Evaluación de la contaminación en sedimentos del área portuaria y zona costera de salina cruz, oaxaca, méxico

María Cristina González-Lozano, Lía C. Méndez-Rodríguez, Diego G. López-Veneroni y Alfonso Vázquez-Botello

María Cristina González-Lozano. Bióloga y Maestra en Ciencias en Biología, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). Estudiante de Doctorado en Uso, Manejo y Preservación de los Recursos Naturales, Centro de Investigaciones Biológicas del Noroeste (CIBNOR), México. Dirección: Calle Miraflores y Comondú No.210. Col. Bellavista. C.P. 23050, La Paz, Baja California Sur, México. e-mail: cristi7904@cibnor.mx

Lía C. Méndez-Rodríguez. Químico Farmacéutico y Biólogo, Universidad La Salle, México. Maestría en Ciencias y Doctorado en Ciencias, Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, Instituto Politécnico Nacional. Investigadora, CIBNOR, México. e-mail: lmendez04@cibnor.mx

Diego G. López-Veneroni. Ingeniero Bioquímico, Instituto Tecnológico y de Estudios Superiores de Monterrey, México. Maestro en Ciencias del Mar, UNAM. México. Ph.D. en Oceanografía Biológica, Texas A&M University, EEUU. Investigador, Instituto Mexicano del Petróleo, México. e-mail: dglopez@imp.mx

Alfonso Vázquez-Botello. Biólogo, UNAM, México. Maestro en Ciencias en Biología Marina, UNAM, México. Doctor en Ciencias del Mar, University of Texas, EEUU. Investigador, Instituto de Ciencias del Mar y Limnología (ICMyL), UNAM, México. e-mail: alfonsov@mar.icmyl.unam.mx

RESUMEN

Para evaluar la calidad de los sedimentos recientes del área portuaria y costera de Salina Cruz, Oaxaca, México, principal centro de abastecimiento de petróleo y productos refinados del litoral Pacífico mexicano, se caracterizaron los principales contaminantes indicativos de actividad petrolera: hidrocarburos aromáticos (HA), material orgánico extraíble (MOE) y metales pesados, así como su relación con la toxicidad y granulometría. El estudio se realizó en tres períodos climáticos: secas, lluvias después de dragado y lluvias en periodo de calmas. Se identificaron dos zonas definidas de acuerdo a los HA totales, MOE y parámetros fisicoquímicos del agua. El área del puerto y antepuerto superaron en los tres períodos los valores de HA para sedimentos no contaminados y el límite de calidad inferior que asegura ausencia de efectos sobre la biota según guías de calidad de sedimentos. Cd, Cu, Pb y Zn superaron el nivel de efectos de rango bajo y su índice de geoacumulación fue de moderada a fuertemente contaminante en el área del puerto y antepuerto. El factor de enriquecimiento indicó contaminación antropogénica en ambos sitios. El análisis de componentes principales evidenció la separación de dos zonas, las áreas del puerto y antepuerto, y el área costera con valores bajos de contaminantes, indicativo de una zona de depuración. Los resultados pueden proponerse como niveles típicos de zonas portuarias a considerar para autorización de actividades de dragado en la dársena, zona de muelles y canales de navegación.

Evaluation of sediment contamination in the port and coastal zone of salina cruz, oaxaca, mexico

SUMMARY

This study aims to evaluate recent sediments in the port and coastal areas of Salina Cruz, Oaxaca, Mexico, the main oil and refined products supply center in the Mexican Pacific coast. The main pollutants from oil related activities, such as aromatic hydrocarbons (HA), extractable organic material (MOE) and heavy metals were measured, and their relation with toxicity and granulometric characteristics were determined. The study was carried out during three different seasons: dry season, rainy season after dredging the area, and rainy season in a calm period. Two defined zones were identified clearly according to total HA, MOE and physical and chemical water parameters. The harbor and outer port area exceeded HA values for non contaminated sediments and the lower quality limit that assures no effects on the biota according to sediments quality guidelines, in all three sampling seasons. Cd, Cu, Pb and Zn exceeded their low range values and their geoaccumulation index corresponds to moderate to strong contamination in the harbor and outer port area. The enrichment factor indicated anthropogenic contamination in both sites. Principal components analysis proved the separation of the two areas, the harbor and port zone and the coastal area, the latter with low pollutant contents and indicative of a zone with high depuration. The results can be useful as a baseline to establish the typical levels in port and neighboring area, and for licensing dredging activities in the harbor, inner port and access channels.

Avaliação da contaminação em sedimentos da área portuária e zona costeira de salina cruz, oaxaca, méxico

RESUMO

Para avaliar a qualidade dos sedimentos recentes da área portuária e costeira de Salina Cruz, Oaxaca, México, principal centro de abastecimento de petróleo e produtos refinados do litoral Pacífico mexicano, se caracterizaram os principais contaminantes indicativos de atividade petroleira, hidrocarbonetos aromáticos (HA), material orgânico extraível (MOE) e metais pesados, assim como sua relação com a toxicidade e granulometria. O estudo se realizou em três períodos climáticos: secas, chuvas depois de dragado e chuvas em período de calmaria. Identificaram-se duas zonas definidas de acordo aos HA totais, MOE e parâmetros fisicoquímicos da água. A área do porto e anteporto superaram nos três períodos os valores de HA para sedimentos não contaminados e o límite de qualidadee inferior que assegura ausência de efeitos sobre a biota segundo guias de qualidade de sedimentos. Cd, Cu, Pb e Zn superaram o nível de efeitos na faixa baixa e seu índice de geoacumulação foi de moderada a fortemente contaminante na área do porto e anteporto. O fator de enriquecimento indicou contaminação antropogênica em ambos locais. A análise de componentes principais evidenciou a separação de duas zonas, as áreas do porto e anteporto, e a área costeira com valores baixos de contaminantes, indicativo de uma zona de depuração. Os resultados podem ser propostos como níveis típicos de zonas portuárias a considerar para autorização de atividades de dragagem na dársena, zona de piers e canais de navegação.

PALABRAS CLAVE / Contaminación Portuaria / Metales Pesados / Sedimentos Marinos / Toxicidad /

Recibido: 23/09/2004. Modificado: 10/08/2006. Aceptado: 15/08/2006.

La presencia de sedimentos contaminados en ambientes acuáticos, ya sea en aguas continentales o en aguas marinas, es un hecho constatado a nivel mundial, sobre todo a partir de la segunda mitad del siglo XX. La existencia de estos sedimentos es debida tanto a los vertidos incontrolados desde industrias como a la utilización de productos químicos tales como los pesticidas que van a parar a los sedimentos una vez que son transportados desde zonas agrícolas por las aguas. En otros casos, éstos son debidos a los vertidos "controlados" tales como emisores submarinos que vierten aguas residuales principalmente domésticas, aunque en aquellas zonas donde no existe separación de tratamiento y "conducción" se mezclan las aguas residuales industriales con las domésticas, aumentando la carga contaminante y el nivel de toxicidad (Jiménez, 2001). Los tóxicos que entran a las aguas marinas de fuentes municipales, agrícolas e industriales pueden permanecer suspendidos en la columna de agua, ser incorporados a la biota acuática o depositados sobre el fondo e incorporarse en los sedimentos marinos. Algunos de estos contaminantes químicos son muy persistentes, mientras que otros son más susceptibles a transformaciones físicas, químicas o biológicas (Beg et al., 2001). Muchos esfuerzos de protección ambiental reconocen a los sedimentos como una porción crítica de los ecosistemas acuáticos y requieren de su evaluación para las actividades de dragado y su remediación (Boese et al., 2000).

El área de Salina Cruz, Oaxaca, México, no es ajena a este tipo de problemas y sus fuentes superficiales de agua están afectadas por la contaminación y por ende el sedimento. Este estudio está enfocado a la evaluación de los sedimentos del área portuaria y de la zona costera de esa localidad, donde la problemática ambiental se ha asociado principalmente a la presencia de la Terminal Marítima de PEMEX y las actividades de la refinería Antonio Dovalí Jaime, donde los efectos de su emisor submarino han sido objeto de estudio de la empresa y motivo de preocupación por parte de las comunidades locales.

La rápida industrialización en la región, el intenso tráfico de buques y los derrames accidentales desde los años 80 (Pica-Granados, 1994), han creado problemas de contaminación por hidrocarburos con impacto sobre la pesquería local (Botello et al, 1998).

Por otro lado, las actividades de dragado necesarias para poder mantener un calado adecuado en el canal de navegación de la Terminal Marítima provoca modificaciones de los patrones locales de circulación, transporte de material suspendido y cambios en las condiciones ambientales del agua y sedimentos (IMP, 1994a). Los contaminantes se introducen a los sistemas acuáticos asociándose al material en suspensión que al sedimentarse se incorporan en el fondo, donde permanecen hasta ser removidos; no obstante que los contaminantes asociados a los sedimentos se consideran generalmente no biodisponibles, su remoción durante el dragado tiene efectos que potencialmente incrementan su biodisponibilidad y son un riesgo para la vida de la biota (Winger et al, 2000).

Son escasos los estudios sobre las condiciones ambientales en Salina Cruz en lo referente a la calidad de los sedimentos, por lo que el objetivo del presente estudio fue evaluar el grado de contaminación de los sedimentos en el área portuaria y la zona costera, considerando los principales contaminantes indicativos de actividad petrolera e incluyendo también aquellos procedentes de aguas residuales urbanas e industriales, su toxicidad y características granulométricas, durante tres períodos climáticos: en febrero 1998 (período de sequía con fuertes vientos provenientes del norte denominados tehuantepecanos por provenir del istmo de Tehuantepec), cuando se llevaron a cabo actividades de dragado en el área; en agosto 2000 (lluvias), después de dragar el área; y en junio 2002, período de lluvias sin la presencia de los vientos tehuanos (período de calmas).

En México no existen normativas que regulen la calidad de la matriz sedimentaria en cuanto a los límites permitidos de metales pesados y compuestos orgánicos. Por ello se utilizaron criterios internacionales de calidad de los sedimentos (NOAA, 1997; Long y MacDonald, 1998; Long et al., 1998; TTLC, 1999) para evaluar la contaminación. A más largo plazo, el propósito es sugerir criterios a las autoridades ambientales sobre la calidad del sedimento en sitios dragados de manera regular para facilitar el tránsito de buques en el sistema portuario, así como sobre el impacto que tienen en el sistema costero las actividades propias del puerto petrolero.

Área de estudio

El golfo de Tehuantepec es una extensa bahía situada entre Puerto Ángel y la barra de Suchiate, a unos 467km del primero (Secretaría de Marina, 1972). El golfo se localiza entre los 16º07'18'' y 16º22'46''N y entre los 95º07'15'' y 95º17'25''O, en la provincia denominada Planicie Costera Suroriental (Méndez-González, 1988). Es una de las regiones más importantes del país por su ubicación estratégica, ya que escasos 200km separan al Atlántico del Pacífico. Ha sido objeto de planes de comunicación interoceánica, desde la apertura de un canal en el siglo XIX, hasta el más reciente Proyecto Alfa-Omega, que intentó reactivar el cruce interoceánico con la construcción y equipamiento de dos terminales para contenedores en los puertos de Salina Cruz y Coatzacoalcos, y la constitución de una empresa de tráfico multimodal. Solo después que el gobierno de EEUU entregó a Panamá el canal del mismo nombre (dic 1999) fue que el istmo de Tehuantepec se convirtió en una verdadera zona estratégica al considerársela como un corredor intermodal (Instituto de Geografía, 1984; RCT, 2001).

El golfo de Tehuantepec presenta fundamentalmente dos períodos climáticos, el de estiaje o secas, generalmente ventoso, de nov a abr-may, y el de lluvias, usualmente de calma, de may-junio a octubre. Durante las secas y principalmente en invierno (ene-mar), como resultado de perturbaciones atmosféricas de la vertiente del golfo de México, azotan fuertes vientos del norte denominados tehuantepecos o tehuantepecanos (Álvarez et al., 1989; Carranza-Edwards et al., 1989).

El área de estudio (Figura 1) comprende sitios seleccionados según características particulares tales como el área del puerto y antepuerto, que presentan una gran actividad de maniobras de atraque de buques. En el puerto es donde se llevan a cabo las actividades de dragado; ofrece una salida a los productos petroquímicos y refinados de la refinería Antonio Dovalí Jaime, que cuenta también con infraestructura para almacenar estos productos, capaz de solventar las demandas nacionales y de exportación. El área costera recibe los aportes continentales y cuenta con una actividad pesquera importante; las profundidades en la parte occidental son irregulares y debido a la gran cantidad de sedimentos arrastrados por el río Tehuantepec durante la estación de lluvias, esa parte de la bahía se rellena rápidamente (Secretaría de Marina, 1972).

El puerto de Salina Cruz comprende el antepuerto, cuyo acceso está formado por dos escolleras y la dársena, la que se comunica con el antepuerto a través del canal llamado entrepuente. En el antepuerto se embarcan productos de petróleo y en la dársena se realizan actividades de construcción, reparación y mantenimiento de embarcaciones, así como embarques de gas y productos refinados. Adicionalmente se efectúan labores relacionadas con la industria pesquera y se descargan aguas municipales de la ciudad.

Material y Métodos

En febrero 1998, agosto 2000 y junio 2002 se muestrearon los sedimentos de 11 estaciones (Figura 1) en el área de Salina Cruz, Oaxaca, establecidas con un GPS Micrologic modelo Sportsman.

El muestreo de los sedimentos se efectuó mediante una draga Van-Veen con capacidad 6L. La profundidad de dragado fue de 7-12m en el área del puerto y antepuerto (Est. 1-7) y en la zona costera (Est. 8-11) fue de 15-25m, permitiendo el análisis del sedimento superficial (Gaughan, 1981). Las submuestras de sedimento para granulometría y determinación de metales pesados se depositaron en frascos plásticos de 250ml; las de toxicidad en recipientes plásticos de 60ml, mientras que las muestras para análisis de hidrocarburos y material orgánico se colectaron en frascos de vidrio de 250ml tratados previamente con ácidos y solventes orgánicos. Se utilizó una pala de madera en el llenado. Las muestras se preservaron a 4ºC hasta su análisis.

En el laboratorio se secaron 10g de muestra y se realizó la extracción del sedimento seco con CHCl3 por 5h, empleando un equipo Soxhlet; el CHCl₃ fue evaporado a sequedad y sustituido por CCl₄ para cuantificar el material orgánico extraíble (MOE; IMP, 1994b) y por n-C₆H₁₄ para determinar hidrocarburos aromáticos (HA). Estos últimos se analizaron por espectroscopía UV de fluorescencia en un equipo Perkin Elmer mod. MPF-44b (sensibilidad de 0,0001mg·l^-1), aplicando el método IMP-RP-QA-610 (IMP, 1994c), basado en las técnicas de Guilbaut (1973) y de Lakowicz (1983), modificado para usar como estándar el crudo maya libre de asfaltenos, diluido en C₆H₁₄. El MOE se cuantificó por espectroscopía infrarroja con un equipo Pye Unicam mod. SP-2000, que permite una sensibilidad de 0,0001mg·kg^-1. Para utilizar crudo maya como estándar en la curva de calibración se utilizó el método IMP-RP-QA-64, modificado de UOP (1978).

Para determinar metales pesados se tomaron muestras de 200g de sedimento húmedo, se secaron a 80ºC por 72h, hasta peso constante, se tomó 10g y se extrajo por digestión en plancha entre 2 y 3g de sedimento a 65ºC durante 48h. Se empleó una mezcla 3:1 de HCl y HNO₃ grado ultrex. Los residuos fueron tratados con HF para la extracción completa de los metales (modificación IMP-QA-032; IMP, 1994d). La evaluación se realizó por espectrofotometría de absorción atómica según el método EPA 3050A para metales en sedimento (Perkin Elmer, 1976). Se utilizó un estándar certificado PE Pure ASst. que arrojó una recuperación de 85-90% para todos los metales. Los límites de detección para metales fueron (mg·kg^-1) Ba<20; Cd<0,05; Cr<5,0; Cu<1,0; Pb<2,0; V<1,0; Ni<1,0; Zn<0,5. El límite de detección de Fe, expresado en porcentaje fue <1,0 (IMP, 1994d).

Para el análisis de toxicidad se realizó un bioensayo con la bacteria luminiscente Photobacterium phosphoreum, recientemente clasificada como una cepa de Vibrio fischeri de acuerdo al Northern Regional Research Laboratory, Peoria, IL (Microtox^®, 1992; Brower et al., 1990), usada para determinar el efecto tóxico agudo de sustancias presentes en sedimentos según la norma mexicana (NMX, 1985). La prueba Microtox SPT (solid phase test) determina la toxicidad de químicos en sedimento mediante la exposición de V. fisheri (B-NRL 1117, Azur Environmental, Carlsbad, CA, EEUU) directamente en sedimento suspendido (Microtox, 1992; Johnson y Long, 1998). Una muestra de sedimento de 300mg (peso húmedo) fue colocada en un tubo de SPT con 3ml de agua salina artificial, agitada en vortex y usada para preparar una serie de 12 tubos de dilución 1:2 con 3 controles. Luego se coloca en cada tubo la bacteria reconstituida de una cepa deshidratada (1×10⁶ células). La muestra es agitada brevemente en vortex e incubada por 20min a 15ºC y luego se introduce un dispositivo de filtración SPT en cada tubo, para facilitar la separación de líquidos y sólidos. El sobrenadante con la bacteria se transfiere a una celda que se coloca en el luminómetro para que se estabilice a 15ºC por 5min y se determina la emisión de luz. Se utilizó un modelo log-normal para calcular los valores de la CE₅₀, expresados como porcentaje de sedimento peso húmedo/ml (Johnson y Long, 1998). Todas las exposiciones fueron replicadas con una variación entre muestra menor al <10%.

El análisis de tamaño de grano se realizó por el método de sedimentación para todas las fracciones de arena (Emery, 1938) y por el método de pipeta para las fracciones limo-arcillosas (Folk, 1974). El porcentaje de materia orgánica fue determinado usando H₂O₂ al 30% y NaPO₃ como antifloculante. Para calcular el índice de fineza de los sedimentos se utilizó la fórmula de Satsmadjis y Voutsinou-Taliadouri (1985).

El grado de contaminación por metales pesados se evaluó por el índice de geoacumulación (Müller, 1979) como Igeo =log (Mi/1,5Mr), donde Mi y Mr son las concentraciones del metal en el sedimento del área de estudio y el promedio de la corteza terrestre, respectivamente. La magnitud de la contaminación va de 0 (no contaminada) a 6 (muy fuertemente contaminada).

Para la estadística descriptiva se calculó el promedio, desviación estándar, y máximo y mínimo para cada una de las variables evaluadas (Sokal y Rohlf, 1985). Los contaminantes se compararon entre los meses de estudio, utilizando análisis de varianza (ANOVA) con significancia p<0,05 (Daniel, 1997). De resultar diferencias significativas se procedió a determinar entre qué meses y parámetros utilizando la prueba de Tukey (Montgomery, 1984). Se realizó un análisis de componentes principales utilizando el Software Statistica 5.1 (StatSoft, 1998), con la finalidad de agrupar los puntos de muestreo o sitios de altas concentraciones de contaminantes, características granulométricas y toxicidad en los sedimentos.

Resultados y Discusión

Parámetros fisicoquímicos

En el área del puerto y antepuerto, la salinidad fluctuó entre 30 y35‰ y el pH fue de 8,2 a 8,5. La transparencia, considerada baja, fue de 1,0 a 1,5m. Los niveles de saturación de O₂ del 81% reflejan la presencia de materiales en suspensión, vertidos por descargas municipales, que promueven mayor consumo de O₂ e impiden la penetración directa de la luz. Estos factores y las temperaturas elevadas provocan una baja disolución del O₂. En cuanto a nutrientes, se obtuvieron valores bajos de nitritos, llegando a ser nulos, lo que es posible ya que este compuesto es intermedio en la oxidación de la materia orgánica en el ciclo del N₂. Por ello y por las concentraciones altas de clorofila, el sistema presenta niveles altos de producción primaria tendientes a la eutrofización, más evidente en el período de secas (febrero 1998).

Por su parte, en el área costera la salinidad fue homogénea, sobre todo hacia el mar abierto y a mayor profundidad, con valores entre 34,5 y 35,8‰. La concentración de O₂ disuelto puede abatirse durante el estiaje hasta 1mg·l^-1 y durante las lluvias alcanzó 6,9mg·l^-1, lo que puede deberse a que durante las lluvias la temperatura es menor y hay mayor disolución del O₂. Los valores registrados de nutrientes fueron homogéneos durante la estación de lluvias, mientras que en la temporada de secas tuvieron un comportamiento variable. A diferencia de la zona portuaria, en el área costera no se manifiesta tendencia a la eutrofización.

Hidrocarburos aromáticos y material orgánico extraíble

En la Figura 2a se muestran las concentraciones de los hidrocarburos aromáticos (HA) en los sedimentos para cada temporada de muestreo. En sequía (febrero 1998) se registraron los valores más altos en el área del puerto (Est. 1-3) y el antepuerto (Est. 4-7) con valores entre 106 y 754mg·kg^-1. En esa temporada la zona costera tuvo concentraciones de HA entre 26,0 y 41,0mg·kg^-1. Para la estación de lluvias (agosto 2000 y junio 2002) las concentraciones se redujeron considerablemente en ambas zonas portuarias, con valores entre 0,10 y 142mg·kg^-1; en la zona costera las concentraciones fueron <0,5mg·kg^-1.

Las concentraciones de HA superiores a 100mg·kg^-1 en febrero 1998 pueden atribuirse a que durante esta temporada se llevaron a cabo actividades de dragado para el mantenimiento del área. Las Est. 2 y 3 del puerto, y 4, 6 y 7 del antepuerto coincidieron con la zona dragada, y al ser removidos los sedimentos después del dragado, los HA acumulados en la matriz quedaron en la capa superficial.

El 64% de las concentraciones en febrero 1998, el 9% en agosto 2000 y el 18% en junio 2002 rebasaron el valor permisible de 70mg·kg^-1 para sedimentos no contaminados (UNESCO, 1984), el 39,4% superaron el estándar más alto de efecto probable (ERM =44,79mg·kg^-1) y el 60,6% fueron superiores al límite de calidad inferior que asegura no afectar a la biota (TEL =1,68mg·kg^-1), de acuerdo a las guías de calidad de sedimentos (Long et al., 1995; Long y MacDonald, 1998; CCREM, 1996). Estas condiciones pueden considerarse características de una zona portuario-industrial con influencia petrolera (Evangelista et al., 2005).

En agosto 2000 se observaron los mayores valores de HA en las Est. 1 y 2 (puerto) y en junio2002 se observaron valores más altos en el puerto y antepuerto con respecto a lluvias del 2000 (Figura 2a). Esto es típico de zonas con poca circulación de aguas, además someras, donde la actividad portuaria intensa permite que se acumulen diversos contaminantes. En el estudio sobre hidrodinámica del puerto y antepuerto de Salina Cruz durante 1999, (Salas de León y Monreal-Gómez 1999) reportaron que esta zona presenta tiempos de recambio de agua altos, una característica de los puertos, ya que son construidos como lugares de abrigo y resguardo para embarcaciones; la aplicación del modelo utilizado dio como resultado que en un evento de mareas vivas no se da el recambio total de agua del puerto, ya que existen zonas en las que ésta tiende a formar giros en el patrón de la circulación residual y se retiene agua y material en suspensión. No obstante, bajo condiciones de marea y vientos medios ocurre un recambio del 80% del agua del puerto en 6 días. Este resultado ayuda a explicar las condiciones prevalecientes en el puerto en la zona de amarre de barcos pesqueros y en astilleros, donde se acumulan material y contaminantes (Salas de León y Monreal-Gómez 1999).

Los menores valores de HA se obtuvieron en la zona costera (Est. 8 a 11) en las tres temporadas, como consecuencia de una alta hidrodinámica de la región. Al analizar las estaciones cuyos sedimentos parecen mostrar mayor contaminación por petróleo se aprecia que los puntos de muestreo del puerto y antepuerto presentan siniestros marítimos (varadas, hundimientos y abordajes de petroleros y otros buques que transportan hidrocarburos como cargamento o combustible), operaciones de los barcos petroleros en las que se descargan hidrocarburos durante la limpieza de tanques y el deslastre, y buques distintos de los petroleros que limpian los tanques de combustible líquido y descargan lastre y aguas de lavado. Estos factores, junto a derrames de hidrocarburos durante el embarque y desembarque de carga, y la precipitación de hidrocarburos desde la atmósfera, influyen en las altas concentraciones que se asocian a sitios de actividad industrial y reflejan los procesos que ahí se desarrollan (Salas de León y Monreal-Gómez 1999).

El material orgánico extraíble (MOE) incluye todos aquellos compuestos orgánicos susceptibles de ser extraídos por un solvente orgánico. Este parámetro permite una caracterización cuantitativa de sitios con diferentes aportes de MO como una evaluación preliminar en los estudios de contaminación por petróleo. Los hidrocarburos que forman parte de esta fracción pueden ser evaluados posteriormente por los métodos analíticos convencionales. Las concentraciones encontradas en este estudio son características de los sitios estudiados, cuyo comportamiento está restringido a las condiciones ambientales de los mismos (Botello y Villanueva, 1987). El MOE registró los valores más elevados en los puntos de muestreo del área del puerto en las tres temporadas (Figura 2b), alcanzando las mayores concentraciones en junio 2002, con valores entre 2427 y 7505mg·kg^-1. Valores similares fueron obtenidos en el área de Salina Cruz en el período 1982-1995, con un promedio de 186,2mg·kg^-1 (11,2-1890mg·kg^-1), propios del uso portuario que tiene el lugar (IMP, 2000).

En el análisis de varianza de un factor (ANOVA) se encontraron diferencias significativas (p<0,05) entre los HA, así como en el MOE de las áreas evaluadas. Para los HA hubo diferencias entre las temporadas evaluadas, en tanto que la prueba de Tukey señaló que sólo hubo diferencia entre agosto 2000 y junio 2002. Para el MOE no hubo diferencias significativas entre los muestreos.

Los valores altos de MOE en el área del puerto y antepuerto resultan de las altas concentraciones de hidrocarburos, así como de descargas de aguas residuales urbanas e industriales que evidencias por los parámetros microbiológicos, que exceden las normas sanitarias para aguas con contacto primario y productos pesqueros. También se identifican colonias bacterianas patógenas de Salmonella sp., S. tiphy y S. paratiphy (Pica-Granados, 1994). Por otra parte, en la bahía la Ventosa se aprecia el impacto antropogénico en las elevadas concentraciones de coliformes, hidrocarburos y metales pesados (Pb, Ca y Hg) en la columna de agua y los sedimentos. Algunos organismos acuáticos como los ostiones, incrementan el contenido de metales en sus tejidos, respecto al agua (Tapia Martínez et al., 1995).

Metales Pesados

En la Tabla I se muestran las concentraciones de los 9 metales en los sedimentos de las 11 estaciones durante los 3 muestreos, apreciándose una alta variabilidad. No es posible comparar con niveles basales locales, ya que no se dispone de datos sobre los niveles previos a los aportes de origen antrópico en la zona, que corresponden a los estratos más antiguos y profundos de la columna de sedimento (Urrutia et al., 2002). Los valores promedio obtenidos en toda la zona de estudio revelan que Zn y Ba fueron los metales con mayor concentración en las tres temporadas, mientras que aquellas de Ca y Fe fueron las menores. Las estaciones de la zona portuaria tuvieron las concentraciones más altas de la mayoría de los metales y las más bajas fueron en la zona costera.

Diversos criterios o índices permiten atribuir un grado o valor a la contaminación por metales en sedimentos, desde los más sencillos como el factor de contaminación que considera la concentración del elemento en la muestra y su valor de fondo (Rubio et al., 2000), hasta los más complejos que incluyen una normalización para minimizar el efecto de tamaño de grano, tales como el factor de enriquecimiento (FE) o el índice de geoacumulación (Igeo; Müller, 1979) y otros sugeridos en guías internacionales para calidad del sedimento según su efecto tóxico en animales y plantas. Se han propuesto dos valores, el ERL o nivel de efectos de rango bajo, y el ERM o nivel de efectos de rango medio (Long et al., 1995).

Al comparar los valores presentados en la Tabla I con los de las guías internacionales se constata que los valores de ERL fueron superados (asteriscos) en prácticamente todas las estaciones en las 3 temporadas por el Cd; en las estaciones del puerto y antepuerto en febrero 1998 y junio2002, y solamente en 2 estaciones del puerto en el caso del Cu; el Pb los superó en agosto 2000 en 2 estaciones del puerto y en las estaciones del puerto y antepuerto en junio 2002, pero en ningún caso se rebasó el valor de ERM. Finalmente, el Zn superó el ERL en 2 estaciones del puerto en febrero y agosto así como estaciones del puerto y una del antepuerto para junio, y en el caso del Ni solo 2 puntos del antepuerto durante junio estuvieron por arriba del valor ERL.

Con respecto al Igeo, la Figura 3 muestra el comportamiento de los 4 metales que obtuvieron clasificación para dicho índice. En el caso del Cd en febrero 1998, todas las estaciones resultaron clasificadas como fuerte a muy fuertemente contaminadas y para agosto 2000 y junio 2002, las estaciones del puerto y antepuerto resultaron de moderada a fuertemente contaminadas. En el caso del Cu, sólo en junio 2002 hubo 2 estaciones del puerto dentro de la clasificación de moderadamente o no contaminadas. Para el Pb y el Zn sólo en el puerto y antepuerto se observaron índices indicativos de contaminación.

 

Cuatro de los 9 metales (Cd, Cu, Pb y Zn) estuvieron por encima de la concentración mínima para producir efectos biológicos adversos a los organismos acuáticos (ERL) en las estaciones de la zona portuaria y resultaron contaminantes de acuerdo al Igeo. La mayoría de los metales empleados en actividades industriales manifiestan su presencia en las regiones costeras tanto del Golfo como del Pacífico mexicano, sobre todo en las cercanías de las refinerías de petróleo, fabricas de fertilizantes, empresas de minería y metalurgia, y desde luego en las cercanías de ciudades con gran número de habitantes. Las descargas domésticas sin tratamiento aportan grandes volúmenes de lodos enriquecidos con metales como Pb, Zn, Cd y Cr, que son descargadas en los ríos o directamente en el mar. Los metales también son introducidos en ambientes marino y costero por el lavado de suelos, intemperismo de las rocas, erupciones volcánicas, empleo de fertilizantes y plaguicidas en zonas agrícolas, y el desecho de fundidoras y plantas de cromado (Rosales-Hoz et al., 1999).

El Cd es un elemento traza con variados usos, incluyendo electrochapado, fabricación de pigmentos, baterías, alambres, materiales fotográficos, cristal, cerámica, biocidas y como estabilizador de plásticos; sus principales fuentes en ambientes acuáticos son el lavado de los suelos agrícolas y descargas de la minería y la industria, desechos municipales y lodos de plantas de tratamiento (Green-Ruiz, 2000).

El aporte de Cd particulado puede estar ligado a un proceso metabólico del fitoplancton (González et al., 1991). Segovia-Zavala et al. (1998) analizaron muestras de agua marina en la frontera entre México y California y observaron que altas concentraciones de Cd se asociaron a altos niveles de nutrientes y a bajas temperaturas, características propias de las zonas de surgencias. De acuerdo con Förstner y Wittman (1979) el Cd es uno de los principales componentes metálicos de las aguas municipales, por lo que en el área de estudio las descargas de aguas municipales e industriales pueden originar la presencia de este metal.

El Cu se asocia a las partículas finas y a la materia orgánica (Green-Ruiz, 2000), y sus altas concentraciones provienen de descargas de aguas residuales municipales, manejo de hidrocarburos y la reparación de barcos y botes (Leoni y Sartori, 1996; Shriadah, 1998), en tanto Gibbs y Guerra (1997) relacionan el Cu con la pintura utilizada en las embarcaciones.

La presencia de altas concentraciones de Pb se relaciona con la introducción continua y a veces masiva de aguas residuales, así como con las emisiones atmosféricas provenientes de las áreas urbanas e industriales, lo cual se agrava con el crecimiento demográfico (Villanueva y Páez-Osuna, 1996).

Las fuentes principales del Zn en sistemas acuáticos incluyen los efluentes de las aguas residuales, explotación minera y fundición, así como de las actividades de la refinación, la combustión de madera, incineración de desechos y otras emisiones atmosféricas (CCREM, 1996). En general, Cu, Pb y Zn son buenos indicadores de actividad humana y pueden llegar al mar por vía de efluentes domésticos, industriales, por las descargas de los ríos o emanaciones a la atmósfera, pero posteriormente son depositados y acumulados en el sedimento mediante procesos biogeoquímicos (Acosta et al., 2002).

La comparación entre los valores encontrados en los tres períodos climáticos utilizando análisis de varianza muestra diferencias significativas para Cd entre agosto y junio, y para Pb entre febrero y agosto. Para Cu y Zn no se obtuvieron diferencias significativas (p<0,05), lo que es de esperar debido a que los sedimentos son integradores temporales de la contaminación y, por otra parte, en los tres muestreos se obtuvieron las mayores concentraciones en las mismas estaciones.

Por otro lado, el grado de contaminación también puede evaluarse a través del factor de enriquecimiento (FE). La normalización geoquímica o granulométrica de los datos puede acompañarse por el cálculo de factores de enriquecimiento relativos a las concentraciones de metales observadas en la corteza terrestre o a valores de referencia regionales, asumiéndose que las relaciones entre los diferentes metales y los elementos conservativos son relativamente constantes durante los procesos naturales a los que están expuestos los sedimentos. Así, algunos autores como Soto-Jiménez (1998) han utilizado la relación resultante de dividir las concentraciones del metal analizado y del elemento conservativo en la muestra de sedimento, entre la misma relación utilizando las concentraciones promedio de la corteza terrestre o valores de referencia obtenidos a partir del material en zonas prístinas de la región. La determinación del FE según la fórmula de Förstner y Wittman (1979) para los 4 metales con un alto Igeo y que superaron el valor ERL, para conocer su fuente natural o antropogénica, reveló un FE>1 para Cd, Pb y Zn en todas las estaciones y en las 3 temporadas, en tanto que para el Cu sólo fue así en el puerto y el antepuerto en febrero 1998 y junio2002, y en dos estaciones del puerto en agosto 2000. Esto indica contaminación solamente para las estaciones del puerto y antepuerto para Cd y Pb, y en dos estaciones del puerto para Zn, ya que en todas las estaciones de la zona costera a excepción del Cd, de acuerdo al Igeo, obtuvieron la clasificación de no contaminados. El comportamiento de los 4 metales en la zona portuaria puede ser resultado de aportes antropogénicos de las diversas fuentes municipales e industriales del área.

Los valores promedio del Zn fueron semejantes a los obtenidos para las áreas de Mazatlán y Guaymas en el Pacífico mexicano, bahías con características similares a las Salina Cruz, en tanto que el Pb y Cd fueron inferiores. El Cu, por otro lado, obtuvo valores promedio superiores a los de la bahía de Mazatlán, pero menores a la de Guaymas (Green-Ruiz, 2000).

Características sedimentológicas

El análisis granulométrico durante las 3 temporadas se presenta en la Tabla II. Los sedimentos del área de estudio durante febrero 1998 (secas) fueron predominantemente arenas y del tipo arenas-limosas; solo 3 estaciones resultaron limo-arenosas. La mayor dominancia de arenas se dio en las 3 estaciones del puerto y 2 del antepuerto. La zona costera presentó 2 estaciones limo-arenosas, la Est. 8 (cercana a bahía La Ventosa) y la Est. 11 (alejada de la costa), y 2 con clasificación arena-limosa (Est. 9 y 10) alejadas de la costa en dirección del área portuaria. La MO varió de 4,63% (Est. 11) a 6,59% (Est. 2), siendo los valores más altos para las Est. 2, 5 y 7 del puerto y antepuerto. Los MO tienen alta capacidad de acumulación de metales y se ha observado que los metales con concentraciones altas que se correlacionan significativamente con la MO se pueden considerar biogénicos (Carranza-Edwards et al., 1986). Ninguna de las muestras estudiadas tiene una correlación significativa de metales con la MO, lo que sugiere que los metales presentes no son biogénicos. El análisis de correlación de Pearson realizado entre la concentración de metales y la textura mostró una correlación positiva entre las arenas y el Fe (r =0,65; p<0,05).

Para la temporada de lluvias (agosto 2000) la predominancia fue arenosa; las Est. 1 y 2 del puerto fueron limo-arenosas y la Est. 10 de la zona costera arena-limosa. La MO varió de 0,24% en la Est. 11 hasta 17,4% en el área del antepuerto y la Est. 9, cercana a Salinas de Marques, obtuvo un valor alto de 11,03%. Se encontraron correlaciones altas entre los valores de finos (limos más arcillas) con el Cu (r =0,86; p<0,05), el Pb (r =0,83; p<0,05 y el Zn (r =0,84; p<0,05), así como con los HA (r =0,70; p<0,05) y el MOE (r =0,78; p<0,05). De esta manera, los sedimentos en 2 estaciones del puerto y una del antepuerto después de ser dragados presentaron sedimentos limo-arenosos y arenosos. Es conocido que la granulometría controla el contenido de metales pesados en una muestra, ya que éstos tienden a ser más abundantes en los sedimentos finos por su alta superficie específica, que ofrece una mayor superficie de adsorción, y también por la atracción iónica de cargas negativas de las partículas arcillosas (McCave, 1984; Horowitz y Elrick, 1987), lo que permitió esta relación de los contaminantes y el tipo de sedimento.

En época de lluvias de calmas (junio 2002) las estaciones del puerto tuvieron una composición heterogénea comparada con los anteriores períodos climáticos, en tanto que el área del antepuerto y zona costera tuvieron una composición semejante a la temporada de secas. La MO varió desde 0,35% hasta 7,05% en la Est. 10, una de las más alejadas de la costa. En este mes no se obtuvo ninguna correlación de las características granulométricas con los contaminantes.

En general, la tendencia de las arenas fue a disminuir en sitios más confinados como la zona portuaria. Las estaciones en sitios con mayor profundidad y dinámica hidrológica presentan mayores porcentajes de granos gruesos debido al transporte y sorteamiento de partículas (Pesch y Morgan, 1978). No obstante, las estaciones del puerto presentaron durante febrero, después del dragado, sedimentos del tipo arenoso, lo que se contradice con la anterior aseveración indicando remoción de sedimentos en el proceso de dragado. Para la temporada de lluvias, por la reducción en la frecuencia e intensidad de las corrientes, así como el confinamiento del área, se favorece la acumulación de partículas finas y las características de los sedimentos tienden a limo-arenosas, característica que se mantiene en junio. Por otro lado, las estaciones de la zona costera tienen características sedimentológicas semejantes en las 3 temporadas ya que se trata de un ambiente abierto y la dinámica de corrientes por la influencia marina predomina la mayor parte del año, con energía y dinámica relativamente elevadas (Salas de León y Monreal-Gómez 1999).

Toxicidad

Como complemento al análisis de los contaminantes del sedimento se realizó un bioensayo con la bacteria V. fischeri para determinar el efecto tóxico agudo de las sustancias disueltas en el sedimento del área de estudio, complementar el diagnóstico ambiental del sistema y detectar los efectos provocados por la carga contaminante sobre los organismos. Los sedimentos en el medio acuático juegan un papel fundamental en el transporte y acumulación de agentes tóxicos, y de manera importante de iones metálicos, de tal manera que su efecto tóxico se modifica por las condiciones fisicoquímicas presentes (Lima-Cazorla et al., 2005).

El sistema Microtox^® permite determinar de manera inmediata si las muestras contienen sustancias tóxicas, ya que la biolumniscencia se vincula directamente a la vitalidad y estado metabólico de la célula. El agente tóxico causa cambios en la pared celular, membranas, transporte de electrones, enzimas y constituyentes citoplásmicos, lo que se refleja rápidamente en un decremento de la emisión lumínica de la bacteria y da una idea de las condiciones del sedimento, pudiéndose detectar bajas concentraciones de algunos tóxicos (Bennett y Cubbage, 1992).

Los valores nominales de toxicidad encontrado se presentan en la Tabla III, donde se incluye la clasificación propuesta por Brower et al. (1990) y Bennett y Cubbage (1992). Solamente en la Est. 2 se obtuvo, en febrero 1998, un valor de CE50 de 0,48%, considerado como tóxico. Esta respuesta se podría atribuir al dragado de la zona. Al remover el sedimento los contaminantes quedan en suspensión y ello se refleja en una respuesta de la bacteria. Esta prueba no permite demostrar que los contaminantes pudieran estar biodisponibles para los organismos y sólo da una idea rápida de la respuesta. El uso de bacterias en pruebas in vitro es una alternativa atractiva para evaluar los efectos de los contaminantes existentes en los cuerpos de agua (Johnson y Long, 1998). Se necesitan pruebas de toxicidad crónica, diseñadas para medir los efectos biológicos adversos que resultan cuando un organismo se expone por un período de tiempo determinado a un tóxico (Wells et al., 1998), a fin de determinar la bioacumulación de compuestos del petróleo y otros contaminantes en organismos que habiten en áreas cercanas al puerto y antepuerto.

Análisis de componentes principales

Se realizó un análisis de componentes principales (ACP) para cada período climático (Tabla IV). Para febrero 1998 los 3 primeros componentes explican el 87,53% de la varianza. El componente 1 explica el 53,27% de la varianza y se caracteriza por tener cargas altas positivas (>0,7) para Ni, Cr, Cu, Pb y Zn, así como para HA y MOE, sugiriendo correlación entre estos. El segundo componente explica el 22,82% de la varianza y agrupa a las características sedimentológicas (arenas, limos, arcillas y fineza) en forma negativa debido a la afinidad entre estas características. El tercer componente explica el 11,44% y representa la independencia de la materia orgánica con respecto a las otras variables analizadas, ya que no se correlacionó con ninguno de los parámetros. Por otro lado, se graficaron las cargas de las estaciones del componente 1 con el componente 2, mostrando la agrupación de ellas en cuatro zonas (Figura 4). La primera que incluye a las Est. 2 y 3 ubicadas en el puerto, caracterizadas por concentraciones altas de HA y MOE. El segundo grupo incluye a las Est. 1, 5, 6 y 11, con altos valores de MOE y concentraciones bajas de Ni, V y Cd. El siguiente grupo (Est. 4 y 7 en el antepuerto) agrupa valores altos de HA y MOE y bajos de la mayoría de los metales. El cuarto grupo que reúne a las 3 estaciones de la zona costera con valores bajos de HA y de todos los metales, así como un predominio de sedimentos areno-limosos.

Para agosto 2000 los 3 primeros componentes explican el 82,49% de la varianza. El componente 1 se caracteriza por cargas altas positivas (>0,9) para Cu, Pb, Zn, HA y MOE, y una carga alta negativa (>-0,8) para arenas, comportamiento que se corresponde con las correlaciones altas de las arenas con Pb y con Zn, además de que en esta temporada la mayoría de las estaciones presentó sedimento del tipo arenoso. El segundo componente revela una relación inversa entre los limos y la fineza con el Cd, y por lo tanto este factor muestra una relación inversa entre Cd y sedimentos finos. En esta temporada el Cd presentó valores de Igeo moderadamente a fuertemente contaminados en la Est. 3, clasificada como fuertemente contaminada. El tercer componente, que explica el 12,09% revela la relación entre Ni y V, metales traza del petróleo y cuyas concentraciones son bajas en toda el área de estudio. La Figura 4 muestra tres agrupaciones; la primera separa a las estaciones del puerto (1 y 2), consideradas como los sitios más impactados por actividades portuarias y con concentraciones altas de HA, MOE, y algunos metales. Las demás estaciones forman dos grupos, quedando la Est. 3 apartada, aunque el conjunto se caracteriza por valores más bajos de los diversos contaminantes.

Para junio 2002 los tres primeros componentes explican el 86,54% de la varianza (Tabla IV). El componente 1 revela la relación de HA, MOE, Ni, Cr, Cu, Ba y Ca, todos con cargas altas positivas (>0,7). El segundo componente se caracteriza por cargas altas positivas (>0,8) para limos, arcillas y fineza, y negativa (-0,9) para las arenas. Finalmente, en el tercer componente la toxicidad queda independiente de los sedimentos. Para este período el comportamiento de las cargas de las estaciones de los componentes 1 y 2 muestra tres agrupaciones (Figura 4). La primera incluye a las estaciones de la zona costera (8-11), los sitios menos impactados por actividades portuarias y con concentraciones bajas de HA, MOE y metales pesados. Las estaciones del área portuaria forman dos grupos, quedando la estación 7 (a la salida del antepuerto) algo apartada. Sin embargo, el conjunto se caracteriza por valores más altos de los diversos contaminantes evaluados. Para junio 2002 el ACP manifestó un comportamiento mejor definido en el que los grupos permiten corroborar las características de las estaciones del puerto y antepuerto con concentraciones elevadas de los metales, que superaron el valor ERL y según el Igeo se clasificaron de moderada a fuertemente contaminados, y un segundo grupo con las estaciones costeras donde en ninguno de los puntos se superaron los criterios de calidad de los sedimentos de los metales ni los HA analizados.

Conclusiones

- Hay una diferencia marcada entre la zona portuaria y la zona costera. Puerto y antepuerto reflejaron una zona impactada por hidrocarburos aromáticos totales y materia orgánica, rebasando los valores para sedimentos no contaminados de la UNESCO, el estándar más alto de efecto probable (ERM =44,79mg·kg^-1) y el límite de calidad inferior que asegura no afectar a la biota (TEL =1,68mg·kg^-1), de acuerdo a las guías de calidad de sedimentos durante los tres períodos climáticos del estudio, condiciones que pueden ser consideradas como características de una zona portuario-industrial.

- De los 9 metales analizados durante las tres temporadas, Cd, Cu, Pb y Zn superaron los valores de ERL y obtuvieron, de acuerdo al Igeo la clasificación de moderada a fuertemente contaminados en el área del puerto y antepuerto. En la zona costera, a excepción del Cd, los demás metales se encontraron por debajo de estos niveles. El FE indicó contaminación antrópica en la zona portuaria.

- Las relaciones entre los diferentes parámetros evaluados en los sedimentos del área de Salina Cruz mostraron, en el análisis de componentes principales, la separación de las áreas del puerto y antepuerto con un comportamiento diferente al área costera, siendo más clara esta diferencia en junio 2002, lo que corroboró la caracterización de los principales contaminantes indicativos de la actividad petrolera. Este comportamiento es típico del área por tratarse de una zona portuaria donde se localiza la terminal marítima de PEMEX-Refinación, donde se lleva a cabo el transporte y almacenamiento de los productos refinados, mientras que en el área costera las concentraciones de los contaminantes disminuyen considerablemente debido a la dinámica del área.

- Los resultados de este estudio pueden ser considerados como pautas iniciales de niveles característicos o típicos de zonas portuarias, para ser tomadas en cuenta en los lineamientos para la autorización de actividades de dragado en el mantenimiento de dársenas, zona de muelles y canales de navegación en las terminales marítimas de PEMEX-Refinación.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen a David González Sánchez y César Bautista Bautista por su valiosa participación en las campañas de muestreo y el análisis de muestras de algunos parámetros ambientales, al personal de la Terminal Marítima de Salina Cruz, Oaxaca, por el apoyo logístico durante las campañas de muestreo, y los recursos financieros otorgados por PEMEX-Refinación.

REFERENCIAS

1. Acosta V, Lodeiros C, Senior W, Martínez G (2002) Niveles de metales pesados en sedimentos superficiales en tres zonas litorales de Venezuela. Interciencia 27: 686-690.        [ Links ]

2. Álvarez LG, Badan-Dangon A, Valle A (1989) On coastal currents off Tehuantepec. Estuar. Coast. Shelf Sci. 29: 89-96.        [ Links ]

3. Beg MU, Al-Muzaini S, Saeed T, Jacob PG, Beg KR, Al-Bahloul M, Al-Matrouk K, Al-Obaid T, Kurgan A (2001) Chemical contamination and toxicity of sediment from a coastal area receiving industrial effluents in Kuwait. Arch Env. Contam Toxicol 41: 289-297.        [ Links ]

4. Bennett J, Cubbage J (1992) Evaluation of Bioassay Organisms for Freshwater Sediment Toxicity Testing. Washington State Deptartment of Ecology. Olympia, WA, EEUU. 28 pp.        [ Links ]

5. Boese BL, Ozretich RJ, Lamberson JO, Cole FA, Swartz RC, Ferraro SP (2000) Phototoxic evaluation of marine sediments collected from a PAH-contaminated site. Arch Env. Contam. Toxicol. 38:274-282.        [ Links ]

6. Botello AV, Villanueva SF (1987) Vigilancia de los hidrocarburos fósiles en sistemas costeros del Golfo de México y áreas adyacentes I: Sonda de Campeche. Anales del Instituto de Ciencias del Mar y Limnología. UNAM. México. Vol. 14: 45-52.        [ Links ]

7. Botello AV, Villanueva SF, Díaz GG, Escobar-Briones E (1998) Polyciclic aromatic hydrocarbons in sediments from Salina Cruz harbour and coastal areas, Oax., Méx. Mar. Poll. Bull. 36: 554-558.        [ Links ]

8. Brower H, Murphy T, McArdle L (1990) A sediment contact bioassay with Photobacterium phosphoreum. Env. Toxicol. Chem. 9: 1353-1358.        [ Links ]

9. Carranza-Edwards A, Márquez-García AZ, Morales de la Garza EA (1986) Estudio de sedimentos de la plataforma continental del Estado de Guerrero y su importancia dentro de los recursos minerales del mar. Anales del Instituto de Ciencias del Mar y Limnología. UNAM. México. Vol. 13: 241-261.        [ Links ]

10. Carranza-Edwards A, Rosales-Hoz L, Ruíz-Ramírez E, Santiago-Pérez S (1989) Investigations of phosphorite deposits in the Gulf of Tehuantepec, Mexico. Mar. Min. 8: 317-323.        [ Links ]

11. CCREM (1996) Canadian water quality guidelines. Task Force in Water Quality Guidelines. Canadian Council of Resource and Environment Ministers. Ottawa, ON, Canadá. 118 pp.        [ Links ]

12. Daniel WW (1997) Bioestadística. Base para el Análisis de las Ciencias de la Salud. Limusa, México. 485pp.        [ Links ]

13. Emery KO (1938) Rapid methods of mechanical analysis of sands. J. Sedim. Petrol. 8: 105-111.        [ Links ]

14. Evangelista AJ, Nacimiento IA, Pereira SA, Lopes MB, Martins LK, Fillmann G (2005) Evaluación del potencial de toxicidad de sedimentos marinos en áreas de la industria petrolera: Un nuevo método basado en respuestas de postlarvas de camarones. Ciencias Marinas 31: 43-55.        [ Links ]

15. Folk RL (1974) Petrology of Sedimentary Rocks. Hemphill. Austin, Texas. EEUU. 182 pp.        [ Links ]

16. Förstner U, Wittman GTW (1979) Metal Pollution in the Aquatic Environment. Springer. Berlín, Alemania. 486 pp.        [ Links ]

17. Gaughan P (1981) Metodología de muestreo de sedimentos para la obtención de datos químicos y biológicos con relación a la contaminación marina. Informe Técnico OC-81-02. Centro de Investigación Científica y de Educación Superior de Ensenada, BC. México. 152 pp.        [ Links ]

18. Gibbs RJ, Guerra C (1997) Metals of the bottom muds in Beliza City harbor, Belice. Env. Poll. 98: 135-138.        [ Links ]

19. Green-Ruiz CR (2000) Geoquímica de metales pesados y mineralogía de la fracción arcillosa de los sedimentos de cuatro puertos del Golfo de California. Tesis. UNAM. Mazatlán, México. 329 pp.        [ Links ]

20. González J, Boutier LB, Chiffoleau JF, Auger D, Noel J, Truquet I (1991) Distribution of Cd and Hg in the Bay of Marennes-Oléron. Oceanol. Acta 14: 559-668.        [ Links ]

21. Guilbaut GG (1973) Practical Fluorescence: Theory, Methods and Techniques. Dekker. Nueva York, EEUU. 85 pp.        [ Links ]

22. Horowitz AJ, Elrick KA (1987) The relation of stream sediment surface area, grain size and composition to trace element chemistry. Appl. Geochem. 2: 437-451.        [ Links ]

23. Instituto de Geografía (1984) Puerto Industrial de Salina Cruz, Oax. Seminario Franco-Mexicano. Instituto de Geografía. UNAM. México. 178pp.        [ Links ]

24. IMP (1994a) Evaluación de los Efectos en el Ambiente Causados por la Depositación de Sedimentos Dragados de la Dársena de Pajaritos en Coatzacoalcos. Informe Final, EOE-8149. México. 55 pp.        [ Links ]

25. IMP (1994b) Determinación de Material Orgánico Extraíble de agua con tetracloruro de carbono por espectroscopía de IR. Método IMP-QA-604. México. 110 pp.        [ Links ]

26. IMP (1994c) Determinación de Hidrocarburos Aromáticos por espectrofluorometría. Método IMP-RP-QA-610. México. 96 pp.        [ Links ]

27. IMP (1994d) Determinación de Metales en sedimento, lodos y suelos por Absorción Atómica. Método IMP-QA-032. México. 106 pp.        [ Links ]

28. IMP (2000) Estudio Ambiental Integral de la Región de Salina Cruz, Oax. Informe Técnico Final. Proyecto DOC-7205. Subdirección de Protección Ambiental. Instituto Mexicano del Petróleo. IV/2000. México. 350 pp.        [ Links ]

29. Jiménez JA (2001) Sedimentos marinos contaminados y alternativas de actuación con énfasis en la técnica de recubrimiento. Universidad Politécnica de Cataluña. Barcelona, España. 322 pp.        [ Links ]

30. Johnson BT, Long ER (1998) Rapid toxicity assessment of sediments from large estuarine ecosystems: a new tandem in vitro testing approach. Env. Toxicol Chem 17: 1099-1106        [ Links ]

31. Lakowicz JR (1983) Principles of Fluorescence Spectroscopy. Plenum. Nueva York, EEUU. 134 pp.        [ Links ]

32. Leoni L, Sartori Y (1996) Heavy metals and arsenic in sediments from the continental shelf of the northern Tyrrhenia/Eastern Ligurina seas. Mar. Env. Res. 41: 73-98.        [ Links ]

33. Lima-Cazorla L, Carranza-Edwards A, Santiago-Pérez S (2005) Niveles de plomo, zinc, cadmio y cobre en el río Almendares, Ciudad Habana, Cuba. Rev. Int. Contam. Amb.. 21: 115-124.        [ Links ]

34. Long ER, MacDonald DD (1998) Recommended uses of empirically derived, sediment quality guidelines for marine and estuarine ecosystems. Human Ecol. Risk Assess. 4: 1019-1039        [ Links ]

35. Long ER, MacDonald DD, Smith SL, Calder FD (1995) Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments. Env. Manag.. 19: 81-97.        [ Links ]

36. McCave IN (1984) Size spectra and aggregation of suspended particles in the deep ocean. Deep Sea Res. 31: 329-352.        [ Links ]

37. Méndez-González ME (1988) Evaluación de los efectos sobre el medio físico-biótico asociados a la construcción de la presa Benito Juárez en el Istmo de Tehuantepec, Oaxaca. Tesis. UNAM. México. 72 pp.        [ Links ]

38. Microtox (1992) Procedings Manual: Detailed Protocols. Microtox Corp. Carlsbad, CA. Vol. 3 pp. 201-321.        [ Links ]

39. Montgomery D (1984) Design and analysis of experiments. Williams. Nueva York, EEUU. 538 pp.        [ Links ]

40. Müller G (1979) Schwermetalle in den sedimenten des Rheins-Veränderungen seit 1971. Umschau 79: 778-783.        [ Links ]

41. NMX (1985) Norma NMX-AA-112-195-SCFI. Análisis de agua y sedimento. Evaluación de Toxicidad aguda con Photobacterium phosphoreum. Método de prueba. Diario Oficial de la Federación. Dirección General de Normas. México. Marzo, 1986. 25 pp.        [ Links ]

42. NOAA (1997) Sediment quality guidelines. http://seaserver.nos.noaa.        [ Links ]

43. Perkin Elmer (1976) Analytical Methods for Atomic Absortion Spectrophotometry. Perkin Elmer. EEUU. 122 pp.        [ Links ]

44. Pesch CE, Morgan D (1978) Influence of sediment in copper toxicity test with the polychaete, Neanthes arenaceodentata. Water Res. 12: 747-751.        [ Links ]

45. Pica-Granados Y (1994) Diagnosis ambiental del impacto por actividades petroleras en el puerto de Salina Cruz, Oax. Tesis. UNAM. México. 102 pp.        [ Links ]

46. RCT (2001) Estudio de Ordenamiento Ecológico Urbano-Portuario para la región de Salina Cruz, Oaxaca. Revista Construcción y Tecnología. Ontario, Canada. 174 pp.        [ Links ]

47. Rosales-Hoz L, Carranza-Edwards A, Santiago-Pérez S (1999) Heavy metals in rocks and stream sediments from the Northwestern part of Baja California, México. Rev. Int. Contam. Amb. 10: 77-82.        [ Links ]

48. Rubio B, Nombela MA, Vilas F (2000) La contaminación por metales pesados en las Rías Baixas gallegas: nuevos valores de fondo para la Ría de Vigo (NO de España). J. Iber. Geol. 26: 121-149.        [ Links ]

49. Salas de León DA, Monreal-Gómez MA (1999) Dinámica y estructura termohalina. En Tapia-García M (Ed.) El golfo de Tehuantepec: el ecosistema y sus recursos. Universidad Autónoma Metropolitana. México. pp. 13-26.        [ Links ]

50. Satsmadjis J, Voutsinou-Taliadouri F (1985) Comparison of indicators of pollution in the Mediterranean. Mar. Poll. Bull. 16: 395-400.        [ Links ]

51. Secretaría de Marina (1972) Derrotero de las costas sobre el océano Pacífico de México, América Central y Colombia. Publ. F. H. No. 102. Dirección General de Oceanografía y Señalamiento Marítimo. México. 208pp.        [ Links ]

52. Segovia-Zavala JA, Delgadillo-Hinojosa F, Álvarez-Borrego S (1998) Cadmium in the coastal upwelling area adjacent to the California-Mexico border. Est. Coast. Shelf Sci. 46: 475-481.        [ Links ]

53. Shriadah MA (1998) Metals pollution in marine sediments of the United Arab Emirates creeks along the Arabian Gulf shoreline. Bull. Env. Contam. Toxicol. 60: 417-424.        [ Links ]

54. Sokal RR, Rohlf FJ (1985) Biometry: the principles and practice of statistics in biological research. Freeman. San Francisco, EEUU. 776 pp.        [ Links ]

55. Soto-Jiménez M Páez-Osuna F (1998) Cd, Cu, Pb, and Zn in Lagoonal Sediments from Mazatlán Harbor (SE Gulf of California): Bioavailability and Geochemical Fractioning. Bull. Environ. Contam. Toxicol 66: 350-356.        [ Links ]

56. Tapia-Martínez RL, Muñóz C, Cabrera-Mancilla E (1995) Prospección ecológica en bahía la Ventosa Municipio de Salina Cruz, Oax. Dictamen Técnico. Centro Regional de Investigación Pesquera de Salina Cruz, Oax. Instituto Nacional de la Pesca. México. 9 pp.        [ Links ]

57. TTLC (1999) Sediments standards and criteria. http://sdelta.water.ca.gov        [ Links ]

58. UNESCO (1984) Manual for monitoring oil and dissolved/dispersed petroleum hydrocarbons in marine waters and on beaches. Intergovernmental Oceanographic Commission. Manuals and Guides No. 13. Unesco. Paris, Francia. 35 pp.        [ Links ]

59. UOP (1978) Laboratory Test Methods for Petroleum and its Products. Universal-Oil Products Co., Chicago, EEUU. 210 pp.         [ Links ]

60. Urrutia R, Yevenes M, Barra R (2002) Determinación de los niveles basales de metales traza en sedimentos de tres lagos andinos de Chile: lagos Chungará, Laja y Castor. Bol. Soc. Chil. Quím.47: 457-467.        [ Links ]

61. Villanueva FS, Páez-Osuna F (1996) Niveles de metales en el Golfo de México: agua, sedimentos y organismos. En Botello AV, Rojas-Galaviz JL, Benítez JA, Zárate-Lomelí D (Eds.) Golfo de México, Contaminación e Impacto Ambiental: Diagnóstico, y Tendencias. EPOMEX Serie Científica 5. Universidad Autónoma de Campeche. pp. 309-347.        [ Links ]

62. Wells PG, Lee K, Blaise C (1998) Microscale Testing in aquatic toxicology. Advances, Techniques and Practice. CRC. Washington, EEUU. 679 pp.        [ Links ]

63. Winger PV, Lasier PJ, White DH, Seginak JT (2000) Effects of contaminants in dredge material from the lower Savannah river. Arch. Env. Contam. Toxicol. 38: 128-136.        [ Links ]