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INTRODUCCION
Los residuos sólidos constituyen uno de los problemas más graves a nivel del Perú (MINAM, 2021). En el Perú, el 54,1 % de estos residuos terminan vertidos en botaderos (MINAM, 2021). Los botaderos son áreas de disposición ilegal de residuos, considerados como fuentes importantes de impactos ambientales (Ajibade et al., 2020). La contaminación del suelo por metales pesados e hidrocarburos son uno de los problemas identificados en los botaderos (Hafeez et al., 2016; Karim et al., 2017; Ali et al., 2021). Pampa Calanguillo en Lima, Perú es un botadero donde se disponen residuos municipales en promedio de 8 t por día (OEFA, 2018).
Para evaluar el impacto ambiental en un suelo contaminado se emplean los métodos químicos con el propósito de identificar sustancias potenciales tóxicas (Hafeez et al., 2016). Una herramienta complementaria para evaluar la calidad del ambiental son las pruebas ecotoxicológicos que proporcionan información sobre los riesgos ecológicos (Cáceres-Del Carpio y Iannacone, 2021).
En ecotoxicología terrestre, se emplea a la lombriz de tierra Eisenia fetida (Savigny, 1826) como bioindicador, las que cuales constituyen una herramienta de monitoreo de alerta temprana de toxicidad de suelos (Pelosi et al., 2014). En este contexto, el objetivo del presente estudio fue evaluar los efectos ecotóxicos letales y subletales de los suelos contaminados por residuos municipales del botadero de Pampa Calanguillo, Chilca, Lima, Perú, en la lombriz de tierra, E. fetida.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de Estudio
Se realizó en el botadero “Pampa Calanguillo”, en el distrito de Chilca, provincia de Cañete, departamento de Lima, Perú (figura 1). El área del botadero es de 8,22 ha. De acuerdo al sistema de coordenadas UTM, WGS84 (Zona 18S), la zona de estudio está georeferenciada en las coordenadas 316591 E, 8616481 N.
Muestreo y parámetros de calidad del suelo
Se establecieron cuatro puntos de muestreo de identificación (CA-SU-01 a CA-SU-04) y un punto de muestreo de nivel de
Figura 1 Figure 1 Mapa de localización y distribución de los puntos de muestreo del botadero Pampa Calanguillo, Lima, Perú. CA-SU = Puntos de muestreo. Location and distribution map of the sampling points of the Pampa Calanguillo dump, Lima, Peru. CA-SU = Sampling points.
fondo (CA-SU-NF). Para la distribución de los puntos se consideró la dirección la pluma de propagación del lixiviado, así como la representatividad espacial en el área de interés. En la muestra del nivel de fondo se identificó la presencia de sustancias químicas de manera natural o generada por alguna fuente antropogénica distinta a la disposición final de residuos (MINAM, 2014).
Los puntos de muestreo presentaron la siguiente ubicación bajo el sistema de coordenadas UTM, WGS84 (Zona 18S): CA-SU-NF (316563E; 8616396N), CA-SU-01 (316626E; 8616590N), CA-SU02 (316552E; 8616525N), CA-SU-03 (316435E; 8616394N) y CA-SU04 (316353E; 8616216N). El punto de muestreo CA-SU-01 se localiza aguas arriba del botadero y CA-SU-04 aguas abajo. Los puntos CA-SU-02 y CA-SU-03 se sitúan en la parte central (figura 1). La colecta de las muestras superficiales simples se realizó bajo lo establecido en la Guía de Muestreo de Suelos del Perú (MINAM, 2014).
Para la evaluación de calidad de los suelos, se determinaron los siguientes parámetros: Conductividad eléctrica (CE, dS·m-1), clase textural, porcentaje de materia orgánica (MO) y Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC, meq·100g-1) (FAO, 2008). La interpretación se realizó según FAO (2008) y OSU (2011).
Se determinaron los siguientes metales pesados totales: arsénico (As), bario (Ba), cadmio (Cd), cromo (Cr), mercurio (Hg) y plomo (Pb). Los métodos de ensayo empleados para estimar los metales pesados fueron los estandarizados (EPA, 1996; 2014). Del mismo modo, también se determinaron las concentraciones de los hidrocarburos de fracción ligera, media y pesada (EPA, 2007).
Lombrices
Los organismos se adquirieron de cultivos masivos del área de lombricultura de la Universidad Nacional Agraria La Molina (UNALM), Lima, Perú. La aclimatación de E. fetida, se realizó con estiércol vacuno por un período de 14 días, con el propósito de seleccionar individuos adultos con clitelio visible, con un peso entre 200-500 mg y una longitud entre 8-10 cm (OECD, 1984).
Pruebas ecotóxicas
El sustrato se preparó de la mezcla de 10% de musgo, 20% de arcilla, y 70% de arena industrial. Las muestras de suelo del botadero se mezclaron con el sustrato, bajo las siguientes seis concentraciones: 0,00% (control), 0,39%, 0,78%, 1,56%, 3,13%, 6,25% y 12,50% p/p. Las pruebas ecotóxicas para cada muestra de suelo siguieron un diseño en bloque completamente aleatorio (DBCA) con seis concentraciones x cuatro repeticiones.
Las pruebas ecotóxicas se realizaron con cohortes de los especímenes de E. fetida que se obtuvieron del cultivo masivo. El bioensayo se realizó bajo condiciones de 12 h de luz y a temperatura de laboratorio de 20°C ± 2°C. Se comprobó mediante la respuesta a estímulos físicos (movimientos bruscos y escape a la luz) si las lombrices estaban saludables previo al inicio del ensayo (Gómez et al., 2014). Se emplearon 250 g de suelo como sustrato colocando 10 lombrices en ensayos estáticos en los 14 días de exposición. El ensayo fue considerado como válido cuando la mortalidad en el control no sobrepaso el 10% al final del periodo de exposición (OECD, 1984).
El punto final considerado como respuesta letal fue la mortalidad, valorada a través de CL50 (Concentración letal media), y los de respuesta subletal fueron cinco: oscurecimiento, adelgazamiento, fragmentación, longitud media y peso medio estimado a través de CE50 (Concentración efectiva media), LOEC (Concentración más baja de efectos observables) y NOEC (Concentración de efectos no observables) (OECD, 1984).
Análisis de datos
Las CE(L) 50s y sus respectivos límites de confianza (CL(E)50 inferior y CL (E)50 superior) al 95%, se calcularon usando el programa Probit versión 1,5. El análisis de varianza (ANOVA) evaluó la eficacia entre los tratamientos y las repeticiones, y con una prueba a posteriori de Tukey se determinaron los valores de NOEC y LOEC. La data estadística fue verificada para el cumplimiento de la normalidad con la prueba de Shapiro-Wilk y para la homocedasticidad de varianzas con la prueba de Levene. En el caso de no cumplir con la normalidad y homocedasticidad, se aplicó la prueba Kruskall Wallis. Se empleó la prueba de correlación de Spearman (rs) para asociar los valores de CL(E)50 con los metales pesados totales y con los hidrocaburos. Los resultados se analizaron con el paquete estadístico SPSS 20,0 a un nivel de significancia de 0,05 (Stockemer, 2019).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Los suelos fueron calificados como muy salinos, con capacidad de intercambio catiónico muy bajo, y con textura arenosa (FAO, 2008; OSU, 2011). El pH de los suelos se caracterizó por ser moderadamente alcalino, a excepción del suelo CA-SU-03 que fue levemente ácido. En cuanto a la MO, los suelos presentaron cantidades muy bajas; sin embargo, los suelos CA-SU-02 y CA-SU-03 presentaron un nivel normal y muy alto, respectivamente (tabla 1).
Los suelos presentaron metales e hidrocarburos debajo de los valores de ECA de suelo. El suelo CA-SU-03 presentó altos niveles de hidrocarburos de fracción media y pesada, valores que excedieron el ECA de suelo residencial (tabla 1). Castellanos et al. (2015) señalan que los hidrocarburos de fracción pesada permanecen un mayor tiempo en el suelo que los de fracción media y ligera.
Las diversas propiedades físico químicas del suelo definen la movilidad y disponibilidad de las sustancias químicas (Alloway et al., 2013). Entre estas propiedades se encuentra la cantidad de MO y CIC en el suelo, parámetros que mantienen una relación con la absorción del contaminante (Alves et al., 2013). Sin embargo, no ocurre lo mismo con el pH, el cual incrementa la solubilidad de la mayor parte de los compuestos en el suelo (Singh et al., 2016). La textura del suelo es otro factor, las partículas grandes tienen menor potencial de adsorción y mayor lixiviación; contrario, a las partículas más pequeñas (Calderón et al., 2016). Por consiguiente, se sugiere que la CIC, MO, el pH alcalino y textura arenosa no favorecieron la adsorción de las sustancias químicas en las partículas del suelo.
Eisenia fetida, mostró una mayor toxicidad en base a la CL50 en CA-SU-03 y una menor toxicidad en CA-SU-NF (tabla 2). Se observó una relación entre el Ba, Cr, Pb, HTP fracción media y las CL50 de las cinco muestras de suelo a los 14 días de exposición (rs = -0,9 a -1,0, p<0,05). Así, la CA-SU-03 con un valor de CL50 más tóxico, presentó altos valores de Ba y de hidrocarburos de fracción media y ligera, mientras que la CL50 fue menos tóxica para el punto CA-SU-NF, presentó menores concentraciones de Ba, Cd, Cr, Pb y valores debajo de los límites de detección para los TPH. Estos resultados armonizan con otras investigaciones similares (Gómez et al., 2014; Li et al., 2020).
En referencia a la fragmentación, se observó un incremento en las concentraciones más altas y a un mayor tiempo de exposición (tabla 2). La segmentación puede ocurrir por el agotamiento y expulsión del fluido celómico en las lombrices expuestas a sustancias tóxicas, lo que genera un desequilibrio en las proteínas de protección (Homa et al., 2016). El adelgazamiento de las lombrices fue mayor en CA-SU-03 (tabla 2), el cual está asociado a la reducción de ingesta de alimentos y a la disminución de las células del líquido celómico, como un mecanismo para evitar las toxinas del suelo, y optando por morir de inanición en vez de ingerir suelo contaminado (Singh et al., 2019). El oscurecimiento se evidenció en CA-SU-03 (tabla 2). Esta respuesta se atribuye a la hiperpigmentación como un medio de defensa de las lombrices debido a un incremento de los melanocitos (Zhang et al., 2018; Amadi et al., 2019).
En referencia a la longitud media tendió a reducirse en CA-SU-02 y CA-SU-03 (tabla 2). Este daño morfológico podría atribuirse a que las lombrices de tierra desarrollan mecanismos adaptativos y procesos de desintoxicación frente al estrés, siendo una de las respuestas la reducción de tamaño (Qia et al., 2019). El peso medio de la E. fetida disminuyo notoriamente en CA-SU-03 y CA-SU-04 (tabla 2). Este comportamiento puede originarse por una disminución de asimilación de alimentos y en la osmoregulación por parte de las lombrices (Qiao et al., 2019).
En general, la lombriz de tierra E. fetida presentó efectos letales y subletales expuestos a cinco suelos contaminados con residuos municipales del botadero. Los resultados sugieren que los compuestos químicos presentes en estos suelos contaminados, es decir, los metales pesados y los hidrocarburos y podrían explicar la ecotoxicidad letal y subletal observada en las lombrices.
CONCLUSIONES
Este estudio ha demostrado que existe un efecto tóxico letal en la lombriz de tierra E. fetida ocasionado por los suelos contaminados procedentes del botadero de Pampa Calanguillo, Chilca, Cañete, Lima, Perú.
Tabla 1 Calidad de los suelos procedentes del botadero Pampa Calanguillo, distrito de Chilca, provincia de Cañete, departamento de Lima, Perú.
Tabla 2 Efecto ecotóxico de suelos contaminados del botadero Pampa Calanguillo, distrito de Chilca, provincia de Cañete, departamento de Lima, Perú en la letalidad en base a la mortalidad y en la subletalidad en base a la fragmentación, adelgazamiento y oscurecimiento de Eisenia fetida.
La mayor letalidad predominó en los suelos que se sitúan en la parte central del botadero. Además, se evidenció la presencia de efectos subletales en la E. fetida, tales como el adelgazamiento de las lombrices relacionado con la pérdida de peso corporal, y otros efectos subletales como la fragmentación, oscurecimiento y reducción de la longitud de los oligoquetos. La evidencia sugiere que los residuos municipales dispuestos en los botaderos, son fuentes de degradación de la calidad de los suelos y por tanto de la biota que alberga.
