INTRODUCCIÓN

Los metales pesados son considerados como los principales contaminantes de acuíferos debido a su alta toxicidad, persistencia y movilidad. Al no ser biodegradables, pueden llegar a ser tóxicos para vertebrados e invertebrados (^{Heaton-Jones et al. 1997}, ^{Johansson y Hirata 2002}, ^{Álvarez-Porebski et al. 2015}).

En los últimos 50 años se ha registrado un aumento en la contaminación de los ecosistemas terrestres y acuáticos (^{Schneider et al. 2013}, ^{Buenfil-Rojas et al. 2015}) a causa de las actividades agrícolas y aguas residuales no tratadas del sur y sureste de México, generando una preocupación por el fuerte impacto que han tenido (^{Defew et al. 2005}). Aunado a ello, en el resto del país y el mundo, se ha documentado que la contaminación por metales pesados ha sido ocasionada por la minería, subproductos de procesos industriales, la quema de desechos orgánicos, el transporte y la generación de energía (^{Agarwal 2009}).

En especies como Alligator mississippiensis, Caiman spp., Crocodylus moreletii y Paleonsuchus trigonatus se han realizado estudios en diversos tejidos como sangre, músculo, piel, garras y escudos caudales (^{Delany et al. 1988}, ^{Burger et al. 2000}, ^{DeBusk 2001}, ^{Trillanes et al. 2014}, ^{Buenfil-Rojas et al. 2015}, ²⁰¹⁸, ^{Marrugo-Negrete et al. 2019}, ^{Lemaire et al. 2021}); asimismo, en órganos como el hígado (^{Campbell et al. 2010}) y en huevos (^{Rainwater et al. 2002}, ^{Xu et al. 2006}) para comprender el efecto que tienen los contaminantes en la salud de las poblaciones.

En el caso del cocodrilo de pantano (C. moreletii), estudios como el de ^{Buenfil-Rojas et al. (2020)} han subrayado la importancia de evaluar la exposición a metales pesados en poblaciones de cocodrilos a través de los tejidos queratinizados (e.g., escamas), debido a su importancia en la estrategia de desintoxicación de cocodrilos. Asimismo, ^{Cedillo-Leal et al. (2018)} encuentran que las variaciones en las concentraciones de metales pesados (cadmio, cromo, plomo) en los huevos afectan simultáneamente a los cocodrilos durante la temporada reproductiva en la laguna El Carpintero en Tamaulipas, México.

^{Rainwater et al. (2002}, ²⁰⁰⁷⁾ reportaron concentraciones de Hg, Cd, Cu, Pb y Zn de animales muestreados en el norte de Belice; asimismo, ^{Buenfil-Rojas et al. (2015)} determinaron la presencia de Cd y Hg en plasma sanguíneo y en crestas caudales de C. moreletii en Río Hondo al sureste de la Península de Yucatán, México, y ^{Trillanes et al. (2014)} observaron la presencia de metales en escudos caudales de C. moreletii en cautiverio y especímenes en libertad en el estado de Campeche, al sur del Golfo de México.

En el caso de la selva Lacandona, sólo existe un reporte de contaminación de metales pesados en los afluentes del río Lacantún (^{Álvarez-Porebski et al. 2015}), aunque se desconoce si dichos metales están presentes en las poblaciones acuáticas silvestres, como en el caso del C. moreletii. Por lo tanto, hasta ahora se realiza un estudio sobre la presencia de metales pesados en la población de C. moreletii que habita en la porción sur del río Lacantún en la selva Lacandona.

MATERIALES Y MÉTODOS

El estudio se llevó a cabo en la subcuenca media del río Lacantún, ubicada entre las coordenadas geográficas 16º 14’ 26.51”- 16º 20’ 23.61” N y 90º 51’ 24.43”- 90º 46’ 24.46” W, así como en la laguna Jabirú, ubicada en las coordenadas geográficas 16º 24’ 13.86” N y 90º 45’ 28.95” W. El área de estudio tiene una altitud de 130 a 400 msnm y vegetación predominante de selva alta perennifolia, clima cálido húmedo y temperatura media anual de 22 ºC (^{Carabias et al. 2015}). Ambas lagunas están localizadas en la zona limítrofe sur de la Reserva de la Biosfera Montes Azules (REBIMA) dentro del complejo conocido como Selva Lacandona (Fig. 1).

Fig. 1 Zona de estudio. Los puntos amarillos indican el inicio de cada transecto en el río Lacantún, mientras que el punto naranja señala la ubicación de la Laguna Jabirú. Conjunto de datos topográficos del INEGI a escala 1:50.000. 

Se recolectaron muestras de escamas caudales de marzo de 2018 a febrero de 2019 en 23 km de la subcuenca media del río Lacantún (Lc), la cual se dividió en dos transectos de 11.5 km cada uno, nombrándolos Lacantún 1 (Lc1) y Lacantún 2 (Lc2). En cuanto a la Laguna Jabirú (Lj), se realizaron recorridos en toda su periferia. Usando el método tradicional (^{Messel et al. 1981}), se localizó a los animales en la noche por el brillo de sus ojos. Una vez localizados se realizó la captura de ejemplares sujetando con la mano a individuos menores de 60 cm, y para tallas más grandes o animales ubicados en áreas de difícil acceso, se utilizaron lazos tipo Thompson y pértigas de 6 m de largo con una soga insertada y sujeta por un pedazo de manquera industrial (^{Aranda-Coello 2017}).

Una vez capturados, mediante el corte con una navaja previamente esterilizada y sujetadas con una pinza recta hemostática de 22 cm, se obtuvieron las muestras de las escamas caudales de cada individuo, las cuales se depositaron en un frasco de polipropileno con tapa esterilizada y se almacenaron en hielo a ≈ 4 ºC. Posteriormente se midió la longitud total (LT), peso y sexo de cada animal. Para asignar etapas de desarrollo, se utilizaron categorías (etapa de vida) definidas arbitrariamente: clase I, crías (LT ≤ 500 mm); clase II, juveniles (500 mm < LT ≤ 1000 mm); clase III, subadultos (1000 mm < LT ≤ 1500 mm), y clase IV, adultos (LT > 1500 mm) (^{Platt et al. 2009}).

Todo el proceso de manejo para la toma de datos y el método para la obtención de la muestra, fueron llevados a cabo con el número de permiso de colecta SGPA/DGVS/002467/18, y con base en un protocolo de trato ético y respetuoso a cada ejemplar vivo, procurando siempre su integridad.

Después se siguió el procedimiento propuesto por ^{Reséndiz (2012)} en el laboratorio, con adecuaciones en el proceso de homogenización y digestión de las muestras, las cuales se describen a continuación: las escamas fueron finamente cortadas con un bisturí, para posteriormente homogeneizarlas con un mortero de porcelana. Se pesaron 0.5 g de cada muestra por duplicado y se procedió a ponerlas en tubos de ensayo, donde se les sometió a digestión húmeda ácida. A cada tubo se le agregaron 10 mL de ácido nítrico (HNO₃) y se dejaron en reposo por aproximadamente 12 h. Pasado ese tiempo, se les agregó 1 mL de peróxido de nitrógeno (H₂O₂) y se colocaron en baño María para acelerar la reacción. Las soluciones obtenidas del proceso de digestión fueron aforadas a un volumen conocido (50 mL) con agua desionizada y se almacenaron en frascos de polietileno con tapón de rosca hasta su determinación por espectrofotometría de absorción atómica.

Se usaron muestras blanco con agua desionizada para ajustar el equipo (absorbancia = 0). La concentración de metales pesados se calculó a partir de una curva patrón preparada con una solución estándar del metal pesado a 1000 ppm, según el metal a determinar (^{Iturbe y Sandoval 2011}). Se utilizaron soluciones estándar certificadas por Sigma-Aldrich.

Se obtuvieron la ecuación de la recta y la regresión lineal; para mayor confiabilidad en el análisis, el valor de R² debía ser lo más cercano a 1. Las condiciones de análisis de los metales pesados fueron las recomendadas por el manual de operación del fabricante de cada equipo; por ejemplo, los límites de detección en ppm (partes por millón) fueron: Pb = 0.19, Cd = 0.028, Cu = 0.077, Zn = 0.018, Hg = 4.2 y As = 1.0.

El límite de cuantificación se calculó considerando tamaño de muestra, factor de dilución y alícuota de la muestra diluida. El Pb, Cd, Cu y Zn se determinaron por espectroscopia de absorción atómica con flama en un espectrómetro Perkin Elmer 3110, mientras que para el Hg y el As se empleó espectroscopia de absorción atómica por generación de hidruros en un espectrómetro Analyst 100 Perkin Elmer. Cada muestra se analizó por triplicado y el coeficiente de variación fue menor al 10 %.

Para evaluar las diferencias en las concentraciones de los metales entre sexos, etapas de desarrollo o sitios de muestreo, se emplearon pruebas de Kruskall-Wallis. Asimismo, se realizaron correlaciones de Spearman de las concentraciones de cada metal en función de la longitud total (LT), con el programa PAST (PAleontological STatistics Software) v. 3.20. Por último, los datos obtenidos fueron graficados en el programa RStudio versión 1.4.1717 (^{RStudio Team 2021}).

RESULTADOS

Se capturaron un total de 23 cocodrilos para los tres sitios de muestreo, de los cuales cuatro fueron del transecto Lc1 (tres machos y una hembra), seis del transecto Lc2 (tres machos y tres hembras) y 13 en la laguna Lj (cuatro machos y nueve hembras). El rango de tamaño fue de 44.20 a 226.00 cm, con un promedio de 112.49 ± 55.13 cm (LT) para los tres: transectos Lc1 (un juvenil, dos subadultos y un adulto), Lc2 (dos subadultos y cuatro adultos) y Lj (tres crías, ocho juveniles, un subadulto y un adulto).

Por otra parte, en las escamas caudales de C. moreletii se detectó la presencia de los cinco metales analizados: Pb, Cd, Hg, Zn y Cu, y el metaloide As. Pb, Cd, Hg, As y Zn fueron detectados en el 100 % de las muestras (n = 23) y Cu en el 95.6 % (n = 22), como se puede observar en el cuadro I.

No se encontró una correlación entre la longitud total (LT) y la concentración de metales. Por otro lado, las concentraciones de plomo (Kruskal-Wallis, H = 13.55, P < 0.05), arsénico (Kruskal-Wallis, H = 4 .8, < 0.05) y zinc (Kruskal-Wallis, H = 7.89, P < 0.05) fueron significativamente más elevadas en Lj, mientras que las concentraciones de cadmio y cobre no presentaron diferencias estadísticamente significativas entre los tres sitios (Kruskal-Wallis, F = 3.42, > 0.05; Kruskal-Wallis, H = 3.5, P > 0.05). Las concentraciones de mercurio fueron significativamente más elevadas en Lc1 (Kruskal-Wallis, H = 9.29, P < 0.05) (Fig. 2).

Fig. 2 Concentración de metales pesados en escamas caudales de Crocodylus moreletii por sitio de muestreo. Lc1: Lacantún 1; Lc2: Lacantún 2; Lj: Laguna Jabirú. Las concentraciones de Pb, As y Zn fueron significativamente más elevadas en la Laguna Jabirú, mientras que el Hg en Lacantún1. Los puntos negros representan los valores atípicos y las barras la varianza. 

Aunado a ello, no se encontró una diferencia estadísticamente significativa en la concentración de cada uno de los metales entre sexos. En cuanto a la concentración y el estado de desarrollo, las concentraciones de Pb fueron significativamente más elevadas en las crías (Kruskal-Wallis, H = 12.8, P < 0.05); sin embargo, las concentraciones de los siguientes metales no presentaron diferencias significativas: Cd: Kruskal-Wallis, F = 0.3627, P > 0.05; Hg: Kruskal-Wallis, H = 2.5, P > 0.05; As: Kruskal-Wallis, H = 7.20, P > 0.05), y Cu: Kruskal-Wallis, H = 1.32, P > 0.05. Mientras que las concentraciones de Zn fueron más bajas en adultos: Kruskal-Wallis, H = 8.75, P < 0.05 (Fig. 3).

Fig. 3 Concentración de metales pesados en escamas caudales de Crocodylus moreletii por estado de desarrollo. En las gráficas se usa el termino tallas para hacer referencia al estado de desarrollo (A: adulto; C: cría; J: juvenil; SA: subadulto). Los puntos negros representan los valores atípicos y las barras la varianza. 

DISCUSIÓN

La presencia de As, Hg y Cd registrada para la laguna Jabirú (Lj) podría deberse a que: 1) son los elementos tóxicos más abundantes en el ambiente y la forma de incorporación al agua resulta de procesos naturales y 2) su presencia y concentración es consecuencia de las actividades antrópicas (e.g., la aplicación de fertilizantes y plaguicidas, entre otros) (^{Mardirosian 2015}). Aunado a ello, la presencia de estos elementos podría deberse a la migración de las presas de los cocodrilos (proceso que se conoce como biotransporte) y, dado que la laguna es un área de concentración de fauna (particularmente peces, anfibios, tortugas y aves acuáticas), esto podría explicar la presencia de As, Pb y Zn en las escamas caudales de C. moreletii muestreados en el sitio.

Asimismo, ^{Lemaire et al. (2021)} mencionan que el Hg y otros metales pesados se transfieren por vía materna a la progenie, siendo ésta una de las fuentes particulares de contaminación. Lo anterior podría estar asociado a la concentración de metales registrados en las crías y juveniles en la Lj, volviendo a estas cohortes más susceptibles a presentar una acumulación a temprana edad (^{Rauschenberger et al. 2004}, ^{Stoker et al. 2011}).

Por lo tanto, el ciclo de vida puede influir en la bioacumulación debido al consumo de alimento contaminado y las tasas de crecimiento, la duración de la exposición (edad del individuo) y los ciclos reproductivos (^{Humphries et al. 2021}), pero sobre todo al tamaño, que puede ser un factor de mucha mayor relevancia como afirman ^{Lemaire et al. (2021)} quienes mencionan que las concentraciones pueden aumentar con el tamaño del cuerpo, lo que a su vez se relaciona con el nivel trófico de los cocodrilos.

Mientras que algunos metales pesados como el Cd, el Pb y el Hg están presentes en los organismos como consecuencia exclusivamente de la contaminación ambiental, son tóxicos y no tienen funciones biológicas establecidas, otros como el Zn y el Cu desempeñan numerosas funciones metabólicas dentro de los rangos de concentraciones fisiológicas, resultando tóxicos si son superadas las acumulaciones regulables por los sistemas biológicos (^{Pérez 1994}).

Por otra parte, la concentración más elevada de Hg se presentó en el transecto Lc1 del río Lacantún (cuadro II), lo que probablemente corresponda a que, en esa parte del río prevalece una fuerte dependencia del uso de agroquímicos para la producción agrícola y para el manejo de ectoparásitos en la ganadería (^{Mendoza-Velázquez 2020}). Aunado a ello, ahí se llevan a cabo recorridos ecoturísticos todo el año con lanchas motorizadas, aunque esto último está más asociado con la presencia de Pb. El uso de combustible y aditivos para las lanchas motorizadas es un factor que interviene directamente en la presencia de Hg, ya que tanto el Pb como el Hg son un desecho de la combustión del petróleo (^{Loumbourdis y Wray 1998}).

Con estos resultados, se infiere que los contaminantes presentes en las escamas caudales de C. moreletii en los tres sitios muestreados son indicativos de varias fuentes de contaminación en la zona limítrofe sur de la REBIMA, lo cual refuerza las conclusiones de ^{Buenfil-Rojas et al. (2020)} sobre la importancia de los tejidos epidérmicos dentro de la estrategia de desintoxicación de los cocodrilos; por lo tanto, estudiar las escamas caudales como indicadores adecuados de exposición crónica a metales es una fuente confiable para la detección de los mismos.

CONCLUSIONES

La presencia de Hg, Pb, Cd, As, Cu y Zn en escamas caudales de C. moreletii parece estar relacionada con el efecto de las actividades antrópicas en la región, sobre todo en zonas con crecimiento poblacional donde el uso de lanchas es más constante a lo largo del año.

Por lo tanto, consideramos que la presencia de metales pesados puede representar un riesgo importante para la salud de la población de C. moreletii, así como para los ecosistemas acuáticos (e.g., ríos, lagunas). Como resultado de lo anterior, en esta investigación queremos planear, rectificar y consolidar las acciones de conservación para C. moreletii en la Selva Lacandona que realiza Natura y Ecosistemas Mexicanos.