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Gayana (Concepción)

versión On-line ISSN 0717-6538

Gayana (Concepc.) v.65 n.2 Concepción  2001

http://dx.doi.org/10.4067/S0717-65382001000200007 

FLUJO DE PLOMO PARTICULADO A LOS SEDIMENTOS MARINOS Y SU
INCORPORACION EN PARAPRIONOSPIO PINNATA (POLYCHAETA:
SPIONIDAE) EN BAHIA CONCEPCION (36° Lat. S), CHILE

FLUX OF PARTICULATE LEAD TO MARINE SEDIMENTS AND ITS
ACCUMULATION IN
PARAPRIONOSPIO PINNATA (POLYCHAETA:
SPIONIDAE) IN CONCEPCION BAY (36° Lat.S), CHILE

Práxedes Muñoz1 & Marco Salamanca1

1Departamento de Oceanografía, Universidad de Concepción, Casilla 160-C, Concepción, Chile. Fax: 56-41-225400, Tel: 56-41-204239. E-mail:pmunoz@udec.cl

RESUMEN

Bahía Concepción (36° Lat. S) es una de las zonas costeras más industrializadas de Chile con una gran actividad portuaria y pesquera. Presenta una alta productividad durante los períodos de surgencia, generando así una alta tasa de sedimentación de material particulado al cual se asocia el plomo (Pb). Este es un elemento altamente insoluble y reactivo con las partículas, siendo disponible rápidamente para las comunidades bentónicas. El principal objetivo de este estudio fue determinar la concentración de Pb en el material particulado y en el gusano Paraprionospio pinnata, organismo sedimentívoro descrito como representativo de la fauna bentónica de Bahía Concepción. Para ello, se instalaron 2 trampas de sedimentación por un período de 15 días, ubicadas a la entrada e interior de la bahía y se recolectaron organismos en 4 estaciones, en un transecto hacia la parte externa de la bahía. Este estudio se realizó en dos períodos del año, agosto de 1997 y marzo de 1998, que correspondieron a períodos de relajación e intensificación de la surgencia, respectivamente. La concentración de Pb en los poliquetos indica que estos responden a las variaciones en el flujo de Pb, siendo la ingestión de material particulado la principal vía de incorporación. De acuerdo a los patrones de circulación de la bahía se estimó un transporte neto de Pb particulado al interior de la bahía de ~10 mg cm-2 año-1.

Palabras Claves: Pb, flujos, bioacumulación, material particulado, sedimentos, Bahía Concepción, Chile.

ABSTRACT

Concepción Bay (36° Lat. S) is located in the heart of the most industrialized coastal zone of Chile, owing also an intense commercial and fishing harbor activity. Its high productivity, driven by the occurrence of seasonal coastal upwelling causes a high flux of particulate material to the sediments. Lead (Pb) is a highly insoluble, particle-reactive element and hence rapidly reaches benthic communities. The main objective of this study was to determine the Pb concentration in particulate material and also in the marine worm Paraprionospio pinnata, a deposit-feeder organism, being the most representative of benthic fauna of Concepción Bay. To do that, two traps were moored at the interior and at the entrance of bay for 15 days. The organism were collected in four stations along a transect through the outer bay. The samplings were carried out in two periods: August 1997 and March 1998 corresponding to relaxation and intensification of upwelling, respectively. The Pb concentrations in the polychaetes indicate that they are responding to Pb flux variations, being particulate material intake the main Pb input. According to the circulation patterns of the bay, a net Pb flux of ~10 mg cm-2 yr-1 was estimated.

Keywords: Pb, fluxes, bioaccumulation, particulate material, sediments, Concepción Bay, Chile.

INTRODUCCION

Areas semi encerradas o con aguas muy estratificadas con alto enriquecimiento orgánico presentan frecuentemente un alto contenido de metales pesados (Hon-Wah et al., 1997; Saiz-Salinas & Francés-Zubillaga, 1997a). Esto se debe a la reactividad de los metales por las partículas y a la formación de sulfuros metálicos altamente insolubles en presencia de H2S, producto de la degradación anaeróbica de la materia orgánica (Luoma, 1990; Hon-Wah et al., 1997).

Se han descrito algunas especies de poliquetos oportunistas, tolerantes al H2S siendo la fauna dominante de estos ambientes (Pearson & Rosenberg, 1978; Carrasco & Gallardo, 1994; Díaz & Rosenberg, 1995). Debido a ello, han sido utilizados como indicadores de la calidad de los sedimentos (Raymond et al., 1997; Carrasco & Carbajal, 1998; Drake et al., 1999) y también como monitores del flujo de metales pesados al bentos (Pamatmat, 1982; Saiz-Salinas & Francés-Zubillaga, 1997b; Amiard et al., 1987).

Paraprionospio pinnata (Ehlers, 1901) ha sido ampliamente estudiado en la Bahía Concepción y reconocido como una de las formas dominantes en el área (Carrasco & Gallardo, 1994; Carrasco & Arcos, 1980; Gallardo et al., 1972). Es un anélido poliqueto sedimentívoro (deposit-feeder) de amplia distribución, euribático, típico de fondos fangosos. Para alimentarse orienta los palpos peristomiales en forma de arco en dirección al flujo de partículas, de tal forma que el extremo de ellos le permite incorporar material recién sedimentado y la parte media partículas en suspensión, permitiéndole incorporar una cantidad de material de hasta 233 mg hr-1 individuo-1 (Dauer et al., 1981).

Teniendo en cuenta estas características (i.e. tipo de alimentación y alta tasa de ingestión), estos organismos pueden ser utilizados como monitores del contenido de Pb en el material particulado proveniente de la columna de agua.

Este estudio se llevó a cabo en la Bahía Concepción, la cual presenta un 80% de fondos fangosos anóxicos con un alto porcentaje de materia orgánica (13-18%) relacionada con la alta productividad del área (Ahumada et al., 1983). Se trata de una bahía somera con una profundidad promedio de 24 m y aguas con bajo contenido de oxígeno o anoxia durante los períodos de surgencia, constituyendo un ambiente favorable al desarrollo de especies como P. pinnata(Carrasco & Gallardo, 1994). Los sedimentos de la bahía presentan también una alta concentración de metales pesados, especialmente de Pb (Salamanca et al., 1986; Salamanca, 1988; Muñoz, 1999), que asociado a la alta producción primaria durante los períodos de surgencia (Ahumada et al., 1983; Ahumada, 1989) puede generar un alto flujo de Pb particulado a los sedimentos (Flegal, 1993).

Considerando que el Pb es altamente partícula-reactivo, especialmente con las fracciones de menor tamaño y alto contenido de materia orgánica, y que P. pinnata posee alimentación selectiva (Dahuer et al., 1981), es decir prefieren aquellas partículas con mayor riqueza orgánica, se espera que este metal esté siendo incorporado a través de la ingestión y acumulado en los tejidos aun cuando no es un elemento esencial.

Así, los objetivos de este estudio fueron: cuantificar la incorporación de Pb total a la fauna bentónica dominante P. pinnata de la Bahía Concepción y cuantificar el flujo de Pb total asociado a las partículas.

MATERIALES Y METODOS

TOMA DE MUESTRAS

Se tomaron muestras de sedimento para recolectar poliquetos P. pinnata en 4 estaciones, distribuidas en un transecto desde el interior hacia la entrada de la Bahía Concepción, en agosto de 1997 y marzo de 1998 (Fig. 1). Se utilizó para ello una draga Smith McIntire de 0,1 m2 efectuando dos lances en cada estación.

Figura 1. Area de estudio indicando las estaciones de muestreo: anclaje trampas de sedimentación: T1, T2; obtención muestras de poliquetos: B1, B2, B3 y B4; y obtención muestras de agua: A. Las estaciones E2 y E5 (Salamanca, 1993) son utilizadas como referencia para el cálculo del flujo teórico de Pb particulado.

Figure 1. Study area showing sampling stations: sedimentation traps mooring: T1, T2; biological samples (polychaetes): B1, B2, B3 and B4; waters samples: A. The stations E2 and E5 (Salamanca, 1993) are used as reference to calculate theoretical flux of particulate Pb.

Los organismos fueron separados del sedimento utilizando un tamiz de 1 mm y preservados con alcohol. No se utilizó la usual mezcla de formalina y rosa de bengala, para evitar contaminación con posibles elementos trazas presentes en la solución. Las muestras fueron mantenidas en frío (~4 °C) y procesadas inmediatamente después de su desembarque. Los poliquetos fueron identificados y separados bajo lupa.

A la entrada de la bahía (Est. A), se obtuvieron muestras de agua en 5 profundidades, utilizando una botella Niskin de 1,2 L. Las muestras fueron mantenidas a pH entre 1 y 2 hasta su análisis, utilizando HCl suprapur y almacenadas en frascos Nalgene nuevos, previamente enjuagados con agua 18,3 mW. Las botellas fueron previamente tratadas con un baño ácido preparado con HCL p.a. por una semana y luego reacondicionada con HCl suprapur 1,5N. También fueron enjuagadas abundantemente con agua 18,3 mW antes de ser utilizadas.

Se recolectó material particulado en dos estaciones, en el centro y entrada de la Bahía Concepción (Fig. 1) por un período de 15 días en agosto de 1997 y en marzo 1998. Para ello se utilizaron dos trampas de sedimentación fijas al fondo por un sistema de anclaje descrito por Salamanca (1993). Estas fueron construidas según las condiciones hidrodinámicas del medio (número de Reynolds, Re<2x104 a una velocidad de corriente entre 10-15 cm s-1) de acuerdo a Gardner (1980) y Baker et al. (1988). El diseño consistió en dos tubos de PVC de 11 cm de diámetro con una razón alto/diámetro de 7, montados sobre una estructura metálica que posee un sistema de pivote y veleta permitiendo que la trampa se oriente en sentido de la corriente y se mantenga vertical. Los tubos se dejaron a una profundidad de 3 metros del fondo sobre una profundidad total de 24 y 28 m respectivamente.

La estructura metálica que mantiene los tubos fue cubierta con fibra de vidrio y se utilizó líneas de anclaje de polipropileno para evitar contaminación con metales. Las trampas se llenaron con agua de mar y una solución salina (~45x103), preparada con KCl suprapur Merck, para crear un gradiente de densidad dentro de los tubos y evitar que el material recolectado se pierda por resuspensión, se agregó además formalina al 10% para evitar la descomposición del material biológico.

Para estimar la eficiencia de las trampas, fue analizado el contenido de 234Th en el material recolectado de acuerdo a Cochran (1980). Este radioisótopo proviene del decaimiento de su padre 238U disuelto en el agua de mar. El 234Th con una vida media de 24,1 días se asocia rápidamente al material particulado, siendo despreciable su concentración en el agua comparado al 238U, se puede asumir entonces que la tasa de producción de 234Th, por decaimiento de su padre en la columna de agua es igual al flujo vertical de 234Th sobre la trampa. Así comparando los flujos medidos de 234Th con el estimado del 238U se puede calcular la eficiencia de recolección de las trampas.

DETERMINACION DE 234TH PARALA CALIBRACION DE LAS TRAMPAS

La determinación de 234Th se hizo de acuerdo a la metodología señalada por Cochran (1980). Del material recolectado y seco se toma una muestra de ~1,0 g, se calcina y se digiere con HCl 8N en placa calefactora a ~80°C por 6 horas. La solución resultante se centrifuga por 15 minutos lavando el residuo con HCL 8N. La solución es separada en dos alícuotas iguales, una de las cuales lleva 0,5 ml de 232U/228Th como trazador (6,17 dpm ml-1). Los radioisótopos de ambas muestras (marcada y no-marcada) fueron separados en columnas de intercambio iónico utilizando resina DOWEX AG1x8 100-200 preacondicionada con HNO38N, y purificados de otros elementos (Ra y Fe) utilizando previamente columnas con la misma resina pero preacondicionadas con HCl 8N. Luego la fracción eluida fue electrodepositada en discos de acero por 2 horas a 1,2 Amperes en celdas electrolíticas con ánodo de platino.

La actividad del 234Th en cpm fue determinada por conteo beta en el Laboratorio de Radiactividad Ambiental de la Comisión Chilena de Energía Nuclear. Los conteos beta fueron corregidos de acuerdo a un blanco y la actividad según lo siguiente:

 
000000234Thcpm]b - fondocpm]b
A 234Th =

________________________________

  (eficiencia conteo)b*(% recuperación)*(factor decaimiento)*(masa)

PROCESAMIENTO Y ANÁLISIS DE LAS MUESTRAS

Se determinó el contenido de materia orgánica en el material particulado obtenido por las trampas, calcinando para ello 0,5 g de material a 550 °C por 3 horas, obteniendo el porcentaje de pérdida de peso por ignición (LOI).

Todas las muestras (biológicas y material particulado recolectado por las trampas) se secaron por liofilización y fueron pesadas para obtener el peso seco total. Luego se maceraron en mortero de loza y ~0,5 g de este material fue lixiviado con HNO3 y HCl concentrado suprapur en caliente hasta estado siruposo, luego se recibió el residuo en 12,5 ml de HCl concentrado y filtrado en membranas de acetato celulosa de 0,45 mm sobre un matraz de 50 ml, completando con agua 18,3 mW hasta aforo (personal técnico CCHEN, comm. pers.). Los filtros fueron previamente tratados con una solución de HCl 3M y lavados con abundante agua 18,3 mW. Todo el material utilizado fue previamente lavado en baño ácido (HCl p.a. 8N) preparado exclusivamente para este propósito por al menos una semana. Luego se almacenaron con HCl 1,5 N suprapur previamente enjuagados con abundante agua 18,3 mW.

Para estimar cualquier posible fuente externa de contaminación se utilizaron blancos de reactivos, blancos del proceso de lixiviado bajo campana y blancos del proceso de filtrado de las muestras. También se analizó dos muestras de material certificado (IAEA y Dogfish) (Tabla I).

El contenido de Pb total en las muestras fue determinado por voltametría de redisolución anódica en un ISS-820 Radiometer Polarograph, utilizando un estándar interno certificado Merck.

Con esta información se determinó el factor de enriquecimiento de Pb en las muestras de organismos, es decir la razón entre la concentración de Pb (mg g-1) en los poliquetos y los sedimentos sobre la base del peso seco, considerando sólo el Pb en exceso (Pbxs) (factor de acumulación 1), porque es la fracción de Pb que no forma parte de la matriz de la partícula y por lo tanto puede ser asimilada por el organismo. También se determinó la razón entre la concentración de Pb en los poliquetos y el Pb en el material particulado (factor de acumulación 2). En las estaciones B3 y B4 se utilizó la información proporcionada por las trampas (T1 y T2) y en las estaciones B1 y B2 se estimó el flujo de Pb particulado teórico considerando las tasas de sedimentación en estaciones cercanas (E2 y E5, Salamanca,1993).

RESULTADOS

ANALISIS DEL MATERIAL BIOLOGICO

La Tabla II muestra la concentración de Pb total en P. pinnata en las distintas estaciones y en ambos períodos de muestreo. En agosto de 1997, las máximas concentraciones se observaron en las estaciones B1 y B3 sin un patrón espacial claro entre la entrada y la cabeza de la bahía. En marzo de 1998, las concentraciones son levemente más bajas sin diferencias apreciables entre estaciones.

Los factores de acumulación (Tabla II) estimados a partir de los excesos de Pb en los sedimentos (factor 1) son levemente mayores que los determinados con respecto al Pb en el material particulado (factor 2), siendo ambos menores en marzo de 1998.

Las estimaciones de las biomasas son sólo de referencia, pues no se realizó análisis estadísticos debido al diseño del muestreo (sólo dos lances por estación). Las densidades son similares en ambas campañas (agosto y marzo), no observándose relación entre las variaciones de ésta y las de Pb. Sólo la estación B2 presentó un aumento apreciable en marzo de 1998, coincidente con la menor concentración de Pb.

En general se observó que durante agosto de 1997 las muestras estaban compuestas principalmente de juveniles con un ancho corporal entre 0,3 a 0,5 mm (Carrasco & Arcos, 1980), en cambio en marzo de 1998 eran principalmente adultos, entre 0,5 y 0,7 mm de ancho.

Pb TOTAL EN LA COLUMNA DE AGUA

La Fig. 2 a y b muestra la concentración de Pb en la columna de agua durante agosto de 1997 y marzo de 1998, respectivamente. En la primera campaña (agosto), las concentraciones aumentan hacia el fondo hasta una concentración de 5,7 mg L-1 (Fig. 2a). En la segunda campaña (marzo de 1998), las concentraciones en superficie son levemente mayores que en el fondo, observándose un marcado incremento a los 15 m de profundidad (Fig. 2b).

Figura 2. Concentración de Pb total (mg L-1) en la boca de la Bahía Concepción, en dos períodos: (a) agosto 1997 y (b) marzo 1998.

Figure 2. Total Pb concentration in the Concepción Bay entrance in two periods: (a) August 1997 and (b) March 1998.

ANALISIS DEL MATERIAL PARTICULADO

El flujo de partículas (Tabla III) al centro de la bahía (Trampa 1) fue mayor en agosto de 1997 con valores de casi el doble que los encontrados en marzo de 1998. En ambos períodos se recolectó un bajo porcentaje de material biogénico, entre 20,8 y 25,2% (LOI), siendo el material litogénico la fracción dominante. Las concentraciones de Pb (Tabla III) presentan diferencias importantes, el valor más alto se presenta en marzo de 1998 en la estación T1 al interior de la bahía (113±2,3 y 120±1,2 mg g-1) (± error analítico). En la entrada en cambio, el único valor estimado fue menor (47±1,2 mg g-1 ± error analítico) aun cuando el flujo de partículas fue más alto (46,9 g m-2 d-1) que al interior de la bahía (~24-29 g m-2 d-1).

Los flujos de Pb particulado no presentan el mismo patrón, en marzo de 1998 los flujos son mayores al interior que en la entrada de la bahía. Estos valores varían entre 24,1 y 30,6 mg cm-2 año-1 al interior de la bahía y en la entrada es de 12,0 mg cm-2 año-1. En agosto no hay datos para la estación T2, debido a que la trampa se perdió durante un frente de mal tiempo. Todos los valores han sido corregidos por la eficiencia de captación de las trampas (Tabla IV). Para ello se utilizó dos metodologías, (i) comparando los flujos teóricos de 234Th a partir del 238U en el agua de mar con los medidos en la trampa y (ii) comparando el contenido teórico de 234Th según el flujo de partículas con el medido en la trampa. Ambos métodos arrojaron los mismos resultados.

De acuerdo a esto, la eficiencia de recolección de las trampas indicó que en el centro de la Bahía Concepción (Est. T1) durante agosto de 1997, hubo un exceso de material recolectado de 30 g m-2 d-1(+63%), con un leve incremento en el material litogénico. En marzo de 1998 la captación de material particulado por las trampas en la estación T1 fue muy eficiente, los flujos de 234Th indican que sólo se perdió un flujo de material particulado de 3 g m-2 d-1 (-12%), en cambio en la estación T2 la pérdida fue de 13 g m-2 d-1(-41%).

Los valores entre paréntesis en la Tabla III señalan las concentraciones y flujos sin corregir por el exceso de material recolectado.

DISCUSION

PB EN ORGANISMOS

Las concentraciones de Pb en P. pinnata son similares a las encontradas en otras especies de poliquetos (2-14 mg g-1, Williams et al., 1998; Chen & Mayer, 1999; Langston et al., 1999), y al igual que en otros estudios tampoco muestran una relación clara con el incremento de Pb en los sedimentos (Tabla II) (Amiard et al., 1987; Howard & Brown, 1983; Saiz-Salinas & Francés-Zubillaga, 1997b).

Los factores de acumulación determinados en este estudio presentan un rango muy amplio entre 0,04 y 2,48 (Tabla II), levemente mayor a los determinados en otra especie de poliqueto (0,03-0,22, Williams et al., 1998). Esta variabilidad se observa tanto entre estaciones como entre períodos de muestreo y su relación con las concentraciones de Pb en los sedimentos no son claras. Williams et al. (op. cit), determinaron estos factores de acumulación en sedimentos con mayor concentraciones de Pb (192 mg g-1) que los sedimentos de la Bahía Concepción (26-50 mg g-1, Muñoz, 1999), sugiriendo que los mecanismos de bioacumulación de este organismo no son exclusivamente dependientes del incremento de las concentraciones en los sedimentos.

A diferencia de los trabajos anteriormente citados, en este estudio se consideraron sólo las concentraciones de Pb en exceso, es decir aquel que potencialmente está biodisponible a los organismos, fuera de la matriz de las partículas y también el Pb asociado al material particulado que está sedimentando. Así, el enriquecimiento de Pb en los organismos de acuerdo al factor de acumulación 1(Pb en exceso) muestra una relación exponencial con el incremento de Pb en los sedimentos (Fig. 3a). El factor de acumulación 2 muestra la misma tendencia con el aumento de Pb en el material particulado (Fig. 3a), sugiriendo que estos organismos son sensibles a pequeñas cambios de concentración del Pb, existiendo un grado de saturación a bajas concentraciones. Ambos factores pueden explicar la relación entre la concentración de Pb en los organismos y el Pb presente en el medio.

La Fig. 3b muestra que sólo el factor de acumulación 2 presenta una tendencia lineal positiva, sugiriendo que la bioacumulación de Pb en los organismos se relaciona mejor con el flujo de material particulado a los sedimentos. Sin embargo ésta es una aproximación general, ya que no se hicieron mediciones directas del flujo de Pb particulado con trampas de sedimentación en las estaciones B1 y B2, utilizando para el cálculo flujos teóricos (Tabla II).

Figura 3. (a) Relación entre los factores de acumulación 1 y 2 con el contenido de Pbxs (en exceso) en los sedimentos superficiales y la concentración de Pb en el material particulado, respectivamente. (b) Relación entre los factores de acumulación 1 y 2 con el contenido de Pb en Paraprionospio pinnata.

Figure 3. (a) Relationship between accumulation factors 1 and 2 with Pbxs content in surficial sediments and Pb concentration in the particulate material, respectively. (B) Relationship between accumulation factors 1 and 2 with Pb content in Paraprionospio pinnata.

En marzo de 1998, tanto los factores de acumulación como las concentraciones de Pb en los organismos disminuyen, lo cual puede estar relacionado con la presencia mayoritaria de organismos adultos en este período. Se ha observado que los oocitos en organismos maduros contienen significativamente bajas concentraciones de metales comparados con el tejido somático y pueden llegar a constituir hasta un tercio del peso corporal, produciendo un efecto de dilución en las concentraciones (Howard & Brown,1983).

PB TOTAL EN LA COLUMNA DE AGUA

En agosto de 1997 no se observa el típico perfil de concentración de Pb, es decir mayor concentración en superficie que indica su origen atmosférico y rápida disminución hacia el fondo debido a la remoción por las partículas (Chester, 1990). En este caso, las concentraciones aumentan con la profundidad, con un máximo cerca del fondo (30 m) (Fig. 2a) similar a lo observado en perfiles de metales tipo nutrientes, donde la principal causa de este aumento en el fondo es por la degradación de material biogénico. Sin embargo, este perfil de concentración se relaciona principalmente con la resuspensión de los sedimentos, ya que durante la primera campaña de muestreo la dirección N de los vientos fue predominante. Esto asociado a la baja profundidad de la bahía y la orientación N de la boca, hace que los fondos en estos períodos sean especialmente susceptibles a la resuspensión (Sobarzo, 1993). Además, las condiciones redox de los primeros 15 cm de sedimento favorecieron la presencia de compuestos solubles, es decir altos valores del potencial redox (entre 101 y 407 mV) y bajo contenido de sulfuros en las aguas intersticiales (Neira et al., 2001). Sin embargo, en ambas campañas los sedimentos presentaron las mismas condiciones de óxido-reducción y sólo durante agosto de 1997 se observaron altas concentraciones, lo cual señala la importancia de la resuspensión en la movilización de Pb a la columna de agua.

El Pb aun cuando no es considerado un elemento tipo nutriente, se ha observado que es absorbido por las microalgas y acomplejado por los exudados que excreta (Santana-Casiano et al., 1995). Además, un 54% del Pb absorbido puede estar asociado al SrSO4 de los esqueletos y protoplasma de organismos planctónicos (Michaels & Flegal, 1990). Por lo tanto el incremento marcado a los 15 m de profundidad en marzo de 1998 (Fig. 2b) puede estar asociado con la producción primaria que se genera en la bahía, debido al restablecimiento de las condiciones favorables a la surgencia, luego del debilitamiento de los efectos de El Niño 1997-1998. Se destaca además que este incremento se presenta en la zona de la picnoclina descrita en la boca de la bahía durante los períodos de surgencia (Sobarzo, 1993; Bernal, 1989).

PB EN EL MATERIAL PARTICULADO

En agosto de 1997 el flujo de material particulado fue casi el doble al observado en marzo de 1998 y con menor contenido de materia orgánica (Tabla III). En esta área se han observado flujos de partículas de ~7 g m-2 d-1 para la misma época del año (Farías et al., 1996), muy por debajo de lo encontrado en este trabajo (~50 g m-2 d-1), los cuales se acercan más a los valores estimados en invierno (mayo) por Farías (op. cit.). Esto se debe a que en agosto de 1997 se presentaron condiciones climáticas típicas de invierno, anómalas para la época del año debido al efecto de El Niño 1997-1998.

El exceso de material recolectado en la trampa 1 en la primera campaña señala resuspensión de los sedimentos superficiales (Gardner & Zhang, 1997), siendo la principal causa de los máximos flujos de material particulado observados en agosto de 1997. Este es un proceso que se asocia a las ondas generadas por la velocidad de los vientos (Fanning et al., 1982) que en Concepción pueden alcanzar intensidades de hasta 90 km h-1 durante frentes de mal tiempo, como ocurrió en agosto de 1997. En este período se esperaría un mayor flujo de Pb que en marzo de 1998, debido al aumento en el flujo de partículas. Sin embargo, éstos fueron más bajos indicando que la resuspensión tuvo un efecto de dilución sobre las concentraciones de Pb en la trampa (Tabla III).

Al corregir los valores por este exceso de material recolectado, no se observan diferencias estacionales en el flujo de partículas en el interior de la bahía; en ambos períodos es de aproximadamente 25 g m-2 d-1. Por el contrario las concentraciones y los flujos de Pb corregidos continúan mostrando diferencias estacionales, siendo menores en agosto de 1997, indicando que estas diferencias no están asociadas únicamente al efecto de la resuspensión y que existen diferencias estacionales en el aporte de Pb a la bahía.

Sobarzo (1993) señala que durante los períodos de viento sur (buen tiempo, surgencia) las corrientes entran a la bahía por el fondo y las velocidades medias se intensifican bajo los 18 m de profundidad, disminuyendo cerca del fondo, lo que favorecería el transporte y sedimentación de Pb particulado al interior de la bahía y que, por el contrario, durante períodos de viento N (mal tiempo, no favorable a la surgencia), las corrientes de fondo salen de la bahía (Sobarzo, 1993) con el mismo patrón de velocidades descrito anteriormente.

Por lo tanto, en agosto de 1997, durante la predominancia de viento N (Dirección Meteorológica, DEFAO), el Pb movilizado a la columna de agua por la resuspensión (Fig. 2a) puede ser transportado fuera de la bahía. En cambio en marzo de 1998 las aguas del fondo pueden ingresar Pb desde la plataforma externa. Una aproximación general indica que a la entrada de la bahía (Est. T2) existe un flujo desde la columna de agua de 12 mg cm-2 año-1, los cuales podrían ser transportados desde la parte externa al interior de la Bahía Concepción durante períodos de viento S (surgencia), ya que en esta área la dinámica del área no es favorable a la sedimentación de partículas. Durante viento N no es posible hacer una estimación debido a la pérdida de la Trampa 2 en este período.

Comparando los flujos promedios en la estación T1 estacionalmente (Tabla III) y considerando que no hay resuspensión, ya que ésta tiene un efecto de dilución en los flujos, la diferencia es de ~10 mg cm-2 año-1, similar al determinado en la trampa 2. Este valor podría considerarse como flujo neto anual, ya que durante los períodos de buen tiempo las condiciones al interior de la bahía son más favorables a la sedimentación de partículas, por lo tanto se espera que en este período el material que entra a la bahía sea sedimentado. En cambio en períodos de mal tiempo, el tiempo de residencia de las aguas de fondo son menores (Sobarzo, 1993) y el Pb podría ser transportado fuera de la bahía.

CONCLUSIONES

La concentración de Pb en Paraprionospio pinnata no tiene una relación clara con el incremento de Pb en los sedimentos y los factores de acumulación determinados sugieren que la concentración de Pb en el material particulado (factor 2) explicaría mejor la bioacumulación en estos organismos.

En agosto de 1997, el aumento de Pb disuelto en las aguas de fondo puede ser el resultado de un efecto combinado entre la resuspensión y los altos valores de potencial redox en los primeros 15 cm de sedimento. Esto favorece la presencia de Pb en la columna de agua, constituyendo una fuente indirecta de Pb a los organismos.

El flujo de Pb particulado estimado a la entrada de la bahía fue de 12,0 mg cm-2 año-1 y entre 15,7 (9,6) y 30,6 mg cm-2 año-1 en la parte interna. Los bajos flujos en agosto de 1997 al interior de la bahía se atribuyen al efecto de dilución provocado por las partículas en resuspensión.

Considerando el patrón de circulación de las aguas en la Bahía Concepción, se estimó un transporte neto de Pb particulado al interior de la bahía de ~10 mg cm-2 año-1.

AGRADECIMIENTOS

Agradecemos al Dr. Franklin Carrasco y personal de su laboratorio, especialmente al Sr. Luis Aburto, por la asistencia técnica en la obtención e identificación de los poliquetos. Lo hacemos extensivo a la tripulación de la embarcación L/C Kay-Kay del Departamento de Oceanografía de la Universidad de Concepción.

El financiamiento de este trabajo ha sido proporcionado por la Universidad de Concepción, a través del Proyecto de la Dirección de Investigación N°98.112.049-6.

Fecha de recepción: 19.03.01
Fecha de aceptación: 11.10.01

REFERENCIAS

Ahumada, R.; A. Rudolph & V. Martínez. 1983. Circulation and fertility of waters in Concepción Bay. Est. Coast. Shelf Sci. 16: 95-105.         [ Links ]

Ahumada, R. 1989. Producción y destino de la biomasa fitoplanctónica en un sistema de bahías en Chile Central: Una hipótesis. Biol. Pesq. 18: 53-66.         [ Links ]

Amiard, J.C.; C. Amiard-Triquet; B. Berthet & C. Metayer. 1987. Comparative study of the patterns of bioaccumulation of essential (Cu, Zn) and non-essential (Cd, Pb) trace metals in variuos estuarine and coastal organisms. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 106:73-89.         [ Links ]

Baker, E.T.; H. B. Milburn & D.A. Tennant. 1988. Field assesment of sediment trap efficiency under varying flow conditions. J. Mar. Res. 46: 573-592.         [ Links ]

Bernal, P.; R. Ahumada; H. Gonzales; Pantoja, S & A. Troncoso. 1989. Flujo de carbón en un modelo trófico pelágico para Bahía Concepción, Chile. Biol. Pesq. 18: 5-14.         [ Links ]

Carrasco, F. & D. Arcos. 1980. Estimación de la producción secundaria de Paraprionospio pinnata (pionidae, Polychaeta) frente a Bahía de Concepción, Chile. Bolm. Inst. Oceanogr., S.Paulo. 29: 79-82.         [ Links ]

Carrasco, F. & W. Carbajal. 1998. The distribution of polychaete feeding guilds in organic enriched sediments of San Vicente Bay, Central Chile. Internat. Rev. Hydrobiol. 83: 233-249.         [ Links ]

Carrasco, F. & V.A. Gallardo. 1994. Diversidad, distribución y abundancia del macrobentos sublitoral, y observaciones sobre la dinámica temporal de corto término de los sedimentos de la Bahía Concepción, Chile. Gayana Oceanol. 2: 49-68.         [ Links ]

Chen, Z. & M. Mayer. 1999. Sedimentary metal bioavailability determined by the digestive constraints of marine deposit feeders: gut retention time and dissolved amino acids. Mar. Ecol. Prog. Ser. 176: 139-151.         [ Links ]

Chester, R. 1990. Trace elements in the oceans. In: Chester, R. (Ed.). Marine geochemistry. Chapman & Hall, N.Y. 346-421.         [ Links ]

Cochran, K. 1980. Chemical separation of natural radionuclides. Manuscripts notes. Laboratory of radioisotopes. Marine Sciences Research Center, SUNY, 12 pp. (unpublished).         [ Links ]

Dauer, M.; C. Maybury & M. Ewing. 1981. Feeding behaviour and general ecology of several spionid polychaetes from the Chesapeake Bay. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 54: 21-38.         [ Links ]

Díaz, J. & R. Rosenberg. 1995. Functional morphology and feeding behaviour of Paraprionospio pinnata (Polychaeta: Spionidae) Mar. Biol. 77: 279-288.         [ Links ]

Drake, P.; F. Baldo; V. Sáenz & A. Arias. 1999. Macrobenthic community structure in estuarine pollution assessment on the Gulf of Cádiz (SW Spain): is the Phylum-level meta-analysis approach applicable? 38: 1038-1047.         [ Links ]

Fanning, K.A.; K. L. Carder & P.R. Betzer. 1982. Sediment resuspension by coastal waters: a potential mechanism for nutrient recycling on ocean margins. Deep-Sea Res. 29: 953-965.         [ Links ]

Farías, L.; L. A. Chuecas & M.A. Salamanca. 1996. Effect of coastal upwelling on nitrogen regeneration from sediments and ammonium supply to the water column in Concepcion Bay. Est. Coast. Shelf Sci. 43: 137-155.         [ Links ]

Farías, L. 1998. Destino del nitrógeno orgánico en sedimentos de una bahía eutroficada: reciclaje versus acumulación. Tesis de Doctorado. Universidad de Concepción. 157 pp.         [ Links ]

Flegal, A.R.; H. Maring & S. Niemeyer. 1993. Anthropogenic lead in Antarctic sea water. Nature 365: 242-244.         [ Links ]

Gallardo, V.A.; J. G. Castillo & L.A. Yánez. 1972. Algunas consideraciones preliminares sobre la ecología bentónica de los fondos sublitorales blandos en la Bahía de Concepción. Bol. Soc. Biol. Concepción 44: 169-190.         [ Links ]

Gardner, W.D. 1980. Sediment trap dynamics and calibration. A laboratory evaluation. J. Mar. Res. 38: 41-52.         [ Links ]

Gardner, W.D. & Y. Zhang. 1997. The effect of brine on the collection efficiency of cylindrical sediment traps. J. Mar. Res. 55: 1029-1048.         [ Links ]

Hon-wah, M.; A. Yuk-Wai; W-P. Chan & W-S. Lee. 1997. Speciation study of chromium, copper and nickel in coastal estuarine sediments polluted by domestic and industrial effluents. Mar. Pollut. Bull. 34: 949-959.         [ Links ]

Howard, I.S. & B.E. Brown. 1983. Natural in tissue concentration of copper, zinc and iron in the polychaete Nereis diversicolor. Mar. Biol. 78: 87-97.         [ Links ]

Langston, W.J.; G. R. Burt & N.D. Pope. 1999. Bioavailability of metals in sediments of the Dogger Bank (Central North Sea): a mesocosmos study. Est. Coast. Shelf Sci. 48: 519-540.         [ Links ]

Luoma, S. 1990. Process affecting metal concentrations in estuarine and coastal marine sediments. In: Furness, R. & P. Rainbouw (Eds.). Heavy metals in the marine environment. CRC Press Inc, N.Y. 51-66.         [ Links ]

Michaels, A. & R. Flegal. 1990. Lead in marine planktonic organisms and pelagic food webs. Limnol. Oceanogr. 35: 287-295.         [ Links ]

Muñoz, P. 1999. Evaluación de la fracción de plomo atmosférico en los sedimentos de Bahía Concepción (VIII Región, Chile). Tesis M.Sc. Universidad de Concepción. 52 pp.         [ Links ]

Neira, C; J. Sellanes; A. Soto; D. Gutiérrez & V.A. Gallardo. 2001. Meiofauna and sedimentary organic matter off Central Chile: response to changes caused by the 1997-1998 El Niño. Oceanol. Acta 24:313-328.         [ Links ]

Pamatmat, M. 1982. Metabolism of a burrowing polychaete: precaution needed when measuring toxic effects. Mar. Pollut. Bull. 13: 364-367.         [ Links ]

Pearson, T.H. & R. Rosenberg. 1978. Macrobenthic sucession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Ann. Rev. Oceanogr. Mar. Biol. 16: 229-311.         [ Links ]

Raymond, W.A.; S. B. Weisberg; J.A. Ranasinghe & D.M. Dauer. 1997. Optimizing temporal sampling strategies for benthic environmental monitoring programs. Mar. Pollut. Bull. 34: 913-922.         [ Links ]

Salamanca, M.A.; L. Chuecas & F. Carrasco. 1986. Heavy metal in surface sediments from three embayments of Central-South Chile. Mar. Pollut. Bull. 17: 567-569.         [ Links ]

Salamanca, M.A. 1988. 210Pb and trace metal distribution in Concepción Bay sediments, Chile, M.Sc. thesis, MSRC, State University of New York, USA.         [ Links ]

Salamanca, M.A. 1993. Sources and sinks of 210Pb in Concepción Bay, Chile. PhD thesis, MSRC, State University of New York, USA.         [ Links ]

Saiz-salinas, J.I. & G. Francés-Zubillaga. 1997a. Enhanced growth in juvenile Nereis diversicolor after its exposure to anaerobic polluted sediments. Mar. Pollut. Bull. 34: 437-442.         [ Links ]

Saiz-salinas, J.I. & G. Francés-Zubillaga. 1997b. Nereis diversicolor: an unreliable biomonitor of metal contamination in the `Ria de Bilbao' (Spain). Mar. Ecol. 18: 113-125.         [ Links ]

Santana-Casiano, M.J.;M. Gonzales-Dávila; J. Peres-Peña & F.J. Millero. 1995. Pb2+ interactions with the marine phytoplankton Dunaliella tertiolecta. Mar. Chem. 48:115-129.         [ Links ]

Sobarzo, M. 1993. Caracterización de la circulación de Bahía Concepción, Chile: Un análisis temporal y en el dominio de la frecuencia. Tesis M.Sc. Universidad de Concepción. 128 pp.         [ Links ]

Williams, T.M.; J.G. Rees & D. Setiapermana. 1998. Metals and trace organic compounds in sediments and waters of Jakarta Bay and the Pulau Seribu complex, Indonesia. Mar. Pollut. Bull. 40: 277-285         [ Links ]

TABLA I. Material certificado analizado

TABLE I. Certified analized material.

TABLA II. Contenido de Pb en Paraprionospio pinnata y estimación de los factores de acumulación.

TABLE II. Pb content and estimated accumulation factors in Paraprionospio pinnata.

TABLA III. Estimación del flujo de partículas y Pb particulado a través de trampas de sedimentación

TABLE III. Estimation of particles flux and particulate Pb using sedimentation traps

TABLA IV. Estimación de la eficiencia de captación de las trampas.

TABLE IV. Assessment of sediment trap efficiency.