BIOACUMULACIÓN DE MERCURIO EN LARVAS DE ANUROS EN LA ZONA AFECTADA POR LA MINERÍA DE ORO EN EL RÍO DAGUA, BUENAVENTURA, VALLE DEL CAUCA, COLOMBIA

Mercury Bioaccumulation on Tadpoles of a Gold Mining Zone in Dagua River, Buenaventura, Valle del Cauca, Colombia

OSCAR DARIO HERNANDEZ CORDOBA¹ , Biólogo; FERNANDO CASTRO HERRERA² , Ph. D; MARTHA PAEZ MELO³ , Ph. D.

¹ Grupo Laboratorio de Herpetología, Departamento de Biología, Calle 13 # 100-00, edificio 320, oficina 3115, Universidad del Valle, Santiago de Cali, Colombia. Tel.: +57 (2) 321 21 00, ext. 3245, oscar.hernandes@correounivalle.edu.co. ²Grupo Laboratorio de Herpetología, Departamento de Biología, Universidad del Valle, Santiago de Cali, Colombia. fernando.castro@correounivalle.edu.co. ³Grupo de Investigación en Contaminación Ambiental por Metales y Plaguicidas (GICAMP), Universidad del Valle. Santiago de Cali, Colombia. martha.paez@correounivalle.edu.co. Autor de correspondencia: Oscar Darío Hernández Córdoba, oscar.hernandes@correounivalle.edu.co.

Presentado el 11 de mayo de 2013, aceptado el 7 de junio de 2013, correcciones el 13 de junio de 2013.

RESUMEN

Los anfibios, particularmente en sus estados larvales, tienen una gran sensibilidad a la concentración de contaminantes; por lo que se han convertido en una herramienta indicadora para evaluar cómo las diferentes actividades humanas afectan los ecosistemas acuáticos. Debido a esto se utilizaron larvas de anuros como bioindicadores en la zona del medio Dagua, en el corregimiento de Zaragoza, donde la actividad minera ha liberado contaminantes al río Dagua (metales pesados principalmente). Utilizando la técnica de espectrofotometría por absorción atómica de vapor frío se midieron las concentraciones de mercurio total en renacuajos de cinco especies, junto con una muestra de sedimentos para cada muestra animal, como un referente ambiental. La evaluación se realizó en dos zonas con diferente grado de intervención y se reportan rangos de concentración de mercurio que van desde 0,07 hasta 0,24 µg/g y desde 0,07 hasta 0,17 µg/g para la zona de alto impacto y de impacto desconocido respectivamente. Pese a que las concentraciones encontradas no superan límites establecidos por las autoridades ambientales, es evidente que en la zona se desarrollan procesos de bioacumulación, porque las concentraciones en los organismos siempre fueron mayores a las del ambiente, de hecho, significativamente diferentes (M-W Utest, p = 0,001), por lo que se propone la implementación de programas de biomonitoreo y bioremediación en la zona, teniendo en cuenta que los renacuajos son principalmente consumidores de primer orden y al incorporarse en la cadena trófica las cargas contaminantes entrarían en procesos de biomagnificación.

Palabras clave: biomagnificación, contaminación, ecotoxicología, renacuajos.

ABSTRACT

Key words: Biomagnification, Contamination, Ecotoxicology, Tadpoles.

INTRODUCCIÓN

Colombia es el principal país latinoamericano productor de oro (UPME, 2007) y la producción tiende a aumentar debido al interés del actual gobierno por impulsar la minería. Sin embargo, esta actividad es concomitante con el daño extensivo al medio ambiente (Priester et al., 1992; Gonzalez y Prieto, 1993; Olivero et al., 1998). En el Valle del Cauca, al igual que en gran parte del país, se practica en gran proporción la minería informal (UPME, 2002), practicas sin licencia y sin control, que son la razón de problemas no solo ambientales, sino políticos, sociales y económicos.

Las consecuencias de este tipo de extracciones incluyen entre otros efectos, contaminación por metales pesados como Cu, Pb, Zn, Cd, Ag, Hg, As, Sb, y Bi (Prieto, 1998), elementos que son asociados con impacto ambiental debido a su toxicidad, porque a pesar de su concentración procedente de la meteorización química de las rocas permite que estos metales entren en los ciclos naturales y se encuentren en estados estacionarios a escalas cortas de tiempo, no ocurre los mismo con las emisiones producidas por la actividad minera, pues está dando lugar a un aumento continuo de la concentración ambiental de metales pesados (Domenech y Peral, 2006) que supera por mucho a las concentraciones naturales. Entre los tóxicos liberados al ambiente, el de más impacto y peligro es el mercurio y sus diversas formas, pues su conversión en metilmercurio en los ecosistemas acuáticos ha sido reconocido como un proceso crítico en la contaminación ambiental debido a su solubilidad en tejidos biológicos (Akagi et al., 1995), lo que provoca procesos de bioacumulación y biomagnificación en las comunidades de animales que aún habitan las zonas aledañas a la intervención.

Una herramienta útil en la evaluación de contaminantes en hábitats acuáticos, es el uso de larvas de anuros como indicadores de efectos potenciales sobre el ecosistema por contaminación (Rowe et al., 1996). La historia de vida de los anuros exotróficos (terminan su desarrollo como renacuajos) puede ser aprovechada para medir el impacto por agentes contaminantes al ecosistema entero, pues aunque la contaminación por mercurio se da generalmente sobre el agua, estos animales son un vector de la contaminación hacia la tierra cuando terminan su desarrollo y dan una idea del impacto sobre una zona afectada, adicionalmente, presentan una variedad de respuestas subletales, que pueden ser: comportamentales (Chang et al., 1973; Khangarot y Ray, 1987); fisiológicas (Dial, 1975; Ghate y Mulhenkar, 1986; Harfenist et al., 1989) u ontogénicas (Dial, 1975), las cuales a su vez desencadenan procesos de teratogénesis, como son la distensión de la cavidad corporal, ampollas, o malformaciones, ya sea en el cuerpo (Witschi, 1956) o en el disco oral (Rowe et al., 1996; Burger y Snodgrass, 2000), lo que brinda la posibilidad de monitorear los efectos del mercurio sobre las poblaciones.

Por esta razón se realizó la evaluación de bioacumulación de mercurio en renacuajos pertenecientes al ensamble de anuros presentes en la parte disturbada del río Dagua, donde se ha hecho minería de oro irregularmente desde 2009, utilizando diferentes métodos y haciéndolo con diferentes intensidades. Pese a que oficialmente la intervención acabó en 2010, en la zona aún se realizan actividades mineras (Cárdenas, 2012), por lo que el actual trabajo busca evaluar la magnitud del impacto de la minería en la zona en cuanto a la contaminación ambiental.

MÉTODOS

La zona de estudio se ubica en la región Pacífica del Valle del Cauca (Rangel, 2004), a las orillas del río Dagua, en el corregimiento de Zaragoza, municipio de Buenaventura 3°51' 26,65" N y 76°51'1,95" O, (Fig. 1) en el km 20 vía Buenaventura - Cali, Colombia. Se clasifica como una unidad ecológica de bosque pluvial premontano (transición cálida, (de acuerdo con Holdridge, 1978)) y se caracteriza por presentar bosques altamente intervenidos y conservar una estructura de bosque secundario con alguna recuperación por regeneración natural de plantas nativas (Castro et al., 1994), además, esta zona se ha catalogado como zona de alta diversidad de anfibios, con aproximadamente 67 especies (Castro et al., 1994).

Desde el 17 de diciembre de 2011 hasta el 20 de junio de 2012, se realizaron búsquedas entre una y tres cada mes, sumando un esfuerzo de muestreo de 144 horas-hombre. Se tomaron muestras de dos tipos de zonas con diferente grado de intervención:

Zona de alto Impacto: catalogada de esta manera por la intervención de maquinaria pesada que se evidencia por la presencia de material rocoso acumulado.

Zona de impacto desconocido: visualmente se pueden catalogar como zonas con algún grado de conservación. Sin embargo, se encontraron evidencias de algún tipo de extracción de oro, en su mayoría, artesanal. En total se tomaron muestras de tres puntos donde la intervención minera es desconocida, dos de las cuales son cercanas al río Dagua, quebrada la Cumbamba y la quebrada El venado, la tercera zona mucho más alejada en el corregimiento de Pianguita.

Las búsquedas fueron dirigidas a pozos cercanos al río o a la zona de impacto, con el fin de localizar posturas o larvas de especies en categoría de preocupación menor (LC) según la IUCN, y que presenten estrategia reproductiva con gran número de huevos y larvas acuáticas. Debido a la dificultad para estandarizar el tiempo en que se tomaron las muestras, se escogieron renacuajos con un estado de desarrollo mínimo igual o superior al 30 (Gosner, 1960), para asegurar que cada individuo de cada muestra haya vivido en la zona de estudio un tiempo equivalente a los individuos pertenecientes a otras muestras y/o especies. Después de identificar la especie de las larvas, utilizando una red, se colectaron los individuos necesarios hasta llegar a 10 g de muestra y luego se depositaron en bolsas plásticas con agua del lugar donde se encontraron.

Inmediatamente después de la colecta, los animales fueron transportados vivos al laboratorio de Herpetología de la Universidad del Valle, donde se dejaron aproximadamente dos días en ayunas, tiempo suficiente para que los intestinos fueran vaciados eliminando así el riesgo de una sobrestimación a la hora del análisis por la presencia de sedimentos en el tracto digestivo (Burger y Snodgrass, 1998). Posteriormente fueron sacrificados con una solución débil de etanol (15-25 %) siguiendo el proceso de colecta éticamente aceptable de Angulo et al. (2006) y se conservaron congelados en agua del mismo pozo. Además, para cada muestra se eligieron 20 animales al azar que estuvieron entre los estados 30 y 40 de su desarrollo (Gosner, 1960) en busca de malformaciones ya reportadas como desviaciones en el eje central corporal (Witschi, 1956) o malformaciones en el disco oral (Burger y Snodgrass, 2000). En total, se tomaron muestras de diez posturas, adicionalmente, para cada muestra de renacuajos, se colectó una muestra de sedimento del fondo de donde se capturaron los animales.

Tratamiento de las muestras

La preparación para la lectura de mercurio total en las muestras animales consistió en el secado de las mismas en un horno a 60 °C durante 24 horas, luego se molieron utilizando un mortero y se pesó un gramo, que posteriormente fue sometido a digestión ácida, proceso que tiene como objetivo destruir la materia orgánica y convertir todas las formas de mercurio a mercurio inorgánico Hg⁺² mediante la utilización de ácidos y agentes oxidantes. Se utilizaron 10 ml de HNO₃ y 3 ml de HClO₄ en un reflujo durante dos o tres horas a 130 °C. Posteriormente se filtró y se diluyo con 25 ml de agua desionizada, almacenándose a 0 °C en frascos plásticos hasta su análisis, siguiendo el protocolo para muestras biológicas implementado por el Laboratorio de Análisis Industriales de la Universidad del Valle.

Las muestras de sedimentos fueron colectadas y almacenadas siguiendo el protocolo IDEAM (2009) para análisis de metales pesados en sedimentos. Al colectarse se almacenaron en bolsas plásticas herméticas, posterior a la llegada al laboratorio se secaron al aire libre y temperatura ambiente, cuando estuvieron secas, se molieron para romper los agregados más grandes, posteriormente se pasó la muestra por un tamiz de 63 µm de acero inoxidable (partícula de polvo fino), y después de homogeneizarse se depositaron en bolsas plásticas rotuladas donde se almacenaron por no más de 15 días hasta la digestión de la muestra, en la cual se pesaron 4 g de sedimento utilizando el método de submuestreo por cuarteo, la digestión fue realizada siguiendo el protocolo de la ISO 11466 (1995) donde los 4 g de sedimento se diluyeron en 28 ml de una mezcla de 3:1 de ácido clorhídrico y ácido nítrico respectivamente. Después de permitir digerir durante 16 horas la suspensión se puso en reflujo durante 2 horas a 130 °C.

Espectroscopia

Análisis de datos

Se realizó una prueba de Mann-Whitney entre las concentraciones de mercurio obtenidas en cada muestra de sedimentos y la correspondiente medida obtenida en los renacuajos para evaluar diferencias significativas entre los valores animal-ambiente. Se calculó el índice de bioacumulación (IB) para cada muestra siguiendo a Ahumada (1994), el cual es expresado como el valor de la razón entre la concentración del metal en las larvas de anuros y la concentración de metal en los sedimentos. Para evaluar si la variación en el tiempo de muestreo fue significativa en las concentraciones de sedimentos, renacuajos e índice de bioacumulación en la zona de alto impacto, se realizó una prueba no paramétrica de Kruskal-Wallis. Con el fin de evaluar la correspondencia entre las variaciones de las concentraciones de sedimentos y las concentraciones en los animales en el tiempo en la zona de alto impacto, se realizó una correlación no paramétrica de Spearmann, la cual está basada en los rangos (Lehmann y D'abrera, 1998).

Se evaluó también la variación en las concentraciones de sedimentos y renacuajos entre la zona de alto impacto y las muestras tomadas en las zonas de impacto desconocido, a partir de una prueba no paramétrica de Mann-Whitney, de la misma manera, con esta prueba se evaluó variación entre el IB de las especies que se encontraron en la misma zona y que fueron colectadas en la misma fecha.

RESULTADOS

En el tiempo de muestreo se colectaron diez muestras, siete en la zona de alto impacto y una muestra en cada una de las tres zonas de impacto desconocido, se tomaron muestras de cinco especies de anuros: Lithobates vaillanti (Ranidae), Rhinella margaritifera, R. marina (Bufonidae), Hypsiboas rosenbergi y Smillisca phaeota (Hylidae). Los 20 animales revisados para cada muestra no presentaron ningún efecto subletal.

Las concentraciones de mercurio encontradas en la zona de alto impacto en promedio fueron de 0,1569 (± .007) µg/g en los renacuajos y de 0,0609 (± .001) µg/g en los sedimentos correspondientes, con un IB promedio de 0,096 (± .005) µg/g. El promedio de las concentraciones en las zonas de impacto desconocido fue de 0,1081 (± .003) µg/g en renacuajos y de 0,0578 (± .00002) µg/g en los sedimentos, con un IB promedio de 0,0503 (± .002) µg/g.

Todos los IB calculados tienen un valor positivo, lo que indica que los animales analizados presentan acumulación de mercurio (Tabla 1). Se evaluaron las diferencias entre el índice de bioacumulación entre las especies que fueron colectadas en la zona de alto impacto en el mismo día de muestreo, estas pruebas no presentaron diferencias significativas (Tabla 2).

Al evaluar la correlación entre los sedimentos y el tiempo, tomando los datos de la zona de alto impacto en las diferentes fechas en que se tomaron muestras. Se obtuvo una no correspondencia entre estos, la variación en las concentraciones representa una correlación no significativa (Tabla 2).

DISCUSIÓN

Si se tiene en cuenta que los procesos de bioacumulación se basan en la interacción organismo-ambiente, cabe suponer que al ser todos los organismos estudiados especies distintas, tengan diferentes formas para acumular contaminantes. Sin embargo, la razón para que se agrupen estas especies como un solo indicador de la presión ejercida en la zona, es la similitud que presentan en sus historias de vida, presentando la misma estrategia reproductiva con huevos y larvas acuáticas (Crump, 1974) que comúnmente es las mas utilizada en áreas deforestadas (Haddad, 2005), por lo que además se han clasificado como resistentes en algún grado a la intervención (Cortes, 2011) y se desarrollan exitosamente en estos tipos de zonas, como áreas abiertas y bordes de bosque, razón por la cual las especies colectadas en la misma zona y tiempo no presentaron diferencias significativas en el IB al compararlas entre sí.

El no detectar ningún efecto subletal posiblemente responde a que los animales evaluados fueron seleccionados a partir de un estado de desarrollo avanzado, en el que ya tuvieran las extremidades posteriores visibles, es decir, después del estado 30 según la clasificación de Gosner (1960), y la mayor sensibilidad a contaminación por mercurio se ha reportado en los primeros estados, como en la gástrula (Ghate y Mulkenhar, 1986) o por lo menos antes de la formación de las extremidades (Burger y Snodgrass, 2000), sin contar que las especies estudiadas son resistentes de alguna manera por seguir habitando la zona intervenida y probablemente presenten menos respuestas a la contaminación que otras especies mas sensibles.

Pese a que los valores en el IB obtenido fueron positivos, indicando que existe bioacumulación de mercurio en la zona, las concentraciones del metal que se reportan para renacuajos están por debajo del límite establecido por las autoridades locales de 0,5 µg/g (Mancera y Álvarez, 2006). Sin embargo, dicho límite fue establecido inicialmente para animales de consumo humano, de la misma manera, las concentraciones de mercurio encontradas en los sedimentos no sobrepasan el límite de 1 µg/g, a partir del cual se considera altamente contaminado, y por debajo del cual se considera no contaminado (USEPA, 1994; Baena, 2010). Sin embargo, los límites de regulación son relativos y variables dependiendo de la permisividad del país en que se establecen (PNUMA, 2002) y su establecimiento generalmente se ha hecho a partir del umbral de tolerancia humano, por lo que es difícil establecer un límite para la contaminación por mercurio generalizado, pues este debería depender de la sensibilidad del mismo ecosistema donde se ejerce dicha tensión y del organismo a evaluar. Teniendo en cuenta que estos límites se plantean sin considerar el nivel trófico del animal, no se puede afirmar que la zona del río Dagua afectada por la minería no esté bajo las consecuencias de la contaminación por mercurio, o que las concentraciones encontradas en renacuajos no signifiquen peligro alguno para el ecosistema y los humanos. De hecho, las concentraciones de las dos primeras muestras de la zona de alto impacto encontradas en renacuajos presentan una magnitud similar a la que se reporta en peces de Buenaventura (Rivera, 2010), esto indica un nivel de contaminación relativamente alto, pues animales como la mojarra y la corvina deben presentar, de acuerdo a su alimentación, concentraciones muy por encima de consumidores de primer nivel como las especies de renacuajos analizadas, de dieta generalmente sedimentívora; por medio de la cual pueden recoger cargas contaminantes y al servir de alimento a otros consumidores como peces, aves, mamíferos o reptiles, funcionan como vectores de dichas cargas al resto del ecosistema, dando origen así a procesos de biomagnificación que sí pueden llegar a ser peligrosos.

Otros trabajos en algunas zonas mineras del país, han evaluado la concentración de mercurio en peces, en los cuales se ha encontrado un rango de 0,086 a 1,13 µg/g (Malm, 1998; Olivero, 1998), esta magnitud incluye a la mayoría de muestras analizadas en la zona de Zaragoza, cuyo rango va de 0,07 hasta 0,24 µg/g en la zona de alto impacto y desde 0,07 hasta 0,17 µg/g a en las zonas de impacto desconocido, dichos trabajos tampoco reportan concentraciones que sobrepasen por mucho los niveles permitidos, sin embargo, se ha reportado pérdida de biodiversidad a causa de las actividades mineras (UPME, 2007).

El observar las posturas, renacuajos, individuos posmetamórficos y juveniles de las especies estudiadas, evidencia un éxito reproductivo aparente en las especies presentes en el sitio de muestreo, no obstante, se ha reportado que la exposición a contaminación por mercurio causa la pérdida de las células germinales primordiales, lo que puede resultar en gónadas reducidas o esterilidad parcial o total (Harfenist et al., 1989), de hecho, algunos efectos subletales son capaces de persistir a través de la ontogenia, incluso se han reportado efectos como respuesta a la exposición maternal a contaminantes, como un reducido éxito en la postura y un incremento en anormalidades en la descendencia recién eclosionada (Hopkins et al., 2006), por lo que es necesario evaluar cómo afectan las cargas de mercurio presentes en Zaragoza al ensamble de especies estudiado.

El que no se pueda observar una linealidad en el aumento o descenso de las concentraciones de mercurio en el tiempo corresponde en primer lugar, al patrón de lluvias diferencial entre el inicio y el final del muestreo, donde los primeros días de muestreo hubo lluvias continuadas en cada búsqueda y posiblemente el crecimiento del caudal del río arrastró material contaminado a las bahías donde se encontraban las muestras, por el contrario, el caudal en los últimos días de muestreo consistió en pequeñas escorrentías sin causar exceso de sedimentación en las orillas. Otro factor que puede explicar la irregularidad de las concentraciones de mercurio en el tiempo es el traslado de las dragas y la mayoría de los mineros que estuvieron en la zona de alto impacto durante los primeros 84 días de muestreo (hasta el día 120) hacia la parte interior de la selva. Como consecuencia las concentraciones bajaron drásticamente pues bajó también la descarga de relaves en el río, la cual es la principal causa de introducción de metales en forma particulada en los ecosistemas acuáticos (Salomons, 1995). Sin embargo, el barequeo fue intermitente en la zona, lo que puede explicar el aumento después del descenso en las concentraciones. Por esta razón, aunque los rangos en el índice de bioacumulación son mayores en la zona de alto impacto, no se presentaron diferencias significativas con la zona de impacto desconocido, ya que al final de la etapa del muestreo las dos zonas presentaron niveles muy similares, lo que evidencia que cuando disminuye la intervención humana, disminuye también biodisponibilidad de mercurio, que en parte se debe a las bacterias desmetilizantes en el fondo de los sedimentos que pueden ser efectivas contrarrestando el contenido de metilmercurio (Spangler et al., 1973).

Este estudio expone las concentraciones de mercurio para la zona adyacente al rio Dagua en el 2012, lo que quiere decir que debido a la gran variabilidad de presiones mineras que sufre la zona, el rango de concentraciones a la que se exponen los ecosistemas puede variar en el tiempo y en el lugar, dependiendo de la intensidad con que se haga minería. Y con mayor razón en una zona donde no se ha tenido control sobre la magnitud espacio-temporal de la extracción, por lo que es necesaria la implementación de programas de biomonitoreo, que permitan establecer líneas base para evaluar declinaciones poblacionales, déficits reproductivos y anormalidades, que es la parte más importante en la valoración de riesgo ecológico (Burger y Snodgrass, 2000).

En síntesis, este trabajo reporta el primer caso de bioacumulación en la zona minera a orillas del río Dagua, y pese a que los niveles no sobrepasan los límites de referencia, son considerables al tener en cuenta la similitud de los primeros valores reportados con los reportados para organismos más grandes y de nivel trófico superior y que la mayoría de los valores encontrados en este trabajo están en el rango reportado para otras zonas mineras del país, donde se ha dado disminución de la diversidad. De todas maneras, el muestreo ha sido limitado por número, tiempo y espacio, lo que no permite plantear un rango que cubra toda la zona donde se ha hecho minería y los cambios que ha tenido a través del tiempo, por lo que este trabajo solo refleja la situación de la zona de muestreo en un tiempo determinado, por esto se recomienda desarrollar programas de biomonitoreo en la zona que está siendo intervenida, y dado que la explotación no se detiene sino que se traslada, aplicar estrategias de bioremediación.

AGRADECIMIENTOS

A Victoria Cardona por su apoyo en campo y comentarios, a Paola Montoya por sus sugerencias para la formación del escrito, a Nathali Castro por su apoyo logístico y a Yimizon Arias por su ayuda en la fase de laboratorio, igualmente al Laboratorio de Análisis Industriales de la Universidad del Valle. Agradecemos el apoyo del Concejo Comunitario del Alto y Medio Río Dagua (CC-AMDA), por aceptar y apoyar este trabajo en su zona, en especial a Don David Velorio. Este proyecto fue financiado por las Becas Colombia Biodiversa de la Fundación Alejandro Ángel Escobar, con quienes estamos profundamente agradecidos.

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