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Introducción
El agua limpia y pura es un recurso imperativo para la bebida, el riego, la industria, la recreación y también ayuda en la generación de energía; sin embargo, a lo largo de la historia humana, el agua ha sido mal utilizada y su calidad se ha degradado debido a diversas actividades antropogénicas como la descarga de desechos industriales y agrícolas en las aguas superficiales (Wang et al., 2020). Actualmente, la contaminación de los ríos es uno de los problemas más serios y emergentes en la mayoría de los países en desarrollo, por la rápida industrialización y agricultura intensiva que han generado un aumento en la cantidad de efluentes que se eliminan en cuerpos de agua naturales, dichos efluentes constituyen una de las principales fuentes de toxicidad ambiental, que pone en peligro la biota acuática y deteriora la calidad del agua (Laxmi et al., 2019).
La intensificación de las actividades antropogénicas ha resultado en un aumento de la contaminación por metales pesados en los sistemas fluviales, lo cual provoca la absorción de metales en la superficie del lecho de sedimentos debido a su alto peso atómico y mayor densidad que la del agua, es decir, los sedimentos actúan como fuente y sumidero de contaminantes, que se liberan nuevamente en la fase de agua mediante la movilización gobernada por cambios en los parámetros básicos de calidad del agua (pH, conductividad eléctrica, oxígeno disuelto, etcétera) (Hussain et al., 2017; Laxmi et al., 2019). La contaminación por metales, tiene una influencia esencial en la sociedad humana debido a su persistencia y capacidad de biomagnificarse a lo largo de la cadena alimentaria, por lo que, afecta la salud humana por la eventual ingestión de metales pesados biomagnificados en las fuentes de alimentos (peces) o por la ingesta directa de agua contaminada (Luo et al, 2021; Copaja and Muñoz, 2018).
Metales pesados como el plomo (Pb), el cadmio (Cd) y el cobre (Cu) producen graves peligros para la salud; y, debido a las condiciones ambientales cambiantes y al uso extremo de agroquímicos, estos metales pesados se acumulan en los suelos y se transfieren al sistema de agua por lixiviación, representando una seria amenaza para la vida humana; además, afectan el crecimiento de las plantas (Hussain et al., 2017).
En Ecuador, varios estudios han determinado la presencia de diferentes metales pesados en matrices como aguas superficiales, sedimentos, peces, suelos, cultivos, material particulado, entre otros, cuyos niveles superan las normas correspondientes, en algunos casos, lo que representa un alto riesgo para el ecosistema y la población (Cipriani et al., 2020: Pernía et al., 2018). En ríos de la provincia de Pichincha, se ha reportado que los niveles de Cu, Pb, y Cd superan los límites establecidos hasta en 94% del agua superficial de 18 ríos analizados (Borja et al., 2020). Bajo los antecedentes antes mencionados, esta investigación tiene la finalidad de analizar la distribución de metales pesados (Pb, Cd y Cu) en agua, sedimentos y peces del río Carrizal, Manabí - Ecuador.
Metodología
Área de estudio
Esta investigación se realizó en el año 2019 en el cantón Bolívar, Manabí - Ecuador, específicamente en la cuenca hídrica del río Carrizal; donde la temperatura oscila entre 24-26 ºC y el clima es de tipo tropical seco, presenta una precipitación media anual de 106,05 mm y su altitud va desde los 10 a los 500 msnm (Moreira y Ortega, 2021). Se establecieron 21 estaciones (figura 1), mismas que cubrieron 51 km de extensión aproximadamente, dichas estaciones fueron distribuidas de la siguiente manera:
Microcuenca (17 km): 7 estaciones.
Embalse la Esperanza (8 km): 5 estaciones.
Subcuenca (26 km): 9 estaciones.
Las coordenadas de los puntos de muestreo se detallan en la tabla 1.
Tabla 1. Coordenadas geográficas (UTM) de los puntos de monitoreo establecidos.
| Punto | X | Y | Sitio |
|---|---|---|---|
| M0 M1 M2 M3 M4 M5 M6 E1 E2 E3 E4 E5 S1 S2 S3 S4 S5 S6 S7 S8 S9 | 612527 606265 617373 612745 608790 608110 612657 607765 608079 615011 615235 604094 602324 600978 598961 596101 594588 594467 593187 593176 591243 | 9892765 9892521 9890506 9893591 9890320 9895161 9884873 9896943 9896943 9904447 9904722 9901938 9901991 9902075 9903302 9903420 9904209 9905962 9905913 9907087 9908517 | La Azucena Severino Balsa en Medio Tigre Adentro Río Chico Puente Carrizal El Frutal Carrizal Bejuco Dos Bocas Membrillo Embalse La Esperanza La Esperanza Quiroga Barranco Colorado Sarampión Mata Palo Los Almendros San Bartolo La Karina Limón |
Determinación de metales pesados (Pb, Cd y Cu) en agua, sedimento y peces del río Carrizal
Las tomas de muestras en agua y sedimento se realizaron dos veces al año, en los meses de agosto y octubre. La recolección de muestras en agua se fundamentó en la norma UNE-EN ISO 5667-3:2019, y, adaptando también la metodología propuesta por Murgueitio et al. (2018); se empleó una botella muestreadora de fondo plano, la misma que se ubicó en el centro del cauce y contra corriente. En cuanto a sedimentos, se recolectó 1 kg de sedimento superficial (de 20 a 50 cm de profundidad y empleando un barreno) a orillas del afluente, las muestras recolectadas fueron clasificadas según el diámetro de partículas (menor a 200 µm), conteniendo una proporción importante de fracción limosa-arcillosa, debido a que los metales tienden a acumularse en las partículas de menor tamaño depositadas en los lechos de los ríos (Chandabadani and Kancha, 2015). Posteriormente se almacenaron en bolsas plásticas con cierre hermético y se conservaron a una temperatura de 4.0ºC para su traslado al laboratorio, donde se aplicó digestión a las muestras (Murgueitio et al., 2018).
Referente a la fauna ictícola, se escogieron 3 especies de peces, 2 de ellas nativas: Hoplias microlepis (guanchiche) y Aequidens rivulatus (vieja), y 1 introducida: Oreochromis niloticus (tilapia), mismas que se muestran en la figura 2. Se utilizaron redes de pesca (4-4,5 pulgadas) para capturar los ejemplares, mismos que se almacenaron en fundas plásticas que se guardaron en un contenedor de espuma aislante con hielo; posteriormente, los peces se identificaron, midieron y pesaron en el Laboratorio de Química Ambiental de la Escuela Superior Politécnica Agropecuaria de Manabí “Manuel Félix López”, donde se extrajeron muestras de tejido hepático, branquial y muscular mediante disección con instrumental plástico, considerándose únicamente a individuos adultos con tamaño y peso similares (Aveiga et al., 2020).
El método empleado para los análisis de metales pesados en agua, sedimentos y peces fue APHA AWWA WEF 3111- B, empleándose un espectrofotómetro de absorción atómica marca: Perkin Elmer (Aonolyst 200); el límite de detección del equipo para los metales bajo estudio es de 0,2 ug/L.
Análisis estadístico
Los resultados de los análisis se analizaron y representaron gráficamente mediante el software IBM SPSS Statistics 26, que es un programa útil para explorar los datos críticos mediante métodos simples (Priyanka, 2020). Se aplicó el diseño completamente al azar, mismo que tuvo como factores a las zonas de muestreo (microcuenca, embalse La Esperanza y subcuenca) y las épocas de muestreo (agosto y octubre) y las repeticiones correspondieron a los valores detectados en cada punto de muestreo. Se comprobó la normalidad (Shapiro-Wilk) de los datos y la homogeneidad de varianzas; para luego aplicarse el análisis de varianza (ANOVA) a los datos de los análisis.
Resultados y discusión
Los valores de Pb en agua superficial encontrados, revelaron que, el sitio con mayor contenido de este metal es Balsa en Medio (M2) con 0,41 mg/L, siendo este un valor atípico dentro de la distribución de los datos; además, existe una mayor dispersión de los datos en los resultados correspondientes a la microcuenca (de 0 a 0,41 mg/L). En la microcuenca y la subcuenca, los mayores niveles de Pb se detectaron en agosto; en contraste, el embalse presentó valores más elevados en octubre (figura 3).
Al aplicar el ANOVA, se encontró que no existen diferencias significativas entre zonas con una significancia de 0,248 (tabla 2), ni tampoco entre los meses de monitoreo con valor de 0,385 (tabla 3); siendo la significancia de las zonas menor a la de los meses de monitoreo.
Tabla 2 Resultados del ANOVA aplicado a las zonas de monitoreo.
| Pb en agua superficial | Suma de cuadrados | gl | Media cuadrática | F | Sig. |
|---|---|---|---|---|---|
| Entre grupos | 0,009 | 2 | 0,005 | 1,447 | 0,248 |
| Dentro de grupos | 0,117 | 37 | 0,003 | ||
| Total | 0,126 | 39 |
Tabla 3 Resultados del ANOVA aplicado a las épocas de monitoreo.
| Pb en agua superficial | Suma de cuadrados | gl | Media cuadrática | F | Sig. |
|---|---|---|---|---|---|
| Entre grupos | 0,003 | 1 | 0,003 | 0,771 | 0,385 |
| Dentro de grupos | 0,124 | 38 | 0,003 | ||
| Total | 0,126 | 39 |
Acorde a los establecido por la Organización Mundial de la Salud (OMS, 2017), la concentración de plomo en agua para consumo humano es de 0,01 mg/L; resultando evidente que, en la mayoría de los puntos monitoreados, este metal sobrepasa el límite en mención; exceptuando M0 (La Azucena) donde no se detectaron niveles de este metal. A nivel nacional, varios estudios han determinado los niveles de Pb en aguas superficiales, en el río Chone se encontró hasta 0,01 mg/L de Pb (Vinueza et al., 2021). En el estero Salado, se ha reportado un valor de Pb que alcanza los 0,024 mg/L atribuyendo esta contaminación a la presencia de fábricas de plástico, pintura, baterías, textiles y metalmecánicas en sus riberas, así como a la descarga de agua residuales sin tratamiento previo (Pernía et al., 2018). Cabe señalar que, el Pb es catalogado como posiblemente cancerígeno y causa efectos neurotóxicos adversos (Cipriani et al., 2020).
En cuanto al Cd y al Cu (límite de detección igual a 0,2 ug/L), no se encontraron niveles detectables en ninguno de los puntos de monitoreo. Dado que la presencia de estos metales en agua superficial se atribuye a actividades de fontanería y accesorios industriales (Cipriani et al., 2020).
Los resultados de los análisis en sedimentos, revelaron que en M5 (puente Carrizal) y en E4 (Membrillo) hubo una concentración de 0,013 mg/kg de Pb, mientras que, en E5 (embalse La Esperanza) se detectaron 0,03 mg/kg del metal en mención, en los demás puntos de monitoreo no se detectaron niveles de Pb. En el estuario del río Chone, se encontró una concentración máxima de Pb igual a 2,35 mg/kg (Pozo, 2017). Por otra parte, en sedimentos del estero Salado se ha establecido una media de 3,87 mg/kg de Pb, con una biodisponibilidad de 77,41% reflejando un alto nivel de contaminación por Pb (Pernía et al., 2018).
Para el Cd en sedimentos, todos los puntos de muestreo obtuvieron valores inferiores a 0,15 mg/kg; estos resultados son bajos comparados con los 3,35 mg/kg de Cd determinados en sedimentos del estuario del río Chone (Pozo, 2017). No obstante, los resultados de esta investigación, presentan similitud a los 0,13 mg/kg de Cd reportados en sedimentos del estero Salado (Pernía et al., 2018), quienes recalcan que el Cd, aún en bajas concentraciones, afecta negativamente a la ictiofauna, la flora y los seres humanos.
Los niveles de Cu en sedimentos fueron menores a 0,05 mg/kg en toda la zona de estudio, por lo cual, se descarta contaminación por este metal en el río Carrizal. En contraste, en el estero Salado, se han reportado 18,40 mg/kg de Cu atribuyéndose estos niveles a actividades de acuicultura, bebidas, preparación y almacenamiento de alimentos (Fernández et al., 2014).
Al analizar el nivel de Pb en tejidos de las especies ictícolas seleccionadas, se encontró que San Bartolo es el punto con mayor contenido de Pb en el tejido de los peces (0,181 mg/kg en branquias de Hoplias microlepis), además, las especies recolectadas en los puntos: La Esperanza, Quiroga, Barranco Colorado, Sarampión, Mata Palo, Los Almendros, La Karina y Limón también revelaron un elevado contenido de Pb en sus tejidos con una amplia distribución de las concentraciones, con excepción de los valores detectados en Sarampión (figura 4). Estos valores, se encuentran por debajo del límite establecido en el Codex Alimentarius que es de 0,3 mg/kg de Pb en peso húmedo de peces (Zuluaga et al., 2015).
Al analizar las concentraciones por especies, en Oreochromis niloticus no se detectaron niveles de Pb; no obstante, Hoplias microlepis y Aequidens rivulatus mostraron Pb en los tejidos analizados (músculo, hígado y branquias). Para Hoplias microlepis los tenores más elevados se presentaron en octubre; mientras que, en Aequidens rivulatus hubo una distribución de datos bastante similar en ambos meses de monitoreo (figura 5).
Referente a los tejidos, el Hoplias microlepis mostró mayores niveles de Pb en branquias; y, el Aequidens rivulatus acumuló más cantidad de Pb (0,149 mg/kg) en músculo (figura 6). Existen escasas referencias sobre niveles de Pb en tejidos de Hoplias microlepis; pero se ha descrito que, al ser una especie bentónica, es capaz de filtrar metales pesados (incluyendo Pb) mediante sus branquias, convirtiéndolas en depósitos de estos contaminantes (Aguirre et al., 2021). En el caso de Aequidens rivulatus, la acumulación de metales pesados en sus músculos se atribuye a su alimentación omnívora; además, en ambas especies se ha determinado que el contenido de metales pesados es directamente proporcional al tamaño del individuo (Aveiga et al., 2020).
No se detectaron niveles de Cd o Cu en los tejidos de las especies ictícolas analizadas. Por tanto, se evidencia que en el río Carrizal existen niveles de Pb en agua superficial, sedimento y peces, niveles que, a pesar de ser bajos, indican una fuente potencial de riesgo para los ecosistemas del área en estudio; dado que la contaminación por Pb provoca malformaciones y pérdida de la estructura mineral ósea en peces y, al biomagnificarse, podría afectar la salud de los humanos (Pernía et al., 2019).
Conclusiones
En conclusión, este estudio reveló que el nivel de Pb en el agua superficial del río Carrizal supera ampliamente el límite establecido por la OMS; mientras que no se detectaron niveles de Cd y Cu que superen los valores indicados en la normativa. El sedimento del embalse La Esperanza presentó el mayor contenido de Pb (0,03 mg/kg), encontrándose bajas cantidades de Pb únicamente en tres puntos de muestreo. En cuanto a peces, la especie introducida Oreochromis niloticus no presentó niveles de ninguno de los metales pesados analizados. Sin embargo, Hoplias microlepis mostró tenores de hasta 0,181 mg/kg de Pb en branquias; mientras que en músculo de Aequidens rivulatus se detectaron hasta 0,149 mg/kg de Pb. Las especies ictícolas examinadas no mostraron niveles detectables de Cd o Cu, por tanto, se evidencia una distribución y posible biomagnificación de Pb en el río Carrizal. Estos hallazgos resaltan la importancia de realizar un análisis espacial en la zona de estudio para evaluar los efectos de la presencia de metales pesados en esta área. Finalmente, también se deben analizar las diferentes fuentes puntuales y difusas de contaminación en cada cauce, así como su impacto en la salud pública.
