Artículos

 

DDT en sedimentos de la costa noroccidental de Baja California (México) y su biotransformación por Vibrio sp.

 

DDT in sediments from the northwest coast of Baja California (Mexico) and its biotransformation by Vibrio sp.

 

MV Orozco-Borbón^1*, J de la Rosa-Vélez^2†, N Ramírez-Álvarez¹, V Macías-Zamora¹, EA Gutiérrez-Galindo¹, A Muñoz-Barbosa¹

 

¹ Instituto de Investigaciones Oceanológicas, Universidad Autónoma de Baja California, Ensenada, CP 22800, Baja California, México. *E-mail: mvorozco@uabc.mx

² Facultad de Ciencias Marinas, Universidad Autónoma de Baja California, Ensenada, CP 22800, Baja California, México.

 

Recibido en mayo de 2007.
Aceptado en agosto de 2008.

 

Resumen

Durante diciembre de 2003 se colectaron muestras de sedimento superficial en 20 estaciones de la costa noroccidental de Baja California (México). Se realizaron análisis de DDT por cromatografía de gases, porcentaje de partículas <63 μm de diámetro, carbono orgánico y bacterias reductoras de sulfato. De la estación 49, la cual mostró la mayor concentración de DDT y sus metabolitos DDE y DDD, se aisló una bacteria identificada bioquímica y molecularmente como del género Vibrio, misma que fue sometida a un bioensayo en el laboratorio, en medio de sales mínimas más DDT, e incubada a 28°C bajo condiciones aerobias y anaerobias durante 90 días. En general, los sedimentos mostraron bajas concentraciones de DDT, desde indetectables hasta 4.78 ng g^-1, con tendencia a aumentar en las estaciones más profundas, las cuales contienen mayor porcentaje de partículas <63 μm y concentración de carbono orgánico. La cepa aislada mostró en el laboratorio la capacidad de biotransformar el DDT, detectándose la presencia de los metabolitos o,p'-DDE y o,p'-DDD a los 60 y 90 días de incubación en ambas condiciones.

Palabras clave: bacterias marinas, Baja California, biotransformación, DDT, sedimentos.

 

Abstract

During December 2003, sediment samples were collected at 20 stations along the northwest coast of Baja California (Mexico). Analyses of DDT were performed by gas chromatography, percentage of particles <63 μm in diameter, organic carbon, and sulphate-reducing bacteria. A bacterium from station 49, which showed the highest concentration of DDT and its metabolites DDE and DDD, was isolated and identified biochemically and molecularly to belong to the genus Vibrio. In the laboratory this bacterium was tested in minimal salts medium plus DDT and incubated at 28°C under aerobic and anaerobic conditions for 90 days. In general, the sediments showed low concentrations of DDT, ranging from undetected to 4.78 ng g^-1, and the highest concentrations occurred at the deepest stations containing higher percentages of particles <63 μm and organic carbon concentrations. The isolated Vibrio strain showed an ability to biotransform DDT under aerobic and anaerobic conditions, presenting the o,p'-DDE and o,p'-DDD metabolites after 60 and 90 days of incubation in both conditions.

Key words: Baja California, biotransformation, DDT, marine bacteria, sediments.

 

Introducción

El DDT (1,1,1-tricloro-2,2-bis[p-clorofenil] etano) es un compuesto químico altamente persistente en el ambiente (Iwata et al. 1994). Desde 1948 fue utilizado a nivel mundial para proteger los cultivos agrícolas, así como para controlar diversas plagas domésticas. Sin embargo, se ha demostrado que en el medio marino puede ocasionar alteraciones y efectos dañinos en pelícanos, lobos marinos, peces y moluscos (De Long et al. 1973, Young et al. 1976, Tran y Zeng 1999).

Unas de las fuentes conocidas de DDT en la Cuenca del Sur de California (CSC) son las cuatro principales plantas de tratamiento de aguas residuales en la zona: la Planta de Tratamiento de Hyperion, operada por la ciudad de Los Ángeles; la Joint Water Pollution Control Plant, operada por el Distrito Sanitario del Condado de los Angeles; la Planta de Tratamiento No. 2, operada por el Distrito Sanitario del Condado de Orange; y la Planta de Tratamiento de Point Loma, bajo la responsabilidad de la ciudad de San Diego. Se estima que de 1971 a 1996 estas plantas del sur de California evacuaron, por debajo de la termoclina, 41,301 kg de DDT (Raco-Rands 1999). Con respecto al lado mexicano se desconoce el aporte de las plantas de tratamiento de las ciudades de Tijuana y Ensenada, Baja California; sin embargo, Gutiérrez-Galindo et al. (1998) detectaron la presencia de p,p' -DDT en sedimentos marinos frente a estas localidades.

No obstante que la entrada de DDT a la CSC ha disminuido en tres a cuatro órdenes de magnitud (Zeng et al. 2001, Bay et al. 2003), se ha acumulado una cantidad significativa de este contaminante en sus sedimentos marinos. Aproximadamente 71% de los sedimentos de la CSC contienen DDT (Schiff et al. 2006), lo cual constituye una fuente potencial de contaminación y de bioacumulación para la fauna asociada al sedimento (Schiff y Allen 2000, Zeng y Tran 2002). Además, el DDT acumulado históricamente en los sedimentos puede llegar a ser removido y dispersado hacia otras áreas como lo demuestran los modelos aplicados a la CSC que indican que éste puede ser resuspendido y transportado por las corrientes durante largos periodos de tiempo (Noble et al. 2001).

La disminución de las concentraciones de DDT en la CSC se debe probablemente a su biodegradación. Se ha demostrado que las bacterias tienen la capacidad de biotransformar el DDT, dependiendo de las condiciones del medio, en metabolitos como el DDD (1,1-dicloro-2,2-bis[p-clorofenil] etano) DDE (1,1,-dicloro-2,2-bis[p-clorofenil] etileno) y DDMU (1-cloro-2,2-bis[p-clorofenil] etileno) (Quensen et al. 2001). Por otro lado se ha encontrado que en medios anaerobios y por descloración reductiva el DDT es transformado en DDD, mientras que en medios aerobios y por deshidrocloración forma DDE, el cual a su vez, bajo condiciones anaerobias y por descloración reductiva puede producir DDMU (Zeng y Venkatesan 1999).

Existen pocos estudios de contaminación por compuestos organoclorados en los sedimentos marinos de la zona fronteriza noroccidental entre México y Estados Unidos y éstos se han enfocado mayormente a determinar su distribución espaciotemporal (Gutiérrez-Galindo et al. 1998, Noblet et al. 2003). Por lo tanto, el objetivo de este trabajo es evaluar el papel de las bacterias en la biotransformación del DDT, para lo cual se determinó su concentración espacial en los sedimentos marinos de la costa noroccidental de Baja California (México), así como la capacidad de Vibrio sp. para biotransformar este contaminante bajo condiciones controladas de laboratorio.

 

Materiales y métodos

Recolecta de sedimentos

Se recolectaron sedimentos superficiales en 20 estaciones de la costa noroccidental de Baja California, México (fig. 1), en diciembre de 2003, en un crucero oceanográfico a bordo del buque Suchiate de la Secretaría de Marina. La colecta de sedimentos se efectuó con una draga Van-Veen, tomando con espátulas estériles los primeros 3 cm del centro de la draga. Los sedimentos para el análisis de DDT, tamaño de partícula y carbono orgánico fueron guardados en frascos de vidrio previamente descontaminados (con metanol y diclorometano grado pesticida, y quemados a 400°C durante 4 h) y almacenados a -20°C hasta su análisis en el laboratorio, mientras que los utilizados para el análisis bacteriológico se guardaron en bolsas de plástico estériles para ser analizados de inmediato a bordo del buque.

DDT en sedimentos

El DDT fue analizado mediante la metodología de Wade et al. (1992) con algunas modificaciones. Para su extracción se colocaron 30 g de sedimento seco en un sistema Soxhlet con diclorometano y los estándares de recuperación 2,4,5,6,-tetra-cloro-m-xileno (TCMX) y decaclorobifenilo (PCB-209) a una concentración de 100 ng mL^-1. La muestra se extrajo durante 12 h, posteriormente se evaporó hasta 1 mL en baño de agua a 55°C, enjuagando el matraz tres veces con diclorometano; la muestra resultante se transfirió a un tubo graduado para concentrar a un volumen de 1 mL con nitrógeno grado UAP y el solvente se intercambió por hexano. La separación y limpieza del extracto se hizo mediante cromatografía líquida, concentrando la fracción obtenida de los pesticidas a 1 mL bajo un flujo de nitrógeno. Se agregó el estándar interno (DBFBO) antes de inyectar la muestra al cromatógrafo de gases (GC, HP-6890) acoplado a un detector de captura de electrones (ECD), equipado con un automuestreador. Se utilizó una columna capilar de sílica fundida DB-XLB de 60 m de longitud, 320 μm de diámetro y 0.25 μm de espesor. El horno se operó con el programa de temperatura siguiente: inicio de 50°C a 150°C (15°C min^-1), seguido de elevación a 250°C (2°C min^-1) y llegó a una temperatura final de 300°C (5°C min^-1), manteniéndose así durante 25 min. El tiempo total de la corrida fue de 92.67 min y se uso helio como gas transportador a una presión constante. La temperatura del inyector fue mantenida a 275°C y la del detector a 325°C. La cuantificación se realizó por el método del estándar interno donde: C = A (área_analito/área _{est interno})^B (C_{est interno}/peso_muestra).

El control de calidad se realizó mediante blancos de procedimiento y muestras fortificadas. En cada juego de 10 muestras se incluyó un blanco de procedimiento y una muestra fortificada, a los cuales se adicionó una mezcla de DDTs a una concentración conocida.

Características del sedimento

El análisis de la distribución del tamaño de partícula se realizó en alícuota de sedimento seco de acuerdo a la metodología descrita por Daesslé et al. (2002), utilizando un analizador láser/tungsteno de partículas (Horiba LA-900) el cual mide el tamaño de partícula en el intervalo de 0.04-2000 μm. La medición de carbono orgánico se realizó con un analizador elemental LECO-CNHS 932. Antes de este análisis, los sedimentos fueron descongelados y secados en una estufa a 40°C. Se trataron alícuotas de cada muestra con HCl 6N para eliminar el carbono inorgánico; posteriormente se secaron a 80°C, se pesaron y se colocaron en contenedores para determinar el contenido de carbono orgánico.

Bacterias en sedimentos

Para el aislamiento de las bacterias, se inoculó 0.1 g de sedimento en 10 mL de medio Zobell, y se incubó a 28°C durante 48 h. Posteriormente las bacterias desarrolladas se aislaron en medio Agar Luria Bertani. De la estación 49, que presentó la mayor concentración de ΣDDT, se aislaron cuatro bacterias, las cuales se cultivaron en medio de sales mínimas con diferentes concentraciones de DDT (10-800 μg mL^-1). Finalmente se identificó la bacteria que presentó mayor crecimiento, y se cultivó en el medio de sales mínimas y DDT. La cuantificación de bacterias reductoras de sulfato (BRS) se realizó mediante la técnica del número más probable (NMP) descrita por Greeson et al. (1977).

Identificación de la bacteria aislada

Para identificar a la cepa bacteriana de mayor crecimiento aislada de los sedimentos de la estación 49, se realizaron las pruebas siguientes: tinción de Gram, cápsula, movilidad, crecimiento en 0%, 3% y 6% de NaCl, crecimiento en TCBS, O/F glucosa, catalasa, oxidasa, arginina dihidrolasa, indol, gelatina y urea según la metodología de la Secretaría de Salud (1992) y se compararon con la tabla de diagnóstico de Austin (1990).

Para la identificación molecular se realizó una reacción en cadena de la polimerasa-polimorfismo de longitud de fragmentos de restricción (PCR-RFLP). La extracción del ADN, la amplificación por PCR y el análisis de restricción se realizaron según metodología descrita por García-Ortega (1997) con modificaciones. La amplificación del 16S ADNr se efectuó con los iniciadores 16S F, 5'-CCGTCGACAGAGTTTGATCCT-GGCTCAG-3', y 16S R, 5'-CGGGATCCACCTTGTTA-CGACTTCACCC-3'. El volumen de la reacción fue de 50 μL, con los componentes siguientes: 38.9 μL de agua desionizada estéril, 5 μL de amortiguador de PCR (10×), 1 μL de dNTPs (10 mM), 0.1 μL de Taq polimerasa (5 U μL^-1), 2.5 μL de ADN (200 ng μL^-1), 1.5 μL de MgCl₂ (50 mM), 0.5 μL de iniciador 16S Forward (224 ng μL^-1), y 0.5 μL de iniciador 16S Reverse (148 ng μL^-1).

La reacción se realizó con un termociclador Apollo (Continental Lab Products) con las condiciones siguientes: un ciclo inicial de desnaturalización a 95°C durante 10 min, seguido por 25 ciclos de desnaturalización a 95°C durante 1 min, alineamiento a 55°C durante 1 min y extensión a 72°C durante 2 min, seguidos por un ciclo final de extensión a 72°C durante 10 min.

La detección del producto de PCR se realizó mediante electroforesis en gel de agarosa (1.2%) utilizando amortiguador TBE 1X, se cargaron 5 μL de muestra en el gel y se aplicó una carga de 100 V durante 40 min. El producto amplificado por PCR fue digerido con la enzima BstU I, con un volumen de reacción de 40 μL con los componentes siguientes: 25.4 μL de agua desionizada estéril, 4 μL de amortiguador para enzima (10×), 10 μL de producto PCR-16S ADNr, y 0.6 μL de enzima BstU I. La mezcla fue colocada en un tubo de 0.5 mL y se incubó a 60°C por 6 h; se enfrió en baño de hielo durante 5 min y se agregaron 8 μL de colorante 5×. Posteriormente, para observar los fragmentos generados se realizó una electroforesis en agarosa al 2.2% a 100 V por 90 min, y se compararon con un marcador de peso molecular de 100-2072 pb (Invitrogen) y un estándar de Vibrio harveyi.

Bioensayo de degradación del DDT con la cepa de Vibrio aislada.

Se disolvieron 150 mg de DDT (1,1,1-tricloro-2,2-bis[p-clorofenil] etano) (99%) (Sigma-Aldrich) en 10 mL de acetona, que se evaporaron para formar cristales y se agregó 1 L de un cultivo de Vibrio sp. desarrollado en un medio de sales mínimas más 0.005% de extracto de levadura, aislado de los sedimentos de la estación 49, en su fase exponencial. El medio de cultivo, que contenía 4.0 g de NaNO₃, 1.5 g de KH₂PO₄, 0.005 g de FeCl₃, 0.2 g de MgSO₄, 0.01 g de CaCl₂ y 0.5 g de Na₂HPO₄ en 1 L de agua destilada (pH 7.0), se esterilizó en autoclave a 121°C y 1.05 kg cm^-2 durante 15 min. Se procedió de la misma manera con el control abiótico (medio de sales mínimas más DDT sin bacterias).

El cultivo del Vibrio y sus controles abióticos se incubaron en condiciones anaerobias y aerobias a 28°C, durante 90 días (agitación a 150 rpm) y se analizó la presencia de los metabolitos del DDT siguiendo la metodología de Nadeau et al. (1994). A diferentes intervalos de tiempo (cada 30 días) se tomó una alícuota de 10 mL de cada sistema y se acidificó con HCl 1 N para obtener un pH de 3. Una vez ajustado el pH, las alícuotas se centrifugaron a 14,000 g durante 15 min y el sobrenadante se transfirió a un embudo de separación para su extracción con un volumen igual de diclorometano más 250 μL del estándar de recuperación 2,4,5,6,-tetracloro-m-xileno (TCMX) y decaclorobifenilo (PCB-209) a una concentración de 400 ng mL^-1. El producto de tres extracciones se colocó en un matraz bola y se evaporó aproximadamente a 0.5 mL en baño de agua, la cantidad obtenida se transfirió a un tubo graduado intercambiando el solvente por hexano (grado pesticida), el cual fue concentrado con N₂. Antes de ser inyectado al cromatógrafo de gases se le agregó el estándar interno (DBFBO). El cromatograma que muestra los tiempos de retención de los estándares p,p' -DDE, o,p'-DDE, p,p'-DDD, o,p'-DDD, p,p'-DDT y o,p'-DDT (fig. 2), sirvió de referencia para la identificación del DDT y sus metabolitos en el bioensayo.

Análisis estadísticos

Antes de realizar el análisis estadístico con el programa Statistica versión 6.0, se transformaron los datos al Log₁₀ de la concentración. Se realizaron análisis de correlación producto-momento de Pearson para buscar las posibles asociaciones entre las diferentes variables medidas (ΣDDT, p,p' -DDT, o,p' -DDT, p,p' -DDE, p,p' -DDD, % de partículas <63 μm, % de carbono orgánico y BRS). Para identificar el grado de similitud entre distribuciones espaciales de las variables medidas se realizó un análisis de agrupamiento jerárquico (Hierarchical clustering). Adicionalmente, para explorar la covariancia de las variables se realizó un análisis de factores.

 

Resultados

El promedio de la concentración de ΣDDT fue 0.425 ng g^-1 con un valor máximo de 4.78 ng g^-1 en la estación 49. El p,p' -DDT y el p,p' -DDD mostraron la mayor frecuencia, ya que se encontraron en la mitad de las estaciones de muestreo. En contraste el p,p' -DDE, que se presentó en menor número de estaciones, mostró sus mayores concentraciones en las estaciones 49 y 17, con valores de 3.91 y 0.79 ng g^-1 respectivamente (tabla 1). El o,p' -DDE se encontró en las estaciones 24 (0.01 ng g^-1) y 49 (0.25 ng g^-1), mientras que el o,p' -DDT sólo se encontró en la 49 (0.05 ng g^-1). Cabe destacar que en la estación 36 no se detectó ninguno de los compuestos analizados.

El promedio del porcentaje de carbono orgánico en los sedimentos costeros de la costa noroccidental de Baja California fue de 0.65%, con un valor máximo de 1.74 % en la estación 64 y un valor mínimo de 0.03% en la estación 4 (tabla 2). El porcentaje medio de partículas <63 μm de diámetro fue de 46%, y varió entre un mínimo de 4.6 % y un máximo de 78.0%, en las estaciones 7 y 38 respectivamente. Con respecto a las BRS su concentración media fue de 49 NMP 100 g^-1, con un valor máximo de 140 NMP 100 g^-1 en la estación 59 y valores mínimos <18 NMP 100 g^-1 en las estaciones 4, 7, 11, 36 y 65.

Los resultados muestran que el p,p' -DDE y p,p' -DDT se correlacionaron significativamente (P < 0.05) con el porcentaje de las partículas <63 μm (r = 0.98 y 0.90, respectivamente; tabla 3). Por otra parte, el p,p' -DDE se correlacionó significativamente (P < 0.05) con el porcentaje de carbono orgánico (r = 0.99), y los metabolitos p,p' -DDD y o,p' -DDD lo hicieron con las BRS (r = 0.75).

El análisis de correlación entre las variables ΣDDT, porcentaje de partículas <63 μm, carbono orgánico (%) y BRS en las muestras de sedimento (tabla 4), señala que ΣDDT se correlacionó significativamente (P < 0.05) y de manera positiva con el porcentaje de partículas <63 μm y con el porcentaje de carbono orgánico (r = 0.66, 0.56). Con respecto a las BRS el análisis muestra una correlación significativa y también positiva con el porcentaje de carbono orgánico (r = 0.52). Por otra parte, el dendograma de similitud (fig. 3) muestra claramente que las distribuciones del p,p' -DDD y o,p' -DDD en el área de estudio se encuentran fuertemente asociadas con la concentración de BRS y que ΣDDT se asocia mayormente a sus metabolitos y a las BRS.

Las variables estudiadas en función de dos factores explican 92% de la varianza del comportamiento de las variables (tabla 5). El factor 1 representa la asociación entre ΣDDT, sus metabolitos p,p' -DDD y o,p' -DDD, y las BRS. Por otro lado, el factor 2 muestra la asociación entre el porcentaje de carbono orgánico y el porcentaje de partículas <63 μm.

La bacteria aislada en los sedimentos de la estación 49 es Gram negativa, móvil, sin cápsula, con crecimiento en el medio TCBS, y con 3% y 6% de NaCl. Los resultados más relevantes de las pruebas bioquímicas indican que es oxidasa negativa y catalasa positiva; además, presentó el mismo patrón de fragmentos de restricción (104, 125, 182, 228, 340 y 550 pb) que la cepa control Vibrio harveyi (fig. 4), por lo que se clasificó como del género Vibrio.

Cerca del inicio del bioensayo con Vibrio sp. se detectaron cuatro señales a los 53.04, 50.19, 48.75 y 45.14 min de retención, que corresponden a los metabolitos p,p' -DDT, p,p' -DDD, o,p' -DDT y p,p' -DDE, respectivamente (fig. 5a). La mayor señal correspondió al p,p' -DDT mientras que la menor correspondió al p,p' -DDD. A los 60 y 90 días de incubación (fig. 5b, c) se detectaron, además de las anteriormente mencionadas, una señal a los 41.40 min de retención, que corresponde al o,p' -DDE y otra a los 45.93 min de retención correspondiente al o,p' -DDD, detectándose además un incremento en la señal del p,p' -DDE. El porcentaje de recuperación del estándar interno fue de 101% ± 5.

El experimento realizado con Vibrio sp. en el medio de sales mínimas más DDT bajo condiciones anaerobias (fig. 6) presentó un comportamiento similar al aerobio. Al inicio del experimento se encontraron cuatro señales a los 53.04, 50.19, 48.75 y 45.14 min de retención, correspondientes a los metabolitos p,p' -DDT, p,p' -DDD, o,p' -DDT, y p,p' -DDE, respectivamente (fig. 6a). La mayor señal también correspondió al p,p' -DDT, mientras que la menor correspondió al p,p' -DDD. A los 60 y 90 días de incubación (fig. 6b, c) se encontraron dos señales importantes, una a los 41.40 min de retención, que corresponde al o,p' -DDE, y otra a los 45.93 min de retención correspondiente al o,p' -DDD. El porcentaje de recuperación del estándar interno fue igualmente de 101% ± 5.

 

Discusión

Las concentraciones de DDT encontradas en los sedimentos marinos analizados de la zona costera noroccidental de Baja California, fronteriza entre México y Estados Unidos, son bajas (0.01-4.78 ng g^-1) en comparación con otras reportadas para la misma región del sur de California, como las de Palos Verdes y las bahías de Santa Mónica y San Diego, donde se han detectado hasta 2500 ng g^-1 (Schiff et al. 2000, Bay et al. 2003), y con las detectadas en otras partes del mundo como la Bahía de Cádiz, en España, en donde se han reportado 63 ng g^-1 de DDT (Lara-Martín et al. 2005); sin embargo, son similares a las reportadas por Gutiérrez-Galindo et al. (1998; 0.07-4.7 ng g^-1) y Noblet et al. (2003; 0.73 ng g^-1) para la misma zona de estudio.

Las bajas concentraciones de ΣDDT detectadas en este trabajo podrían ser atribuídas tanto a aportes recientes como de años anteriores. En Estados Unidos, en los años setenta se prohibió el uso de DDT para fines agrícolas, pero no fue sino hasta 1989 que se prohibieron sus usos permitidos sanitario y militares. En México su uso empezó a disminuir en respuesta a inquietudes ambientales, y para 1997 sólo era utilizado para el control del paludismo. A partir del año 2000 México dejó de utilizar y producir DDT; sin embargo hay reportes de su uso ilegal debido a las reservas de este producto en México y otros países (CEC 1997, Venkatesan et al. 1999, Partida-Gutiérrez et al. 2003, Hong et al. 2005). En estudios realizados en la CSC se ha encontrado que las concentraciones de DDT en sedimentos, columna de agua y organismos han disminuido (Schiff et al. 2000). Sin embargo el DDT detectado en los sedimentos de la zona de estudio pudiera representar una fuente de bioacumulación potencial para la fauna asociada al sedimento, ya que el estudio realizado por Macías-Zamora (2001) indica que aproximadamente 60% del total del área muestreada en la parte mexicana de la CSC contiene DDT.

Las mayores concentraciones de DDT no se encontraron en las estaciones más cercanas a la frontera México-Estados Unidos y a la planta de tratamiento de Point Loma, en California, sino que en general se detectaron en las estaciones cercanas a la isobata de 200 m, que son las que muestran mayores porcentajes de partículas <63 μm de diámetro, y mayor porcentaje de carbono orgánico (Peris et al. 2005). Los análisis de correlación realizados mostraron correlaciones significativas (P < 0.05) entre ΣDDT y p,p' -DDE con estas dos variables, mientras que el dendograma de agrupamiento asoció a ΣDDT con sus metabolitos o,p' -DDD y p,p' -DDD, y con las BRS. El análisis de factores también muestra esta relación ya que el primer factor explica la asociación de las BRS con p,p' -DDD, o,p' -DDD y ΣDDT. Los resultados obtenidos en esta investigación concuerdan con los obtenidos en el estudio realizado por Schiff et al. (2006) en la CSC, en donde se encontró mayor concentración de DDT en los estratos ubicados entre los 120 y 500 m de profundidad, mismos que se caracterizaron por un mayor porcentaje de grano fino y carbono orgánico.

El patrón de distribución de ΣDDT encontrado en la zona de estudio parece estar influenciado por la circulación local. La alta energía del oleaje del sistema distribuye ampliamente el material orgánico particulado, el cual se acumula mar adentro en respuesta a los procesos de mezcla y las corrientes locales (National Research Council 1990, Oey 1999, Macías-Zamora y Ramírez-Álvarez 2004). Esto es evidente por la acumulación de partículas de sedimento pequeñas (<63 μm), ricas en carbono orgánico, hacia las isobatas de mayor profundidad y hacia la parte sur del área de estudio (Ramírez-Álvarez et al. 2007). Este patrón es debido al cambio repentino en el ancho de la plataforma continental, el ángulo de incidencia del oleaje en la playa y a la contracorriente de California, cuyo patrón de circulación es invertido a lo largo de la costa, resultando en un flujo neto hacia el sureste (Oey 1999).

Zeng y Venkatesan (1999) mencionan que las principales plantas de tratamiento de California descargan a una profundidad de 60 a 100 m, cerca de cañones submarinos, por lo que los contaminantes pudieron ser transportados hacia el talud continental. Así, el DDT introducido antes de 1971 pudo haber sido transportado con el material particulado, preferentemente de tamaño fino.

Las mayores concentraciones de DDD se detectaron en las estaciones 38, 49 y 59, las cuales presentaron mayor presencia de BRS. Por ello los análisis de correlación y agrupamiento mostraron una relación y asociación entre ese grupo de bacterias y los metabolitos p,p' -DDD y o,p' -DDD. De la misma manera, el primer factor del análisis mutivariado (tabla 5) mostró asociación entre p,p'-DDD, o,p'-DDD y las BRS. La explicación de esta relación es que tales bacterias se encuentran en ambientes reducidos que son propicios para la descloración reductiva del DDT a DDD; además, no se descarta que las BRS detectadas en la zona de estudio lleven a cabo este proceso de degradación. Huang et al. (2001), en un ensayo de biodegradación anaeróbica con DDT en sedimentos estuarinos, encontró que las BRS estuvieron significativamente involucradas en la descloración del p,p' -DDT.

La presencia de DDE y DDD en la estación 49 indica la posibilidad de que en el sedimento exista un conjunto de bacterias anaerobias facultativas capaces de reducir u oxidar el DDT, ya que se sabe que la formación del DDE ocurre en medios aerobios mediante la deshidrocloración del DDT, mientras que la formación de DDD ocurre en medios anaerobios y mediante la descloración reductiva del DDT (Lal y Saxena 1982, Aislabie et al. 1997, Foght et al. 2001). Es posible que en las inmediaciones de la estación 49 existan microambientes óxicos-anóxicos propicios para el crecimiento de bacterias anaerobias facultativas como Vibrio sp., la cual fue aislada de esta estación y mostró la capacidad de crecer en condiciones de laboratorio tanto aeróbicamente como anaeróbicamente en presencia del medio de sales mínimas más DDT.

La disminución en la señal del DDT y el incremento en las señales del p,p'-DDE y p,p'-DDD en los ensayos aerobio y anaerobio del presente trabajo, se deben posiblemente a la transformación del DDT por Vibrio sp. Sin embargo, es importante destacar que los compuestos organoclorados pueden ser acumulados intracelularmente y de manera selectiva por los microorganismos. Por ejemplo, Aerobacter aerogenes y Bacillus subtilis requieren solamente 30 s para acumular de 80% a 90% del DDT presente en el medio (Lal y Saxena 1982), cambiando las proporciones del DDT residual. Debido a que en este estudio únicamente se analizó el sobrenadante, se requiere de un estudio de balance de masas con ¹⁴C-DDT tomando en consideración el DDT residual y el intracelular.

La evidencia de la biotransformación del DDT por Vibrio sp. en el presente estudio se basa en la detección de o,p' -DDE y o,p' -DDD en los ensayos aerobio y anaerobio, ya que estos metabolitos no se encontraron ni al inicio del experimento ni en los controles abióticos. Debido a su ausencia se descarta la posibilidad de que se hayan formado por procesos de degradación térmica o fotoquímica del DDT.

Las señales detectadas de o,p' -DDE y o,p' -DDD en los ensayos aerobio y anaerobio fueron pequeñas, probablemente porque el experimento se realizó durante 90 días en un medio de cultivo con DDT como fuente única de carbono y con la sola intervención de Vibrio sp. Posiblemente, si se hubiera empleado un conjunto de bacterias utilizando además el medio de sales mínimas en presencia de otro compuesto químico como el bifenilo (cometabolismo), la biotransformación del DDT hubiera sido más evidente, con la probable formación de metabolitos menos clorados como el DDMU y DDM. La importancia del cometabolismo para inducir la degradación del DDT y sus metabolitos ha sido puesta de manifiesto en las investigaciones realizadas por diversos autores (Aislabie et al. 1997, Hay y Focht 1998, Aislabie et al. 1999, Foght et al. 2001).

 

Referencias

Aislabie JM, Richards NK, Boul HL. 1997. Microbial degradation of DDT and its residues: A review. New Zealand J. Agric. Res. 40: 269-282.         [ Links ]

Aislabie J, Davison AD, Boul HL, Franzmann PD, Jardine DR, Karuso P. 1999. Isolation of Terrabacter sp. strain DDE-1, which metabolizes 1,1-dichloro-2,2-bis (4-chlorophenyl) ethylene when induced with biphenyl. Appl. Environ. Microbiol. 65: 5607-5611.         [ Links ]

Austin B. 1990. Methods in Aquatic Bacteriology. John Wiley and Sons, New York, 415 pp.         [ Links ]

Bay SM, Zeng EY, Lorenson TD, Tran K, Alexander C. 2003. Temporal and spatial distributions of contaminants in sediments of Santa Monica Bay, California. Mar. Environ. Res. 56: 255-276.         [ Links ]

CEC. 1997. North American Regional Action Plan on DDT. North American Working Group for the Sound Management of Chemicals Task force on DDT and Chlordane. Commission for Environmental Cooperation, Montreal.         [ Links ]

Daesslé LW, Ramos SE, Carriquiry JD, Camacho VF. 2002. Clay dispersal and the geochemistry of manganese in the northern Gulf of California. Cont. Shelf Res. 22: 1311-1323.         [ Links ]

De Long RL, Gilmartin WG, Simpson JG. 1973. Premature births in California sea lions: Associations with high organochlorine pollutant residue levels. Science 181: 1168-1169.         [ Links ]

Foght J, April T, Biggar K, Aislabie J. 2001. Bioremediation of DDT contaminated soils: A review. Bioremediation J. 5: 225-246.         [ Links ]

García-Ortega AM. 1997. Caracterización molecular de especies marinas del género Vibrio. Tesis de licenciatura, UABC/Centro de Investigación Científica y Educación Superior de Ensenada, Mexico, 45 pp.         [ Links ]

Greeson PA, Ehlke TA, Irwin GA, Lium BW, Slack KV. 1977. Methods for collection and analysis of aquatic biological and microbiological samples. US Geological Survey, Techniques of Water Resource Investigations of the United States Geological Survey. Book 5, Chapter 4. US Government Printing Office, Washington DC, 332 pp.         [ Links ]

Gutiérrez-Galindo EA, Ríos-Mendoza LM, Flores-Muñoz G, Villaescusa-Celaya J. 1998. Chlorinated hydrocarbons in marine sediments of the Baja California (Mexico)-California (USA) border zone. Mar. Pollut. Bull. 36: 27-31.         [ Links ]

Hay AG, Focht DD. 1998. Cometabolism of 1,1-dichloro-2,2-bis(4-chlorophenyl)ethylene (DDE) by Pseudomonas acidovorans M3GY grown on biphenyl. Appl. Environ. Microbiol. 64: 2141-2146.         [ Links ]

Hong Z, Yonglong L, Dawson RW, Yahuan S, Tieu W. 2005. Classification and ordination of DDT and HCH in soil samples from the Guanting Reservoir, China. Chemosphere 60: 762-769.         [ Links ]

Huang HJ, Liu SM, Kuo CHE. 2001. Anaerobic biodegradation of DDT residues (DDT, DDD, and DDE) in estuarine sediment. J. Environ. Sci. Health 36: 273-288.         [ Links ]

Iwata H, Tanabe S, Sakai N, Nishimura A, Tatsukawa R. 1994. Geographical distribution of persistent organochlorines in air, water and sediments from Asia and Oceania, and their implications for global redistribution from lower latitudes. Environ. Pollut. 85: 15-33.         [ Links ]

Lal R, Saxena DM. 1982. Accumulation, metabolism, and effects of organochlorine insecticides on microorganisms. Microbiol. Rev. 46: 95-127.         [ Links ]

Lara-Martín PA, Gómez-Parra A, Petrovic M, Barceló D, González-Mazo E. 2005. Distribution of organic pollutants in coastal sediment of Cádiz Bay (SW Spain). Cienc. Mar. 31: 203-212.         [ Links ]

Macías-Zamora JV. 2001. Monitoring coastal waters from Tijuana to Ensenada. Bight Bull. No. 2.         [ Links ]

Macías-Zamora JV, Ramírez-Álvarez N. 2004. Tracing sewage pollution using linear alkylbenzenes (LABs) in surface sediments at the south end of the Southern California Bight. Environ. Pollut. 130: 229-238.         [ Links ]

Nadeau LJ, Menn FM, Breen A, Sayler GS. 1994. Aerobic degradation of 1,1,1-trichloro-2,2-bis(4-chlorophenyl) ethane (DDT) by Alcaligenes eutrophus A5. Appl. Environ. Microbiol. 60: 51-55.         [ Links ]

National Research Council. 1990. Monitoring Southern Californias's Coastal Waters. National Academy Press, 154 pp.         [ Links ]

Noble MA, Sherwood CR, Lee HL, Jingping X, Dartnell P, Robertson G, Martini M. 2001. Transport processes near coastal ocean outfalls. Conference an Exhibition in: Oceans, MTS/IEEEE 3: 1996-2000.         [ Links ]

Noblet JA, Zeng EY, Baird R, Gossett RW, Ozretich RJ, Phillips CR. 2003. Southern California Bight 1998 Regional Monitoring Program. VI. Sediment Chemistry. Southern California Coastal Water Research Project, Westminster, California, 277 pp.         [ Links ]

Oey LY. 1999. A forcing mechanism for the poleward flow off the southern California coast. J. Geophys. Res. 104: 13529-13539.         [ Links ]

Partida-Gutiérrez DI, Villaescusa JA, Macías-Zamora JV, Castillón FF. 2003. Persistent organic pollutants in sediment corers from the southern region of the Bight of the Californias. Cienc. Mar. 29: 521-534.         [ Links ]

Peris E, Requena S, de la Guardia M, Pastor A, Carrasco JM. 2005. Organochlorinated pesticides in sediments from Lake Albufera of Valencia (Spain). Chemosphere 60: 1542-1549.         [ Links ]

Quensen JF III, Tiedje JM, Jain MK, Mueller SA. 2001. Factors controlling the rate of DDE dechlorination to DDMU in Palos Verdes margin sediments under anaerobic conditions. Environ. Sci. Technol. 35: 286-291.         [ Links ]

Raco-Rands V. 1999. Characteristics of effluents from large municipal wastewater treatment facilities in 1996. Southern California Coastal Water Research Project Annual Report 1997-1998. Long Beach, CA, pp. 2-17.         [ Links ]

Ramírez-Álvarez N, Macías-Zamora V, Burke RA, Rodríguez-Villanueva VL. 2007. Use of δ¹³C, δ¹⁵N and carbon to nitrogen ratios to evaluate the impact of sewage-derived particulate organic matter on the benthic communities of the southern California Bight. Environ. Toxicol. Chem. 26: 2332-2338.         [ Links ]

Secretaría de Salud. 1992. Manual de técnicas y procedimientos para la investigación de Vibrio cholerae en agua y alimentos. 30 pp.         [ Links ]

Schiff K, Allen MA. 2000. Chlorinated hydrocarbons in flat fishes from the Southern California Bight, USA. Environ. Toxicol. Chem. 19: 1559-1565.         [ Links ]

Schiff KC, Allen MJ, Zeng EY, Bay SM. 2000. Southern California. Mar. Pollut. Bull. 41: 76-93.         [ Links ]

Schiff KC, Maruya K, Christenson K. 2006. Southern California Bight 2003 Regional Monitoring Program. II. Sediment Chemistry. Southern California Coastal Water Research Project, Westminster, CA, 67 pp.         [ Links ]

Tran K, Zeng EY. 1999. Use of equilibrium partitioning theory to determine routes of chlorinated hydrocarbon uptake in hornyhead turbot. In: Weisberg SB (ed.), Southern California Coastal Water Research Project Annual Report 1997-1998. Westminster, CA, pp. 32-42.         [ Links ]

Venkatesan MI, de Leon RP, van Geen A, Luoma SN. 1999. Chlorinated hydrocarbon pesticides and polychlorinated biphenyls in sediment cores from San Francisco Bay. Mar. Chem. 64: 85-87.         [ Links ]

Wade TL, Brooks JM, Kennicutt MC II, McDonald TJ, Sericano JL, Jackson TJ. 1992. GERG trace organic contaminant analytical techniques. In: Lauenstein GG, Cantillo AY (eds.), Sampling and Analytical Methods of the National Status and Trends Program. National Benthic Surveillance and Mussel Watch Projects 1984-1999. Technical Memorandum, NOS ORCA 71. NOAA, Silver Spring, MD, pp. 121-139.         [ Links ]

Young DR, Hessen TC, McDermott DJ. 1976. An offshore biomonitoring system for chlorinated hydrocarbons. Mar. Pollut. Bull. 7: 156-159.         [ Links ]

Zeng EY, Venkatesan MI. 1999. Dispersion of sediment DDTs in the coastal ocean off southern California. Sci. Total Environ. 229: 195-208.         [ Links ]

Zeng EY, Tran K. 2002. Distribution of chlorinated hydrocarbons in overlying water, sediment, polychaete, and hornyhead turbot (Pleuronichthys verticalis) in the coastal ocean, southern California, USA. Environ. Toxicol. Chem. 21: 1600-1608.         [ Links ]

Zeng EY, Bay SM, Tran K, Alexander A. 2001. Temporal and spatial distributions of contaminants in sediments of Santa Monica Bay, California. In: Weisberg SB, Elmore D (eds.), Southern California Coastal Water Research Project Annual Report 1999-2000. Westminster, CA, pp. 96-113.         [ Links ]