Mejillones del Sur para el año 2006, donde se encontraron los primeros indicios del efecto actividad industrial en esta zona. Estos leves impactos pueden potenciarse aún más si no se toman las decisiones correctas para un buen manejo del borde costero. Una buena manera de monitorear los cambios ocurridos en la bahía es comenzar a utilizar distintos organismos para poder definir algunos de ellos como potenciales bioindicadores de salud ambiental y, además, como un mecanismo de alerta sobre el impacto de esta perturbación sobre la población humana, como consecuencia de procesos de biomagnificación, razón que explica el uso de Emérita analoga como un posible bioindicador que ha demostrado su eficacia para el Cu y Zn. Finalmente, es necesario enfocar los estudios futuros en determinar el potencial de biomagnificación de algunos metales en la cadena trófica para extrapolar los impactos ya conocidos de los parámetros físicos químicos (agua y sedimento), a los efectos deletéreos que se generan en la salud humana.

 

REFERENCIAS

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Received: 19March 2014;
Accepted 17 September 2014

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