INTRODUCCIÓN

Los microplásticos son pequeñas piezas de plástico con tamaño inferior a 5 mm, que podrían ser producidas intencionalmente (microplásticos primarios) para ser utilizadas en productos de consumo o abrasivos o resultantes de la fragmentación de objetos plásticos más grandes (microplásticos secundarios), los cuales son considerados como contaminantes altamente persistentes y dañinos para los organismos (^{Van Cauwenberghe et al., 2015}; ^{Auta et al., 2017}; ^{Prata et al., 2019}). Algunos plásticos no son eliminados por los sistemas de gestión de residuos y entran en los ríos y el océano, los cuales junto a los plásticos descargados directamente a cuerpos de agua, generan vertimientos al océano estimados entre 5 y 13 millones de toneladas cada año (^{Matsuguma et al., 2017}). Los residuos plásticos se encuentran distribuidos de manera heterogénea en ecosistemas marinos en todo el mundo, tales como islas oceánicas, polos y profundidades marinas, impulsados por corrientes oceánicas, vientos, salidas del río y deriva (^{Cole et al., 2011}). Mientras que los microplásticos primarios son fabricados para tener un tamaño microscópico, los microplásticos secundarios se forman por la fragmentación a partir de artículos plásticos más grandes (^{Lehtiniemi et al., 2018}), debido a la meteorización continua (radiación UV y erosión física) en el medio marino (^{Saley et al., 2019}). El pequeño tamaño de los microplásticos hace que sean fácilmente ingeridos por una amplia gama de especies marinas, desde invertebrados planctónicos, peces hasta grandes mamíferos (^{Karbalaei et al., 2019}; ^{Tafurt, 2020}).

Los microplásticos presentan diferentes grados de flotabilidad, la mayoría (polietileno y polipropileno) son menos densos que el agua del mar y tienden a flotar sobre la superficie del océano, mientras que los más densos tienen el potencial de hundirse y llegar a los fondos marinos. Los microplásticos flotan son colonizados por microorganismos que forman biopelículas, que aumentan la densidad y reducen su flotabilidad, siendo un mecanismo importante para su asentamiento desde la columna de agua hasta el fondo marino (^{Van Cauwenberghe et al., 2015}; ^{Wessel et al., 2016}; ^{Auta et al., 2017}; ^{Matsuguma et al., 2017}). Así mismo, microplásticos ligeros pueden formar aglomerados, facilitando la transferencia vertical de los mismos a las profundidades y fondos marinos (^{Peng et al., 2020}). Se ha registrado que, con el tiempo, las partículas de microplásticos acumuladas en los sedimentos pueden ser resuspendidas a causa de la bioturbación, tormentas, eventos de surgencia o actividades como dragado, y sufrir cambios en sus características físicas (tamaño, forma y densidad) (^{Carbery et al., 2018}; ^{Molina et al., 2020}).

Los microplásticos representan un problema ambiental significativo, debido a que su reducido tamaño y densidad los hacen accesibles para la ingestión por muchos organismos de diferentes niveles tróficos (^{Reed et al., 2018}; ^{Tafurt, 2020}). Entre los organismos vulnerables a la ingestión se encuentran los filtradores tanto pelágicos como demersales, suspensivoros y depositivoros bentónicos, macroinvertebrados, peces, reptiles y mamíferos, los cuales los ingieren de forma directa o a través de la ingestión de otros organismos (^{Guzzetti et al., 2018}; Reed et al., 2018).

Algunos de los efectos adversos de este material en organismos incluyen lesiones internas y externas, alteración de la alimentación, retraso del crecimiento y reducción de la fertilidad (^{de Sá et al., 2018}). Así mismo, los microplásticos pueden ser un vector de compuestos tóxicos (contaminantes orgánicos persistentes y metales pesados) en organismos marinos por los aditivos químicos añadidos al plástico durante su fabricación y tienden a absorber y acumular contaminantes del agua circundante, proceso que se ve favorecido por su forma y tamaño, que le dan una gran relación superficie/volumen. Los microplásticos presentan también una alta probabilidad de lixiviación de aditivos plásticos que pueden inducir efectos tóxicos en la biota acuática (^{Wang et al., 2019b}; ^{Zhang et al., 2020a}; ^{Gamboa-García et al., 2020}). Debido a lo anterior, los microplásticos no solo causan daños mecánicos a los organismos, sino que también, pueden introducir compuestos contaminantes a través de la red trófica (^{Guo y Wang, 2019}).

Los sedimentos pueden actuar como fuente y sumidero de microplásticos y ejercer un rol importante en la regulación de la distribución de tal contaminante en ambientes marinos, donde la concentración de microplásticos presentes proporciona un parámetro indicativo del nivel de contaminación (^{Yao et al., 2019}). En el fondo marino, los microplásticos contaminados entran en contacto con sedimentos no contaminados, creando un gradiente de concentración que permite la desorción de contaminantes a la materia orgánica del sedimento (^{Cole et al., 2011}).

En 2010 entre 4,8 y 12,7 millones de toneladas métricas de residuos plásticos llegaron a los océanos y se estima que 5 trillones de piezas plásticas están flotando actualmente en el mar (^{Wessel et al., 2016}). La Bahía de Buenaventura es un estuario vulnerable a este tipo de contaminación y sus comunidades de bentos, macroinvertebrados y peces (^{Gamboa et al., 2018}; ^{Martinez et al., 2019}; ^{Duque et al., 2020}; ^{Molina et al., 2020}) podrían ser afectadas por la ingestión de microplásticos (^{Tafurt, 2020}). El objetivo de la presente investigación fue determinar la distribución, densidad, y tipo de microplásticos en sedimentos del estuario de la Bahía de Buenaventura, Pacífico colombiano, comparando dos sitios del estuario, en tres épocas climáticas en los años 2015 y 2019.

ÁREA DE ESTUDIO

El área de estudio corresponde al estuario Bahía de Buenaventura, ubicada entre latitudes 03º44’N y 03º56’N, y longitudes 77º01’W y 77º20’W (Figura 1). Su ancho oscila entre 5,5 km en la parte interna y 3,4 km en la parte externa (entrada del estuario), con forma angosta y alargada (^{Otero, 2005}). El clima del Pacífico colombiano está altamente influenciado por las migraciones de la zona de convergencia intertropical y la proximidad a la cordillera de los Andes, resultando ser una de las regiones más húmedas del mundo (precipitación aproximada de 6 980 mm año^-1). Tiene dos picos de precipitación, uno menor en abril-mayo y el principal en septiembre-noviembre (^{Lobo-Guerrero, 1993}), y dos épocas de menos lluvias o “secas” en diciembre-marzo (principal) y junio-agosto (transición). Por otra parte, las temperaturas son superiores a 24ºC (^{Palacios et al., 2019}) y una humedad relativa entre el 80 y 95 % (Lobo-Guerrero, 1993). El ecosistema de la Bahía de Buenaventura tiene un alto nivel de intervención antrópico, al albergar una población de 300 000 habitantes (DANE, 2019) y el puerto más importante de Colombia (^{Vega et al., 2019}).

MATERIALES Y MÉTODOS

Diseño de muestreo

Se colectaron 36 muestras de sedimento en 6 muestreos, realizados en los meses de abril, julio y noviembre del año 2015 y marzo, junio y octubre del año 2019, correspondientes a los periodos climáticos predominantes en la región [época seca (marzo-abril), época de transición (junio-julio) y época de lluvia (octubre-noviembre)]. En cada muestreo se tomaron tres muestras de sedimento en cada una de las áreas de muestreo, cerca de puntos específicos que permiten la comparación de las muestras (EI, EE; Figura 1), a una profundidad promedio de 2,1 ± 0,6 m. El área estuario interno (EI), con muestras colectadas cerca de 77°6’33,1’’W y 03°50’51,5’’N, corresponde a la zona del estuario con mayor influencia de los ríos, mientras que el área de estuario externo (EE), con muestras colectadas cerca de 77°9’35,9’’W y 03°50’58,7’’N, se caracteriza por tener mayor influencia marina (^{Gamboa et al., 2018}) (Figura 1). Las muestras se colectaron usando un corer de 50,8 mm de diámetro interno, tomando los primeros 5 cm de sedimento y posteriormente se almacenaron y refrigeraron.

Figura 1. Área de estudio. Bahía de Buenaventura. EI: estuario interno y EE: Estuario externo 

RESULTADOS

Los tipos de microplásticos encontrados para los años en estudio (2015 y 2019) fueron fibras, fragmentos y pellets (Figura 2). Se encontró un promedio de microplásticos de 277,3 ± 52,1 partículas/kg (promedio ± error estándar), donde predominaron las fibras con 162,9 ± 34,3 partículas/kg, seguido por los fragmentos y pellets, con 95,3 ± 26,3 y 20,1 ± 6,5 partículas/kg respectivamente. En cuanto a los tamaños registrados, las fibras presentaron una longitud promedio de 1253,1 ± 132,7 µm, los fragmentos midieron en promedio 929,1 ± 123,7 µm y los pellets 671,7 ± 123,2 µm; así mismo, se encontró que el tamaño de las todas las partículas encontradas estuvo en un rango de 150 a 3 200 µm (Tabla 1). De las épocas evaluadas, la época de transición presentó la mayor cantidad de microplásticos (425,7 ± 130,6 partículas/kg), mientras que la menor cantidad se evidenció en la época seca (132,0 ± 30,3 partículas/kg). Por otra parte, la mayor cantidad de microplásticos se presentó en el estuario interno (302,2 ± 84,5) (Tabla 2).

Figura 2 Tipos de microplásticos encontrados en las muestras de sedimento. a) fragmento; b) pellet; c) fibra; d) fragmento y fibra 

Tabla 1 Tamaños (Promedio ± EE) y rangos de los tipos de microplásticos para los años 2015, 2019 y ambos años. 

Tabla 2 Densidad de microplásticos por épocas y zonas de estuario para el año 2015, 2019 y ambos años según su clasificación (Promedio ± EE). Los resultados de la prueba Permanova pair-wise test se representan con letras [p(PERM) < 0,05], para los tipos de microplásticos que presentaron diferencias significativas. 

Para el año 2015, los microplásticos encontrados en sedimento presentaron diferencias significativas en las épocas de estudio [p(PERM) = 0,037], cuya mayor cantidad se registró en la época de lluvia con 362,0 ± 116,2 partículas/kg y la menor en época de transición, con 95,4 ± 33,0 partículas/kg (Tabla 2). El estuario interno mostró variaciones en la acumulación de microplásticos entre las épocas evaluadas, sin diferencias significativas [p(PERM) > 0,05], donde la menor densidad se originó en la época seca con un promedio de 53,6 ± 13,9 partículas/kg y la mayor en la época de lluvia con un promedio de 488,6 ± 225,4 partículas/kg. Por otra parte, el estuario externo presentó una mayor acumulación de microplásticos en la época de lluvia, seguida por la época seca y de transición, con promedios de 235,3 ± 25,7, 201,5 ± 114,3 y 25,7 ± 8,9 partículas/kg, respectivamente.

Para el estuario en general se registró un promedio de 194,9 ± 51,3 partículas/kg, en el cual predominó la presencia de fibras (124,2 ± 41,6 partículas/kg), seguida por fragmentos (62,4 ± 16,8 partículas/kg) y pellets (8,3 ± 4,1 partículas/kg). En cuanto a la cantidad total de microplásticos, se estimó en el estuario interno y externo de la Bahía de Buenaventura, un total de 3509,5 partículas/kg para el año 2015, con promedios para el estuario interno y externo de 235,8 ± 92,4 y 154,2 ± 46,9 partículas/kg respectivamente.

Las mayores contribuciones en las diferencias de la distribución de microplásticos fueron aportadas por las fibras en época seca (54,19 %) y en época de lluvia (86,29 %), y por los fragmentos en época de transición (55,66 %) (SIMPER). Las fibras fueron el elemento de mayor concentración en la época seca y de lluvia para las dos zonas del estuario, seguido por los fragmentos para el estuario interno y externo en la época de lluvia (Figura 3a y 3b); los pellets presentaron poca ocurrencia para las tres épocas en el estuario externo, estando presentes únicamente para la época seca en el estuario interno. Con respecto al tamaño de los microplásticos, las longitudes promedio de las fibras fueron 1189,81 ± 178,0 µm y los fragmentos presentaron un tamaño promedio de 744,07 ± 116,7 µm (Tabla 1).

Por otra parte, para el año 2019, se presentaron diferencias significativas entre épocas [p(PERM) = 0,007], donde la mayor cantidad de microplásticos se registró en la época de transición (755,9 ± 174,1 partículas/kg) y la menor en las épocas seca y de lluvia, con promedios de 136,5 ± 17,1 y 186,5 ± 32,7 partículas/kg, respectivamente (Tabla 2). El estuario interno tuvo una mayor presencia de microplásticos en la época de transición (763,4 ± 354,7 partículas/kg), seguida por la época de lluvia (191,0 ± 63,9 partículas/kg) y seca (151,3 ± 27,4 partículas/kg). De manera similar, el estuario externo evidenció una acumulación promedio de 748,4 ± 160,3 partículas/kg en la época de transición, 181,9 ± 35,4 partículas/kg en época de lluvia y finalmente, 121,7 ± 22,0 partículas/kg en época seca.

Se encontró un promedio para este año de 359,6 ± 88,0 partículas/kg, de las cuales 201,5 ± 54,2 partículas/kg correspondieron a fibras, 128,2 ± 49,5 partículas/kg a fragmentos y 31,9 ± 11,8 a pellets. La cantidad total estimada de microplásticos para ambas zonas del estuario, fue de 6473,3 partículas/kg. Para este año, las mayores densidades se presentaron en la época de transición para ambas zonas y todos los tipos de microplásticos, a excepción de los pellets en el estuario externo. La segunda mayor densidad de partículas se presentó en época de lluvia en ambas zonas del estuario, a excepción de los pellets en el estuario interno, donde hubo ausencia de los mismos. Las fibras correspondieron al microplástico de mayor presencia para las dos zonas del estuario y todas las épocas evaluadas, salvo en el caso de la época de transición en el estuario externo; no obstante, los fragmentos presentaron mayor acumulación en la época de transición del estuario externo (Figura 3c y d).

Figura 3 Densidad de microplásticos según su clasificación (Promedio ± EE). a) estuario interno (EI) en el año 2015; b) estuario externo (EE) en el año 2015; c) estuario interno (EI) en el año 2019; d) estuario externo (EE) en el año 2019. 

Se encontraron diferencias significativas en la densidad de microplásticos entre las épocas [p(PERM) = 0,007]; mientras los lugares de muestreo y la interacción de épocas y sitios de muestreo no presentaron diferencias [p(PERM) = 0,895 y p(PERM) = 0,997, respectivamente].

En relación a los tamaños de los microplásticos para el año 2019, las fibras presentaron un tamaño promedio mayor, seguido por los fragmentos y pellets (Tabla1). Las mayores contribuciones en la diferencia de distribución de microplásticos fueron aportadas por las fibras en la época seca (52,46 %) y por fragmentos en época de transición (54,69 %) y lluvia (75,54 %) (SIMPER).

Al evaluar las diferencias entre años, se registró un aumento significativo en la densidad promedio y total de microplásticos de 2015 a 2019 [p(PERM)= 0,038]. Tanto los fragmentos, fibras y pellets presentaron una mayor cantidad acumulada de partículas en el sedimento para el año 2019 (Figura 4), los pellets correspondieron al material que más aumentó respecto a la cantidad encontrada en 2015, seguido de los fragmentos y las fibras, con un incremento de 284,8 %, 105,3 % y 62,2 %, respectivamente. Para ambos años evaluados, las fibras fueron las más abundantes.

Figura 4 Densidad de los tres tipos de microplásticos registrados para los años 2015 y 2019 (promedio ± ee). los resultados de la prueba permanova pair-wise test se representan con letras [p(perm)<0.05]. 

DISCUSIÓN

La contaminación por microplásticos en sedimentos de la bahía de Buenaventura mostró un incremento de 84,4 % en el promedio de partículas/kg en el año 2019, comparado con el 2015; lo cual puede ser atribuido a la inadecuada disposición de elementos plásticos (macro y/o microplásticos) en zonas circundantes a la bahía como ríos, playas y el mar, donde el sedimento es sumidero de tales contaminantes (^{Zhang et al., 2020a}), y a la lenta degradación de estos residuos, que conllevan un aumento gradual de residuos plásticos en diferentes ambientes marinos (^{Cole et al., 2011}; ^{Gideon y Faggio,2019}). En general, los microplásticos cuantificados en la Bahía de Buenaventura se encuentran dentro de los rangos de densidad registrados por diversos investigadores alrededor del mundo (Tabla 3); mientras que, en Colombia, no se encontraron datos publicados de microplásticos en sedimentos submareales.

Tabla 3 Comparación de la densidad de microplásticos en sedimentos registrados en diferentes estudios. 

El promedio de partículas microplásticas encontradas en el estuario para el 2019 (359,6 ± 88,0 partículas/kg) fue similar a lo encontrado en el estuario Jagir, Indonesia, donde estimaron 345,2 partículas/kg de sedimento (^{Firdaus et al., 2020}) y mayor a lo encontrado en sedimentos de aguas profundas del Océano Pacífico occidental, con una concentración promedio de microplásticos de 240 partículas/kg (^{Zhang et al., 2020b}). Por otra parte, la concentración promedio de microplásticos determinada para suelos del manglar de la Ciénaga Grande de Santa Marta, Caribe colombiano, fue de 2 745 ± 1 978 partículas/kg (^{Garcés et al., 2019}), cantidad mayor a la encontrada en esta investigación. Los resultados de esta investigación y los otros resultados encontrados, confirman que en áreas submarales de bahías y estuarios e intermareales como playas, ubicadas cerca de entornos urbanos, se concentran en mayor cantidad los microplásticos (^{Baptista et al., 2019}). La cuenca alta del río Dagua concentra una alta proporción de los centros poblados municipales, por lo que aporta la mayor cantidad de aguas domésticas y residuos sólidos de actividades residenciales y productivas al cauce principal del río; adicionalmente, la concentración de población en la cuenca baja ha generado el aumento de residuos sólidos dispuestos directamente en ríos y quebradas (^{Universidad del Valle, 2016}; ^{Aguirre et al, 2017}).

En general, en el presente estudio, las fibras fueron el tipo predominante de microplástico, con un 63,7 y 56,03 % del total de microplásticos, para los años 2015 y 2019, respectivamente. Lo anterior, está acorde a lo encontrado en sedimentos del estuario de Jagir, Indonesia, donde las fibras comprendieron el 57 % de los microplásticos registrados (^{Firdaus et al., 2020}). Así mismo, las fibras fueron abundantes en los sedimentos del mar de Bering y Chukchi, con 64,4 % de la abundancia total (^{Mu et al., 2019}) y con el 45 % de dominancia de fibras en sedimentos del Océano Pacífico occidental (^{Zhang et al., 2020b}). Los altos contenidos de fibras en los sedimentos se pueden relacionar con fragmentos de nylon de redes de pesca, toallas de limpieza y productos de higiene (^{Reed et al., 2018}), y están correlacionadas con la escorrentía de aguas pluviales, así como con la alta descarga de aguas residuales no tratadas o parcialmente tratadas (^{Alves et al., 2019}). Adicionalmente, las fibras, son el mayor aportante de los efluentes de lavadoras domésticas, ya que una sola prenda de ropa puede producir más de 1 900 fibras por lavado (^{Dodson et al., 2020}). La relación entre la presencia de microplásticos y las aguas residuales puede explicar su mayor acumulación en la parte interna de la bahía, zona más cercana al centro urbano, el puerto y la descarga de aguas residuales. Es necesario tener en cuenta que las fibras son el tipo de microplástico más susceptible a la sobreestimación, aunque en esta investigación la metodología adoptada ayudó a disminuir este riesgo.

La mayor acumulación de microplásticos en el estuario interno encontrada en este estudio, es similar a lo reportado en el mar de Bering, mar de Chukchi y estrecho de Bering (Rusia), donde la abundancia de microplásticos disminuyó gradualmente al alejarse de la desembocadura de los ríos y adentrarse en el mar (^{Mu et al., 2019}). La alta densidad de los microplásticos reportados en la época de transición para el 2019, se pueden atribuir a actividades de dragado realizado en la zona para estas fechas, lo que conduce a cambios drásticos en la topografía del fondo y aumenta la profundidad, y favorece la deposición de partículas como sedimentos finos, material particulado y contaminantes (^{Rehitha et al., 2017}). Por otra parte, la remoción de sedimentos y el oleaje característico del océano Pacífico, las mareas y las corrientes de agua a lo largo del estuario, causan resuspensión de las partículas de microplásticos (^{Peng et al., 2017}), lo cual, junto con los cambios de densidad y flotabilidad de microplásticos por interacción con microorganismos (^{Zhang et al., 2020b}), pueden causar su redistribución, aumentando su abundancia en sedimentos superficiales de los años evaluados.

La época de lluvia presentó una mayor cantidad de partículas de microplásticos depositadas en el sedimento en comparación con la época seca, posiblemente por el mayor arrastre de macro y/o microplásticos por el aumento de la escorrentía, que introduce residuos plásticos depositados en playas, quebradas y ríos al estuario, donde posteriormente son distribuidos en zonas aledañas por acción del oleaje, corrientes y velocidad del viento (^{Baptista et al., 2019}).

Finalmente, la densidad relativamente alta de microplásticos y el considerable aumento a través del tiempo en la Bahía de Buenaventura, plantean una urgente necesidad de abordar esta problemática. En primer lugar, respecto al consumo masivo de macro y microplásticos, que ocasiona un aumento en la demanda y posterior producción en masa del mismo, generando mayores cantidades de residuos que pueden acabar en fuentes hídricas y contaminar ríos, quebradas y el mar. En segundo lugar, en cuanto a la acumulación de este contaminante y su transformación en los ecosistemas marinos, que pueden generar ingesta, bioacumulación y efectos tóxicos en organismos; y en tercer lugar, en cuanto a la reducción del uso de plásticos y la mejora de los sistemas de gestión de residuos sólidos y plantas de tratamiento de aguas residuales, que asegure una disminución de esos y otros contaminantes.

CONCLUSIONES

La abundancia de microplásticos para el año 2015 fue de 194,9 ± 51,3 partículas/kg y para el año 2019 de 359,6 ± 88,0 partículas/kg, evidenciando un aumento de 84,4 % de microplásticos en cuatro años. Adicionalmente, los microplásticos fueron más abundantes en la época de lluvias que en la época seca, con un aumento considerable en la época de transición del año 2019 probablemente debido a una operación de dragado de la bahía. En cuanto a la distribución espacial, el estuario interno presentó las mayores cantidades de microplásticos, lo cual se pudo originar por la cercanía a desembocaduras de fuentes hídricas, al centro poblado y a las actividades portuarias de la zona. Los microplásticos dominantes correspondieron a fibras, condición que se puede atribuir a actividades pesqueras, inadecuada disposición de elementos textiles y descarga de aguas negras sin tratamiento previo. La contaminación generada por los microplásticos puede causar riesgos y efectos adversos para las comunidades marinas comprometiendo la seguridad alimentaria. De este modo, es necesario identificar las fuentes de contaminación de macro y microplásticos, para así generar su control reduciendo ingreso de estos elementos en los ecosistemas acuáticos.