Los patrones de bioacumulación de metales en dos macro-invertebrados filtradores:

Distribución de la exposición, las diferencias entre especies y la variabilidad de toda

etapas de desarrollo

Este estudio se centró en la bioacumulación de metales de dos insectos acuáticos (Ephoron virgo y Hydropsyche spp.) Con el fin de evaluar la distribución espacial de los metales, las diferencias interespecíficas entre ambos filtradores y la dinámica de bioacumulación durante las etapas de desarrollo virgo E.. Hg, Cd, Ni, Cr, As, Pb, Cu, Ti,

Zn y Mn fueron cuantificados en los insectos y en las partículas en suspensión (SPM) muestreado aguas abajo y aguas arriba de una planta química, donde se depositan más de 300.000 toneladas de sedimentos contaminados. Concentraciones de Hg eran de un orden de magnitud mayor aguas abajo del vertedero de sedimentos, que mostró que la contaminación de Hg se originó en la planta química. Cd, Ni, Cr, Pb, Ti, Zn y Mn en los invertebrados revelaron que la contaminación de metal estuvo presente aguas arriba en otras partes del río. No se observaron diferencias interespecíficas para todos los metales, pero Mn; significativamente más alta se observaron concentraciones en E. virgo sobre Hydropsyche exocellata,

a excepción de Cd, que mostró 10 veces valores más altos. Hg y Cd aumentaron hasta E. ninfas virgo llegaron a 11 mm y disminuyeron después en estadios finales, cuando las ninfas estaban a punto de emerger. Cr, Pb, Ti y Mn disminuyeron a lo largo de primeros estadíos seguido de un estado de equilibrio en estadios tardíos. Valores similares se obtuvieron para Cu, As y Zn a lo largo de todos los estadios. No se observaron diferencias sexuales entre machos y hembras de E. virgo de Cd, Cu y Mn. Hg y Cd persistencia era fuerte a través de las etapas de desarrollo ya que se encontraron altas concentraciones en los huevos y adultos emergentes. Debido a que el comportamiento de los diferentes metales variaba para las dos especies y durante las etapas de desarrollo de E. virgo, se debe tener cuidado en la interpretación de las concentraciones de metales de insectos en el análisis de la transferencia de la cadena alimentaria de los metales en los ecosistemas fluviales.

introducción

El análisis de la bioacumulación de metales en la biota es necesario evaluar la pertinencia de la contaminación por metales en los ecosistemas acuáticos (Zhou et al., 2008) y las larvas de insectos han sido ampliamente utilizados para este propósito, ya sea de la población en la comunidad o al nivel de especie (Chapman et al ., 2003). Por otra parte, la concentración de metal cuerpo en larvas de insectos es útil para detectar la biodisponibilidad de metales (Goodyear y McNeill, 1999), ya que los invertebrados acuáticos son relativamente sedentarios y completa la totalidad o la mayor parte de su ciclo de vida en el medio ambiente acuático. Los estudios realizados en los arroyos y ríos que utilizan

invertebrados acuáticos están relacionados principalmente con la contaminación de minas (Caín et al., 2000;. Sola et al, 2004) o las actividades urbanas / industriales (Beauvais et al., 1995). La mayoría de los estudios con el uso de la contaminación por metales insectos tolerantes graves, como las larvas de varias especies de

la frigáneas Hydropsyche. Estas especies se utilizan ya que sus poblaciones son abundantes y generalizadas y pueden estar presentes en zonas altamente contaminadas de metal (Clements et al., 2000). Por el contrario, los ríos o tramos de un río con la contaminación por metales moderado ofrecen la oportunidad de estudiar la variabilidad de bioacumulación entre

diferentes taxones (Caín et al., 2004), por ejemplo, la sensibilidad de las distintas especies, comparando los mismos gremios alimentarios, o contribuir a una mejor comprensión de las respuestas sobre metal y específicos de especies de insectos acuáticos en condiciones de campo. Las concentraciones de metales en los insectos acuáticos también cambian con el tamaño y las etapas del ciclo de vida y diferente

patrones de bioacumulación se han observado dependiendo del metal en cuestión (Smock, 1983). Sin embargo, el conocimiento actual de estos patrones es incompleta ya que estos estudios se centraron en sólo unos pocos metales a la vez. El comportamiento específico del elemento de metales en todo el ciclo de vida del desarrollo de los insectos sigue siendo poco clara. Por otra parte, los estudios han demostrado que, para dos especies (Hexagenia rigida y Stenacron interpunctatum), existe variabilidad en la bioacumulación de ciertos metales (cadmio, mercurio, plomo, cromo y zinc) dentro del cuerpo de un insecto, que ocurre internamente en los tejidos intestinales o externamente en el exoesqueleto (Smock, 1983;. Hare et al., 1991; Inza et al, 2001). Sin embargo, este hallazgo no ha sido ampliamente probada entre otras especies de insectos o a través de un grupo más amplio de los metales.

El bajo del río Ebro recibe una afluencia permanente de metales pesados, debido principalmente a la contaminación de fuente puntual procedente de una planta química ubicada en la localidad de Flix (a 100 km de la desembocadura del río). Desde la finalización del embalse de Flix, en 1949, y hasta la década de 1980, más de 300.000 toneladas de residuos sólidos industriales contaminadas de cloro álcali-

la electrólisis y la producción de fertilizantes de fosfato se han depositado en el depósito (Palanques et al., 1996). Estudios previos indican la presencia de una gran variedad de contaminantes (metales pesados y compuestos organoclorados) en los sedimentos del yacimiento (Grimalt et al., 2003) y detectar la bioacumulación de metales pesados de aguas abajo en la cadena alimenticia acuática del Delta del Ebro (Schuhmacher et al., 1993; Mañosa

et al., 2001; Sánchez-Chardi et al., 2007) y del embalse de Flix (Carrasco et al., 2008). Sin embargo, hay una falta de información sobre la distribución de metal y la biodisponibilidad en los primeros 60 km aguas abajo del vertedero de sedimentos, correspondiente a la parte de agua dulce del río.

Dado que los metales depositados en el embalse de Flix son muy insoluble en agua, que están presentes en los sedimentos finos que puede ser liberada aguas abajo como partículas en suspensión (SPM). Nuestro principal objetivo fue evaluar si los sedimentos contaminados en el embalse de Flix se transportan aguas abajo y se transfieren a la cadena alimentaria acuática.

Dos insectos acuáticos, Ephoron virgo (Ephemeroptera: Polymitarcyidae) y Hydropsyche spp. (Trichoptera: Hydropsychidae) fueron seleccionados como especies indicadoras, porque ambos son representativos de nuestra área de estudio (el río Ebro), tienen el mismo gremio de alimentación como filtradores y habitan zonas de agua corriente (Tachet et al., 2000). Por lo tanto, su selección evita la variabilidad en la bioacumulación debido a las limitaciones de hábitat oa diferentes hábitos de alimentación. Mientras Hydropsychids se consideran

tolerantes a los metales pesados (Caín et al., 2004;. Sola et al, 2004), E. virgo se considera metal sensible (De Haas et al., 2002).

En este contexto, los patrones espaciales de la contaminación por metales en los dos organismos deben reflejar las concentraciones más altas de metal aguas abajo de la fábrica, al menos para los metales detectados a altas concentraciones por Grimalt et al. (2003) (es decir, Hg, Cd, Ni Cr y Zn).

Además, nuestro objetivo fue evaluar las diferencias interespecíficas de bioacumulación de metales en dos especies de invertebrados del mismo grupo de alimentación funcional. Por último, se midieron los metales bioacumulado durante la etapa de crecimiento de la ninfa de E. virgo ya lo largo de todas las etapas de su ciclo de vida, incluyendo mudas adultos, machos adultos, hembras adultas y los huevos.

Materiales y métodos

2.1. Descripción Sitio de estudio

El río Ebro se encuentra en el NE de la Península Ibérica y tiene una cuenca de drenaje de 85.550 km2, con una longitud de 928 kilómetros. La parte baja del río (a 100 km de la desembocadura del río) tiene un caudal medio anual de 426 m3 s- 1 y está regulada por dos presas hidroeléctricas principales (Mequinença y Riba-roja) construidos a finales de 1960. La cuenca del Ebro se ve afectada por las actividades industriales, urbanas y agrícolas de

sus nacientes hasta su desembocadura y la presencia de metales y compuestos orgánicos han sido reportados en muchos sitios a lo largo del río (Lacorte

et al. 2006; Terrado et al., 2006).

A medida que nuestro estudio se centra en el posible transporte de metales pesados aguas abajo de Flix, los macroinvertebrados se muestrearon en tres sitios a lo largo del río aguas abajo de la planta química (Estación A: Ascó, Estación M: Móra; la estación T: Tortosa). Una estación se encuentra a 8 km aguas abajo del vertedero de residuos en Flix y Estaciones M y T son 21 kilometros y 68 km aguas abajo, respectivamente. Estas estaciones se encuentran en la parte de agua dulce del río, sin la influencia de la cuña salina presente aguas abajo (ver Guillén y Palanques, 1992; Ibáñez et al, 1997 para una descripción detallada de la zona y sus características hidrológicas.).

Sitios de referencia verdaderos sin ningún metal pesado contaminación aguas arriba de Flix son difíciles de encontrar en la cuenca del Ebro. Aunque las medidas de metales pesados disueltos en el agua son bajos para todos los sitios de acuerdo a los informes de la Autoridad del Agua del Ebro (anexo 1, los datos de apoyo), no o existe escasa información sobre los sedimentos en suspensión. Seleccionamos el control de tres

estaciones para las concentraciones de metales pesados de aguas arriba de Flix. La primera estación de control se encuentra en la parte media del río Matarranya, un afluente del río Ebro (Estación MAT). Mientras que esta estación es probablemente el más cercano a las condiciones de referencia verdaderos, sólo Hydropsyche larvas pueden encontrarse aquí.

La segunda estación de control (Estación MZ) se encuentra en el principal río Ebro en la ciudad de Monzalbarba. Seleccionamos Monzalbarba debido a su localización 12 km aguas arriba de la

zona industrial de Zaragoza, evitando así los insumos de contaminación de esta gran ciudad en la estación de control. Reconocemos que bajo a moderado industrial y urbano

insumos de contaminación de la parte superior del río se pueden producir en la estación. Sin embargo, este fue el único sitio aguas arriba del embalse de Flix que contenía una población suficientemente grande de E. virgo para comparaciones de muestras de larvas con la estación de T.

Por último, se seleccionó una tercera estación en la confluencia de los ríos Segre y Cinca en la zona Aiguabarreig (Estación AB). Estos dos afluentes del río Ebro se ven afectados por las zonas agrícolas de gran escala. El río Cinca también se ve afectada por la zona industrializada de Monzón (situado a 80 km aguas arriba). La selección de MZ y AB

estaciones aguas arriba permitirían distinguir qué metales provienen de otras fuentes en otras partes de la cuenca y cuáles provienen del embalse de Flix.

El material particulado se tomaron muestras en tres estaciones (Estación F: Flix; Estación M: Móra; Estación R: Riba-roja). Estación F está situado en el embalse de Flix, cerca de la fábrica de productos químicos; Estación M coincidió con uno de nuestros sitios anteriores afectadas para invertebrados de aguas abajo de Flix; y la estación R es un sitio de control situado en el depósito aguas arriba de la planta química. Los dos invertebrados en la muestra no estaban presentes en

Estaciones de R y F debido a las limitaciones de hábitat (que no están presentes en las profundidades bajas áreas velocidad del agua de los embalses). La calidad del agua y la concentración de metales en el agua de varias de las estaciones en la Fig. 1 se muestran en el Anexo 1 (datos de apoyo).

2.2. El muestreo de muestras de agua de material particulado y macroinvertebrados suspendidas desde el río se tomaron durante la primavera y el verano de 2006 y 2007. Ellos fueron filtradas a través de 0,22 micras filtros de celulosa poro previamente pesados, donde fue retenido SPM. El volumen de agua tomada dependía de la muestra y de la saturación del filtro utilizado.

Ninfas E. virgo y larvas de los géneros Hydropsyche fueron recogidos durante junio de 2006 y 2007, utilizando una red de Tiro (red de malla de 250 micras). Desde más de una especie de Hydropsyche pudo encontrar aguas arriba, todos se agruparon las especies a nivel de género cuando se menciona en el texto, a excepción de los sitios donde sólo una especie se puede encontrar. Las especies que se encuentran en el río Ebro es exocellata Hydropsyche (Muñoz y Prat, 1994), correspondiente a los sitios afectados aguas abajo del vertedero de sedimentos y de la estación de control de MZ. En la estación de AB, H. exocellata fue también la única especie Hydropsychid encontrados. Sin embargo, en el control de la estación de MAT, tres especies de Hydropsychids vivían con su pareja: H. exocellata, la especie dominante (50%

de todos Hydropsychids encontrados), H. incognita y H. bulbifera. Las especies fueron clasificadas a partir de muestras de la comunidad de macroinvertebrados en cada sitio muestreado. Aunque la mayoría de la Hydropsychids examinados eran H. exocellata, les agrupamos como Hydropsyche spp. en la estación de MAT desde que se encontró más de una especie. Asumimos que agrupándolos como Hydropsyche spp. en la estación de MAT no generaría ningún sesgo significativo en los resultados. Basamos esta suposición.

Fig. 1. sitios de muestreo y área de estudio en la cuenca del río Ebro (NE de la Península Ibérica). Círculos muestran lugares de muestreo de invertebrados y flechas para la materia particulada en suspensión. (MZ: Monzalbarba; AB: Aiguabarreig; MAT: Matarranya; R: Riba-roja; F: Flix; A: Ascó; M: Móra; T: Tortosa).

en las concentraciones de Cu similares obtenidos en tres especies Hydropsyche por Caín et al. (1992) (Hydropsyche sp., H. occidentalis y H. cockerelli) y en los resultados de Buchwalter et al. (2008), quienes obtuvieron tasas de eflujo similares de metales para H. californica en comparación con los de H. betteni (Evans et al., 2002).

El lecho del río estaba perturbado y la muestra posterior se lavó en la red y se deposita en una bandeja para recoger individuos de ambos macroinvertebrados. Una vez ordenados los organismos, que se limpiaron con agua doblemente destilada, se colocaron en viales Eppendorf lavada con ácido y se almacena con hielo, siguiendo la metodología desarrollada por

Sola et al. (2004). Debido a la baja abundancia de E. virgo en algunas zonas del río, esta especie podría ser muestreados sólo en una estación de control (MZ) y una estación afectada (T).

Con el fin de comparar las diferencias interespecíficas en la bioacumulación, se eligieron sólo las muestras de la misma estación afectada (T) en el mismo periodo de muestreo (2007) para evitar posibles diferencias espaciales e interanuales. De este modo, las especies comparadas fueron E. virgo y H. exocellata.

Con el fin de estudiar los patrones de bioacumulación de metales durante las etapas de crecimiento de la ninfa y de ciclo de vida, las muestras de E. virgo se tomaron de la estación de T, donde las características del ciclo de vida y la producción secundaria de esta especie son

bien conocidos (Ibáñez et al., 1991; Cid et . al, 2008). Ninfas en diferentes etapas de desarrollo se muestrearon a finales de

Mayo, junio, julio y agosto de 2005, y en junio de 2006 y 2007 con los mismos métodos explicados anteriormente. Cuando las emergencias de adultos comenzaron (principios de agosto), los adultos también se tomaron muestras de retención de la luz.

Las hembras adultas y machos, mudas masculinos y huevos extraídos de hembras fueron recogidos por separado. Muestras por triplicado fueron compuestas por aproximadamente 7-8 individuos cada uno a fin de obtener un peso mínimo para analizar (valores de rango desde 5 mg a 150 mg). En el laboratorio, todas las muestras se congelaron a -20 ° C hasta que se llevaron a cabo los análisis.

2.3. análisis de metal

Para las muestras de SPM, un método de digestión de la muestra a granel de dos pasos se utilizó de acuerdo a Querol et al. (1996). Se compone de la digestión de los elementos volátiles en un sistema cerrado con HNO3 concentrado (MERK supra-pura) a 90 ° C durante 2 h y la digestión de los elementos no volátiles con HF-supra pura y calentamiento a 90 ° C durante 3 h y la adición de supra-pura HClO4 y HNO3. Muestras de macroinvertebrados se liofilizaron, ponderada para el 0,001 mg más cercano y horno digerido en viales de teflón cerrados con HNO3 y H2O2 (reactivos de alta pureza) de acuerdo con el procedimiento descrito por Sola et al. (2004)). Los viales se colocaron en un horno a 90 ° C durante 10 h para obtener la solución de muestra y la solución de digestión se diluyó con (Milli Q) agua doblemente destilada.

Hg, Cd, Ni, Cr, As, Pb, Cu, Ti, Zn y Mn fueron seleccionados para el análisis debido a que estos metales se detectaron por Grimalt et al. (2003) en sedimentos del embalse de Flix y la parte baja del río Ebro. Para SPM, Ti, Zn y se analizaron por plasma acoplado inductivamente espectroscopia de emisión atómica (ICP-AES), y Cd, Ni, Cr, As, Pb, Cu, Mn y por ICP-MS (ICP-MS). La concentración de Hg en SPM se midió usando un analizador Leco AMA 254. El análisis de macroinvertebrados de metal se llevó a cabo utilizando ICP-MS con Rh como patrón interno. El control de calidad de todos los procesos incluye espacios en blanco y el análisis de referencia estándar

material. Para SPM, se utilizaron digestiones de MESS-3 y materiales de referencia PACS-2 por parte del Consejo Nacional de Investigación de Canadá.

Dentro de estas muestras, el porcentaje de recuperación de este material de referencia fue b10% para todos los elementos analizados. Para los invertebrados, el material de referencia fue GBW08572-gamba por E. virgo en 2005 y el tejido ERM-CE278-mejillón para todas las muestras en 2006 y 2007. Para comparar la medición con el valor certificado, se utilizó una guía de los Materiales de Referencia Europeo , que tiene en cuenta las incertidumbres y compara la incertidumbre expandida para obtener el

Tabla 1

Concentración de metales (mg g-1 SL) a las partículas en suspensión (SPM) desde el río Ebro. km indica la distancia desde la fuente de contaminación de las estaciones afectadas. Para la estación de códigos ver fig. 1.

diferencia (Linsinger, 2005). Según esta guía, el tejido de mejillón-MTC CE278- no mostró diferencias significativas entre los valores certificados y medidos para Hg, Cd, As, Pb, Cu, Zn y Mn; para Cr, hubo una sobreestimación significativa, con un valor de medición del doble del valor certificado. Para GBW08572-Gamba, Cr y Pb fueron

significativamente diferente al valor certificado; Pb fue infravalorada y Cr estaba sobrevaluado, como ocurrió en el tejido ERM-CE278-mejillón. Esto lleva a la cuestión de si el Cr es un metal adecuado para ser analizados por los métodos anteriores o no. Ningún material de referencia estaba disponible para los valores de Ni y Ti, así que no pudimos probar el control de calidad de los análisis de estos metales.

2.4. El análisis estadístico

En las muestras donde la concentración de metal estaba por debajo del límite de detección, los valores utilizados para los análisis estadísticos fueron la mitad del valor del límite de detección (Karouna-Renier y Sparling, 2001).

Con el fin de probar las diferencias entre los sitios para ambas especies de macroinvertebrados, para evaluar las posibles diferencias en las concentraciones de metales interespecíficas y determinar los diferentes patrones de bioacumulación ciclo de vida de E. virgo un análisis de varianza (ANOVA) se realizó.

Cuando sea necesario, (en lo sucesivo, las pruebas de GH) se llevó a cabo una prueba post-hoc de Games-Howell. Pruebas de GH son pruebas de comparación múltiple post hoc que se encuentran entre la más potente y robusta para varianzas desiguales (Día y Quinn, 1989). Variables se transformaron para los análisis paramétricos porque homocedasticidad y linealidad fueron claramente mejoradas. Los análisis estadísticos se realizaron con SPSS 16.0.

3. Resultados

3.1. Distribución de contaminación por metales pesados

Concentración de Hg en SPM en la estación de F fue más de dos órdenes de magnitud mayor que en la estación de control R, mientras que las concentraciones de Cd fue 10 veces mayor en la estación de F y dos veces mayor en la estación M (Tabla 1). Concentraciones de Ni, Cr, As, Pb, Cu, Ti, Zn y Mn no mostraron ningún tipo de enriquecimiento de metal relevante en las Estaciones F y M, en relación con la estación aguas arriba R.

Distribución espacial de las concentraciones de metales en SPM refleja generalmente los de los invertebrados para Hg y Cd. Las concentraciones de Hg y Cd en E. virgo ninfas aguas abajo de la planta química fueron significativamente mayores que aguas arriba en la estación de control

de MZ (Fig. 2). Concentración de Hg de este mayfly aguas abajo del vertedero de sedimento en el sitio de la estación de T fueron más de 10 veces mayor que en la estación de MZ,

seguido de Cd, con una concentración media de cuatro veces mayor. En Hydropsyche, las concentraciones de Hg y Cd mostraron una tendencia general a ser más alto aguas abajo de la planta química de Flix en estaciones A, M y T (Fig. 3). Concentraciones de Hg aguas abajo de Flix fueron significativamente mayores que todos los sitios aguas arriba (Pb0.05). La concentración más alta se encontró en la estación A, donde los valores medios fueron hasta

10 veces más alta que aguas arriba, similar a los resultados encontrados para E. virgo. Cd fue mayor que todos los sitios de control sólo en la estación de M (Pb0.01); niveles encontrados en la estación de control de MZ fueron comparables a los de las estaciones A y T.

Los otros metales presentan resultados diferentes dependiendo de si E. virgo o Hydropsyche fueron analizados en las estaciones de muestreo. Pb, Zn y Mn en muestras de E. virgo aguas abajo en la estación de T fueron significativamente mayores que aguas arriba en la estación de control de MZ (Fig. 2), y el mismo patrón se observó para Hg y Cd. Sin embargo, se encontraron valores similares de Ni, Cr, As, Cu y concentraciones de Ti en este

organismo (Anexo 2, los datos de apoyo).

Por el contrario, Pb y Zn en Hydropsyche en la estación de control de MZ presentó resultados similares a los lugares afectados por debajo de Flix (Anexo 3, los datos de apoyo), a excepción de Mn, que mostraron valores más altos que los de las estaciones de control de MZ y MAT (Pb0.05) . Aunque se encontraron concentraciones similares de Ni, Cr, Pb, Ti y Zn aguas arriba en el control de

Estaciones MZ y AB en comparación con los sitios aguas abajo, las concentraciones más altas

relación con el control Estación MAT fueron reportados (Pb0.05). Como se señaló anteriormente, el control de la estación de prueba se interpretó como más cercano a las condiciones de referencia. Por lo tanto, como sospechábamos, la distribución espacial de la contaminación por metales se refleja en las concentraciones de metales Hydropsyche indicó que el sitio sólo muestra no afectados por metales era

control de la estación de MAT. Por el contrario, no se observaron diferencias significativas en As y Cu entre cualquiera de las estaciones.

3.2. Diferencias interespecíficas en concentraciones de metales bioacumulación en la misma estación de muestreo (T) entre los dos organismos del mismo gremio de alimentación fueron significativamente mayores en la mosca de mayo E. virgo que en el frigáneas H. exocellata, a excepción de Mn (Fig. 4). La mayoría de los metales bioacumulado por E. virgo eran doble

las concentraciones de H. exocellata, pero la diferencia más marcada se observó para Cd, con E. virgo valores de un orden de magnitud mayor (Anexo 4, los datos de apoyo). Por lo tanto, las diferencias de bioacumulación de metales entre E. virgo y H. exocellata parecen ser más fuertes para el Cd que para otros metales.

3.3. Patrones de bioacumulación de metales a lo largo de E. crecimiento ninfa virgo Aunque diferencias estadísticas no se encontraron resultados para concentraciones de metales en ninfas en diferentes estadios, se observaron varias tendencias para los metales estudiados. Un patrón estaba relacionada con el grupo de Hg y Cd, en el que la concentración media de metal mostró un aumento constante en

2005 hasta ninfas alcanzaron una longitud corporal medio de 11 mm y la disminución después, cuando su tamaño era de 16 mm (Fig. 5). Esto coincide con el período en que los estadios finales estaban a punto de emerger.

Otro patrón estaba relacionado con Pb, que mostró una disminución en la concentración durante los primeros estadios seguido de un estado de equilibrio hasta que las ninfas completado su crecimiento. Metales siguiendo un patrón similar al Pb fueron Cr, Ti y Mn (anexo 5, datos de apoyo). Por último, valores similares se obtuvieron para Cu, As y Zn lo largo de todos los estadios de ninfa. Para Ni, hay patrones fueron capaces de deducir desde Ni no se analizó en 2005.

En los dos eventos de muestreo realizadas en 2006 y 2007, los datos sólo mostró un ligero aumento de Hg y Cd en ninfas en 2007

(0.55± 0.06 to 0.73± 0.01 µg g−1 for Hg and 1.35± 0.11 to 2.18± 0.11 µg g−1

for Cd), corroborating the pattern observed in 2005, while in 2006 similar values were observed. In 2006 and 2007, Cr, Pb, Ti and Mn again showed a concentration decrease in growing nymphs, and similar values were also obtained for Ni, As, Cu and Zn.

3.4. Metal bioaccumulation patterns along E. virgo life cycle stages

When comparing metal concentrations throughout the different stages of the life cycle, nymphs always had the highest values (Pb0.05), except for Pb and Cu values, which were highest in the male moult (Fig. 6). Nymphs had significantly higher concentrations than eggs for all metals but Ni (Pb0.001). When emergence occurs, females and males emerge as subimago (prior stage to become an adult),

however males moult to an imago (adult) in the shore vegetation for mating while females mate and ovoposit as subimago. Therefore, we compared the metal concentrations from the male moult and the adult male in order to test the metal lost through moulting. Cd concentration in adult males was significantly higher than in moults (Pb0.01), while for Ni, Cr, Pb and Mn, moults had higher concentrations

than adult males (Pb0.01). No significant differences were observed for Hg, As, Cu, Ti and Zn, although Hg was near the significance limit (P= 0.08) to have a higher concentration in adult males than in the moult.

Sexual differences in metal concentration were tested, and statistical differences were obtained only for Cu and Mn concentrations, with higher levels of Cu in adult males than in females (Pb0.05), and higher concentrations of Mn (Pb0.01) in females than in males.

Although no significant differences in Cd concentration were observed between adult males and females, females had half the value of males.

Metal concentrations in eggs and in the whole female (including eggs in the abdomen) were compared and several differences in metal bioaccumulation were obtained. Hg (Pb0.05), Cd (Pb0.001), Cu (Pb0.001) and Zn (Pb0.01) in eggs were significantly lower than in

females, while for Cr, Ni, As, Pb, Ti and Mn similar values were obtained. However, Hg concentrations in eggs were not as low as other metals since eggs had half the value of adults.

The metal concentrations of nymphs and adults were compared in order to evaluate whether the risk of metal transfer to higher trophic levels during emergence was similar to the nymph period. Hg was the only metal showing adult male and female concentrations similar to nymphs. Adult females had significantly lower concentrations of Cd than nymphs (Pb0.001), but not adult males. For the other metals analyzed (Ni, Cr, As, Pb, Ti, Zn and Mn), nymphs had always greater concentrations than adults (Pb0.05).

4. Discussion

4.1. Distribution of heavy metal pollution

The metal concentrations found in SPM and in macroinvertebrates reflect the transport of Hg and Cd in the lower Ebro to approximately 60 km downstream of the Flix dam. The SPM in the Flix Reservoir had very high Hg and Cd concentrations and their levels were still elevated in SPM samples at Station M downstream of the Flix dam, exceeding the concentrations at the upstream Station R (Table 1) and those of

natural unpolluted sediments (see Palanques et al. (1990) for levels of unpolluted fine sediment transported by the Ebro River). As a result, high Hg and Cd exposures were detected in macroinvertebrate samples downstream of Flix, indicating an impact from the reservoir. Ni, Cr and Zn concentrations in SPM at Station M were also high compared to natural Ebro River sediments and showed similar

Fig. 3. Concentración de metales de Hydropsyche en los sitios afectados y de control (símbolo: medias; caja: SE; bigotes: SD). Para la estación de códigos ver Fig. 1.

concentraciones relativas a la estación R aguas arriba, lo que indica que la GDS en la estación R estaba contaminada con estos metales. Junto con el hecho de que la exposición a Cd, Ni, Cr y Zn por los invertebrados no excedieron los de algunos sitios de control aguas arriba (por ejemplo, la estación de MZ), estos resultados confirman que estos metales están presentes en muchas partes de la cuenca, derivada de otras actividades antropogénicas (Terrado et al., 2006,

Ramos et al., 1999). Así, las concentraciones específicas de sitio en los organismos indican que el origen de la contaminación de Hg provenía principalmente de transporte de los residuos sólidos de la industria química en Flix, que utiliza Hg como una célula de cátodo en los procesos de electrólisis, mientras Cd, Cr y Zn vienen tanto de la industria química en Flix (atribuido a la

fosforita utilizado como materia prima) y de aguas arriba.

Aunque se necesitan estudios experimentales para describir los procesos que implican la bioacumulación de metales en los insectos acuáticos, las altas concentraciones de Hg y Cd en

los organismos y en el SPM sugirieron que la exposición de metal en la parte baja ecosistema del río Ebro se puede producir a través de la SPM ingerido transportado aguas abajo de Flix porque

SPM es la fuente principal de alimentos para estos organismos. Dado que el hábitat bentónico de E. virgo y H. exocellata no es probable que estén contaminados, porque las velocidades altas del agua no permiten SPM a depositar, la hipótesis de que los metales son incorporados desde la SPM transportado se puede apoyar. Por otra parte, la contaminación de metales se ha informado antes en los sedimentos inferiores Ebro y red alimentaria. En estudios previos de contaminación de sedimentos (Palanques et al., 1996;. Grimalt et al, 2003),

Fig. 4. concentración de metales (mg g-1 DW) de Hydropsyche exocellata. y Ephoron virgo. Los datos fueron recolectados en el mismo sitio afectado (T) y el mismo día en 2007. (* ANOVA,

Pb0.05; ** ANOVA, Pb0.01; *** ANOVA, Pb0.001).

Fig. 5. concentración de metal de Ephoron virgo junto crecimiento ninfa en la T afectada sitio.

Los valores son medias de 2005 (símbolo: media y las barras: SD). concentraciones de Hg, Cd, Cr, Ni y Zn en el embalse de Flix superaron a las de los sedimentos fluviales naturales y algunos metales (principalmente Hg y Cd) también se detectaron aguas abajo en algunas áreas de deposición del río. Hg también apareció en los moluscos del Delta del Ebro marinas y algas (Schuhmacher et al., 1993), en las aves que se alimentan de peces (Mañosa et al., 2001), y en los mamíferos insectívoros (Sánchez-Chardi et al., 2007).

Recientemente, en el contexto del proyecto, donde se llevó a cabo el presente estudio, se detectaron altas concentraciones de Hg en el mejillón cebra (Dreissena polymorpha) desde el embalse de Flix (Carrasco et al., 2008), y los niveles de Hg y Cd en siluro (Silurus glanis) y la carpa (Cyprinus carpio) mide más alto aguas abajo de

Flix que (datos no publicados) aguas arriba.

Como, las concentraciones de Pb, Cu, Ti y Mn en SPM fueron similares a las de los sedimentos no contaminados naturales en todos los sitios de muestreo, sin mostrar evidencia de contaminación por metales. Estos niveles se ajustan a las muestras de sedimentos del embalse de Flix (Palanques et al., 1996;. Grimalt et al, 2003), en la que las concentraciones de As y Cu fueron ligeramente más altos que en los sedimentos naturales y Pb, Mn y Ti no se considera que está en polución

los niveles. As y Cu en E. virgo y Hydropsyche refleja estas concentraciones

en SPM y sedimentos ya no se observaron diferencias significativas en ninguno de los sitios de muestreo. Sin embargo, las altas concentraciones de Pb, Ti y Mn en los macroinvertebrados aguas abajo de Flix no reflejaban los del SPM, lo que sugiere que la exposición podría ser de metales disueltos, y que estos metales se producen localmente en diferentes puntos aguas arriba y aguas abajo de Flix. La variabilidad en el Mn

macroinvertebrados podrían atribuirse a otras causas, ya que también es un elemento diagenéticamente móvil (Van Cappellen y Wang, 1996) y puede ser afectada por los procesos de oxidación-reducción en la parte inferior de Riba-roja Reservoir.

Al comparar nuestros resultados con otras áreas impactadas contaminación metálica, Hg concentraciones en todo el cuerpo en E. virgo eran siete veces más alta que la concentración media en Mississippi Río efímeras Hexagenia sp. (Ephemeroptera: Ephemeridae) afectados por la contaminación urbana / industrial (Beauvais et al., 1995). En contraste, las efímeras y tricópteros del río Idrija (Eslovenia) tenían concentraciones muy elevadas de Hg, hasta dos órdenes de magnitud superiores a las del río Ebro, debido al grave contaminación causada por una mina de mercurio (Zizek et al., 2007) . Cd concentraciones medias en E. virgo en nuestro estudio fueron mucho más altos que en el río Misisipi Hexagenia sp. (Beauvais et al., 1995).

Sin embargo, en comparación con los ríos impactados metal mineras, nuestros resultados Cd fueron mucho menores que las que se encuentran en el río Tenedor Clark, EE.UU., por las efímeras Epeorus albertae y Serratella tibial (Cain et al., 2004). Además, las concentraciones de Cd en Hydropsyche de los sitios afectados en el Ebro eran mucho más bajos que los reportados para Hydropsychids en ríos afectadas por minas (Caín et al 1992, 2000, 2004;.. Maret et al,

2003; Sola et al., 2004). Hydropsychids del río Ebro tenían niveles de Zn y Pb inferiores en comparación con los de Maret et al. (2003).

Sin embargo, los valores que reportamos están cerca de los rangos obtenidos para Hydropsychids de la Clark Tenedor río contaminado de metal con la minería (Caín et al., 1992) y el río Sacramento, EE.UU. (Caín et al., 2000), lo que indica un alto nivel de Zn y Pb contaminación en el Ebro.

4.2. Diferencias interespecíficas en la bioacumulación

Es ampliamente conocido que las diferentes especies que viven y se alimentan en el mismo hábitat pueden bioacumularse diferentes cantidades de metal (Luoma y arco iris, 2005), debido a su diferente fisiología y mecanismos de desintoxicación de cationes (Hare, 1992). Varios estudios experimentales han puesto de manifiesto que las diferentes especies de macroinvertebrados acuáticos tienen diferentes tasas de eliminación de metal. Las tasas de

eliminación de alta Cd han sido reportados en especies tolerantes de metal, como Hydropsyche californica

(Buchwalter et al. 2008) y Hydropsyche betenni (Evans et al. 2002), por lo que sería de esperar resultados similares para H. exocellata. Por el contrario, se observaron como bajas tasas de eliminación en las efímeras sensibles, como Maccaffertium Ithaca y Rhithrogena morrisoni (Buchwalter et al., 2008), excrucians Ephemerella (Buchwalter et al. 2007) y H. rigida (Hare et al 1991), E . virgo podría tener una respuesta similar a los metales. como

explicado por Buchwalter et al. (2008), estas tasas de eliminación son filogenéticamente relacionadas. Sin embargo, ya que en nuestro estudio de campo más de un metal estaba presente y las condiciones ambientales no fueron controlados, los datos resultantes es más complejo de interpretar. Desde dieta es probablemente la vía de exposición predominante para estos organismos, otros factores determinantes que pueden influir en la variabilidad bioacumulación plazo de dos especies del mismo gremio de alimentación incluyen la alimentación tasa, la concentración y la eficiencia de asimilación (Luoma y Fisher, 1997). Por ejemplo, las concentraciones muy altas de metal han sido reportados en los invertebrados marinos con tasas de ingestión rápida, alta asimilación

eficiencias y las tasas de eliminación lenta (Luoma y arco iris, 2005).

Así, cuanto mayor bioacumulación de metal observó en E. virgo en comparación con H. exocellata podría ser un resultado de una particularmente bajas tasas de eliminación, de acuerdo a su posición phylogenetical, junto con una tasa de alimentación diferencial. El tamaño de partícula del material ingerido por cada especie, el efecto específico el tamaño del cuerpo y la absorción en el intestino (McLachlan, 1996) pueden haber otros factores a considerar para futuros estudios, junto con el uso de más de una especie tolerantes y sensibles en varios sitios de muestreo.

4.3. Patrones específicos de elementos de bioacumulación en E. virgo

Este estudio mostró tres patrones diferentes de bioacumulación de metal como E. ninfas virgo estaban creciendo, dependiendo del metal en cuestión. En primer lugar, las concentraciones de Hg y Cd aumentaron ligeramente desde principios de estadios finales, salvo en ninfas a punto de emerger, cuando el

Fig. 6. concentración de metal de Ephoron virgo en diferentes etapas de desarrollo en la zona afectada T. Los valores son medias de 2005, 2006 y 2007 (símbolo: media; caja: SE; bigotes:

SD).

concentraciones disminuyeron. El ligero aumento de Hg y Cd en E. virgo ninfas en desarrollo podría estar relacionada con el sitio de metal de almacenamiento, el camino de la exposición y la respuesta fisiológica a estos metales.

Estudios sobre la bioacumulación de metal de la dieta en el mayfly H. rigida mostraron que Hg, Cd y Zn se encuentran principalmente en los tejidos intestinales (Hare et al., 1991; Saouter et al, 1993;.. Inza et al, 2001), por lo un patrón similar se podría esperar en E. virgo. Como se sugirió anteriormente, si Hg y Cd son ingeridos de SPM, la disminución en el último estadio podría ser debido a un cambio en la dieta durante este período, es decir, las ninfas se ingieren

las partículas más grandes con menores concentraciones de metal en comparación con las partículas ingeridas por los primeros estadios, que podrían ser de metal enriquecido, como se describe por Smock (1983). Una hipótesis es que no hay pérdida relevante Hg y Cd produjo en relación con instar cambio (muda) porque los metales no estaban presentes en el exoesqueleto. Por estas razones, la relación de concentración "muda subimago macho / macho imago" se utiliza como un indicador de metal de perdida por la muda. Se espera que cerca de Ratios cero cuando se produjo ninguna pérdida de metal a través de exoesqueleto. La muda masculina menor ratio / hombre se obtuvo para Cd, seguido de Hg (Tabla 2). La menor concentración de estos metales exhibido en el

Muda subimago sugiere que la mayoría de Hg y Cd en E. virgo era presentes internamente (componentes de la tripa).

En segundo lugar, las concentraciones de Cr, Pb, Ti y Mn en ninfas tendieron a disminuir con el tamaño del organismo, como también se observó en las efímeras Stenodesma modestum y S. interpunctatum para Cr (Smock, 1983), lo que sugiere que estos metales pueden estar presentes en el exoesqueleto y en consecuencia pierde en cada muda instar. En nuestro estudio debemos tener en cuenta que la concentración de Cr estaba sobrevalorado en comparación con el material de referencia, sin embargo, a pesar de que las concentraciones medidas están sobrevaloradas, los patrones de bioacumulación como ninfas crecen también pueden ser comparados. Cr, Pb, Ti y Mn se asociaron con una relación de muda subimago macho / macho imago mayor que 2 (Tabla 2), lo que significa que la concentración de estos metales fue mucho mayor en

la muda que en el varón adulto. Esta relación proporciona evidencia de pérdida de metal a través de exoesqueleto, al menos en el paso de subimago a imago. Algunos estudios sobre el crecimiento efímera y la bioacumulación de metales sugieren que el cambio instar podría estar involucrado en el proceso de descontaminación (Jop y Wojtan, 1982; Smock, 1983; Jop, 1991), aunque esto dependerá de que el metal analizado y la vía de exposición (dieta o solución). La adsorción de metales al exoesqueleto también se ha informado anteriormente en efímeras, si el metal se disolvió en agua, como Cr (Smock, 1983), o en los sedimentos, como Pb (Hare et al., 1991). También hay evidencia de que las vías están presentes para mover metales bioacumulables en el exoesqueleto para que los insectos a

utilizar los metales en sus herramientas cuticulares (Schofield et al., 2003).

Por lo tanto, existe variabilidad en la forma en que los metales pueden ser transferidos a la exoesqueleto en E. virgo, dependiendo de la ruta de la exposición y los procesos internos durante el desarrollo.

Por último, Ni, As, Cu y Zn mostraron valores similares para los diferentes estadios de ninfa y no hay patrones claros podrían describirse. Cu y Zn tenían un subimago macho muda / imago proporción de hombres a cerca de 1, lo que sugiere que estos metales pueden acumulan parcialmente en el exoesqueleto sino también estar presente en otras partes del cuerpo. Sin embargo, Ni parecía estar

ubicados principalmente en el exoesqueleto porque se observaron valores más altos en la muda que en el masculino (relación = 4 muda subimago masculino / imago macho).

Dado que este estudio se realizó en condiciones de campo, debemos tener en cuenta la variación atribuida a la SPM liberada del embalse de Flix, ya que el SPM disponible depende de la fracción que se escapa del depósito y la dilución y dispersión de aguas abajo. En otras palabras, la cantidad de metal disponible en cada momento, mientras ninfas están creciendo puede afectar nuestros resultados. Por esta razón, se necesitan más estudios en condiciones controladas de laboratorio para describir con más detalle los patrones de bioacumulación durante el crecimiento virgo E..

4.4. Variabilidad sexual de E. virgo adultos emergentes de bioacumulación

Diferencias sexuales en Hg y Cd bioacumulación en las efímeras emergentes han sido descritos por Dukerschein et al. (1992). Señalaron que las bajas concentraciones encontradas en las mujeres puede ser debido a las grandes masas de huevos que contribuyen a la dilución de la concentración de metal, lo que implica que la concentración en los huevos debe ser

muy bajo en comparación con las mujeres. Esto significa que las hembras apenas transfieren los metales a los huevos y que los huevos pueden ser un compartimiento protegido que no está en equilibrio con las concentraciones de metal en el cuerpo femenino. En nuestro estudio, la relación hembra huevo / subimago se utilizó como indicador de la contribución de huevo a la dilución hembra adulta de los metales. En general, cuanto menor sea la relación, mayor debe ser la dilución por los huevos.

En el presente estudio, la variabilidad sexual en la bioacumulación sólo se consideró para Cu, Mn y Cd. Las bajas concentraciones de Cd en las hembras podrían explicarse por el huevo / mujer subimago muy baja (Tabla 2), lo que indica una posible dilución de los huevos. La baja concentración de Cu en las mujeres puede ser parcialmente atribuido a la dilución de huevo desde Cu

Tenía una relación de 10 veces mayor que Cd. Sin embargo, las diferencias sexuales en la bioacumulación también pueden ser causados por otros factores, como un proceso diferencial muda. Teniendo en cuenta la biología de E. virgo, en el que las hembras emergen como subimagos y machos como imagos, los machos podrían haber perdido metales por su última muda cuando el metal se encuentra principalmente en el exoesqueleto y tienen menores concentraciones finales que las mujeres (por ejemplo, en las concentraciones de Mn ).

4.5. Otras implicaciones ecológicas relacionadas con el ciclo de vida de E. virgo y

bioacumulación de metales

E. virgo tiene un ciclo de vida sincronizada (Kureck y Fontes., 1996; Cid et al 2008) y las emergencias masivas se producen durante el verano en la parte baja del río Ebro. Cuando esto ocurre, la cantidad de biomasa que está presente en el sedimento emerge y se convierte fácilmente disponible para niveles tróficos superiores, incluyendo depredadores que viven en el río o en los ecosistemas de ribera y terrestres. Dado que las concentraciones de Hg y Cd en emergentes

adultos fueron similares a los de las ninfas, la exposición a estos metales a través de los insectívoros que se alimentan de los adultos (como peces, anfibios, murciélagos, etc.) podría ser importante durante el corto período de emergencia E. virgo, como se ha visto en otros estudios de insectos emergentes (Dukerschein et al., 1992; Currie et al, 1997).. Otros metales que pueden ser un riesgo en el menor ecosistema Ebro debido a las altas concentraciones encontradas en ninfas (Ni,

Cr, Pb, Ti y Zn) tenían concentraciones de metales adultos mucho más bajas que las ninfas, por lo que la exposición a estos metales durante la emergencia serían menores.

Hg y Ni presentar un riesgo mayor que otros metales debido a su persistencia en E. virgo huevos, ya que la próxima generación podría tener una concentración inicial originado por la transferencia de la madre y los metales podría ser acumulado durante generaciones, según ha informado a los contaminantes orgánicos (Standley et al., 1994). La importancia de este metal

la contaminación de los huevos en relación con el éxito de eclosión no se conoce, aunque los estudios comparativos sobre el ciclo de vida de esta especie en el área de estudio (Cid et al., 2008) no detectaron grandes diferencias en sus abundancias poblacionales. Esta variabilidad en la dinámica de metal descritos en todo el ciclo de vida tiene consecuencias importantes para la ruta de transferencia de cadena alimentaria de los metales en los ecosistemas acuáticos, ya que no sólo la

ninfas pueden llevar a los metales a niveles tróficos superiores.

Tabla 2

"Huevo / mujer subimago" y "subimago macho muda / imago masculinas" relaciones de media

valores de concentración de metales en Ephoron virgo.

5. Conclusiones

Las altas concentraciones de metales que se encuentran en SPM y en los insectos acuáticos reflejan el transporte de Hg y Cd en la parte baja del río Ebro a unos 60 km aguas abajo de la industria química de Flix y sugirieron que una vía de transferencia de metal a través de la SPM se ingiere puede ocurrir desde SPM es el principal suministro de alimentos de estos filtradores. Mientras que la contaminación de Hg se originó principalmente en la planta química, los otros metales

analizados mostraron entradas aguas arriba de otras partes de la cuenca.

Diferencias interespecíficas en la bioacumulación se demostraron por las concentraciones de los metales bioacumulado por E. virgo en comparación con H. exocellata, lo que sugiere que la tasa de alimentación rápida y mala eliminación de metal de E. virgo podrían ser las principales razones. El análisis de hasta 10 elementos a la vez y el análisis a lo largo

el ciclo de vida de un insecto acuático ilustra la alta variabilidad de la dinámica de metal, que podrían estar relacionados con la vía de exposición, el sitio de metal de almacenamiento y los procesos internos durante el desarrollo. Con esto en mente, se necesitan más estudios experimentales en condiciones controladas para describir con mayor precisión los patrones de bioacumulación durante el crecimiento. Sin embargo, este estudio confirma que la evaluación de la presencia de metales en diferentes etapas del ciclo de vida demuestra el aumento de la complejidad de las vías en el análisis de la transferencia de la cadena alimentaria de los metales en los ecosistemas fluviales.