BIOACUMULACIÓN DE Hg Y Se EN EL TIBURÓN BLANCO

(Carcharodon carcharias) Y LOS PINNÍPEDOS, EN ISLA

GUADALUPE, BAJA CALIFORNIA, MÉXICO

TESIS

QUE PARA OBTENER EL GRADO DE

MAESTRÍA EN CIENCIAS EN MANEJO DE RECURSOS MARINOS

PRESENTA

MARC AQUINO BALEYTÓ

LA PAZ, B.C.S., JUNIO DEL 2016

INSTITUTO POLITECNICO NACIONAL CENTRO INTERDISCIPLINARIO DE CIENCIAS MARINAS

SIP-14 BIS

INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL SECRETARIA DE INVESTIGACiÓN Y POSGRADO

ACTA DE REVISIÓN DE TESIS

En la Ciudad de La Paz. B.C.S.. siendo las 12:00 horas del día 09 del mes de

Junio del 2016 se reunieron los miembros de la Comisión Revisora de Tesis designada

por el Colegio de Profesores de Estudios de Posgrado e Investigación de ~C==I..:;;;CI;;,;:.MA=R-=--___

para examinar la tesis titulada:

"BIOACUMULACIÓN DE Hg Y Se EN EL TIBURÓN BLANCO

(Carcharodon carcharias) Y LOS PINNÍPEDOS. EN ISLA GUADALUPE. BAJA CALIFORNIA, MÉXICO"

Presentada por el alumno:

AQUINO BALEYTÓ MARC Apellido paterno materno nombre(s)

Con registro: _A__l __4__0__4__9_--=1_

Aspirante de: MAESTRIA EN CIENCIAS EN MANEJO DE RECURSOS MARINOS

Después de intercambiar opiniones los miembros de la Comisión manifestaron APROBAR LA DEFENSA DE LA TESIS, en virtud de que satisface los requisitos señalados por las disposiciones reglamentarias vigentes.

LA COMISION REVISORA

Directores de T esís

DR.FELIPBGAL-ic: DR. HDGAR MAURIClO HOYOS PADILLA Director de Tesis 2l!. Director de Tesis

DRA. CLAUDIA JANETL HERNÁNDEZ CAMACHO

DR. CHRISTOPHER GALH LOWE

----------------------------------------

INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL SECRETARíA DE INVESTIGACiÓN YPOSGRADO

CARTA CESiÓN DE DERECHOS

En la Ciudad de La Paz, B.C.S., el dra 15 del mes de Junio delal'\o 2016

OCEAN. MARC AQUINO BALEYTÓEl (la) que suscribe Alumno (a) del Programa

MAESTRíA EN CIENCIAS EN MANEJO DE RECURSOS MARINOS

con número de registro A140491 adscrito al CENTRO INTERDISCIPLlNARIO DE CIENCIAS MARINAS

manifiesta que es autor(a) intelectual del presente trabajo de tesis, bajo la dirección de:

DR. FELIPE GALVÁN MAGAÑA DR. EDGAR MAURICIO HOYOS PADILLA

y cede los derechos del trabajo titulado:

"BIOACUMULACIÓN DE y Se EN EL TIBURÓN BLANCO

(Carcharodon carcharias) Y LOS PINNrPEDOS, EN ISLA GUADALUPE. BAJA CALIFORNIA, MÉXICO"

al Instituto Politécnico Nacional, para su difusión con fines académicos y de investigación.

Los usuarios de la información no deben reproducir el contenido textual, gráficas o datos del trabajo

sin el permiso expreso del autor y/o director del trabajo. Éste, puede ser obtenido escribiendo a la

siguiente dirección: drshark23@gmail.com • galvan.felipe@gmail.com· amuakua@gmail.com

Si el permiso se otorga, el usuario deberá dar el agradecimiento correspondiente y citar la fuente del

mismo.

DEDICATORIA A mis padres, por apoyarme siempre y a pesar de todo… dándome la oportunidad que ellos nunca tuvieron. A mi familia y amigos, pues a pesar del tiempo y la distancia siempre recibo su apoyo, calor y ánimos. A mi familia de adopción mexicana, por su apoyo incondicional desde el día que los conocí; por lograr hacerme sentir uno más entre ellos… A la Lupita, imponente y majestuosa, cálida y generosa, aunque a veces despiadada… un lugar cuya fuerza sin duda ha marcado mi vida, tal vez demasiado… A México lindo, por toda su hospitalidad y generosidad brindadas desde el día que puse un pie en esta rica tierra… mi más profunda admiración por, a pesar de todo, resistir el enviste de su insaciable vecino

AGRADECIMIENTOS Al Centro Interdisciplinario de Ciencias Marinas del Instituto Politécnico Nacional (CICIMAR-IPN) por la formación brindada y la oportunidad de desarrollar este trabajo. Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT), y Becas de Estímulo Institucional de Formación de Investigadores (BEIFI) por el apoyo económico cuando las becas me fueron otorgadas. A mis directores de tesis: Dr. Felipe Galván Magaña por el trato brindado, humildad y sencillez; por haberse interesado en mi cuando otros no lo hicieron, tendiéndome un puente al mundo de la ciencia. Al Dr. Mauricio Hoyos Padilla por facilitarme la oportunidad de este trabajo; por inspirarme, más si cabe, con su pasión por estos majestuosos animales; por su amistad, enseñanzas y su constante apoyo desde el día en que nos conocimos en esa isla caprichosa. A mi comité revisor: Dr. Alberto Sánchez por aconsejarme, escucharme y guiarme; A la Dra. Claudia Hernández por aceptar formar parte de este comité de manera tan súbita, gracias por su aportación; Al Dr. Leonardo Andrés Abitia por su sencillez y predisposición; Al Dr. Christopher G. Lowe por recibirme y concederme parte de su escaso tiempo; por su coherencia, sentido común y sabiduría compartida, lo que sin duda aportó robustez a este trabajo. Al Dr. Fernando Elorriaga Verplancken por su gran aportación, lluvia de ideas y apoyo en el área de los pinnípedos. A los profesores de CICIMAR-IPN por su cercanía, enseñanzas y predisposición. Al Biol. Mar. Saúl González Romero por abrirme la puerta a Isla Guadalupe, eso lo cambió todo. Por su calidad humana y profesional, por su pasión en su trabajo. Al M.C. Omar Santana Morales, desde el principio uno de mis principales apoyos. Gracias por tu amistad y confianza; por tu ejemplo de profesionalidad y de entrega. Por compartir parte de tu infinita sabiduría en campo, nunca dejo de sorprenderme. A todos los integrantes de la Cooperativa de Abuloneros y Langosteros de Isla Guadalupe, por su apoyo y aceptación. Gracias por aguantarme y alegrarse cada vez que he estado con ellos. Gracias por haberme hecho sentir como en mi casa a Doña Paty, Don Russo, Manuel, Ramón, Beto, Memo… y un largo etcétera. A la Comisión Nacional de Áreas Naturales Protegidas (CONANP), al Grupo de Ecología y Conservación de Islas (GECI) y a la Secretaría de Marina (SEMAR) por todo el apoyo logístico y hospitalidad en la Isla. A mi hermanito mexicano, Francisco Castro Velasco, por su amistad incondicional, apoyo y buenos momentos y aventuras. Gracias por abrirme las puertas de tu casa. A Karla por acompañarme en este último tramo del camino, por toda su ayuda, apoyo y gran dosis de paciencia.

A la M.C. Daniela Murillo Cisneros por guiarme y orientarme desde el primer momento en el mundo de los metales pesados. Por su constante predisposición, generosidad y ayuda desinteresada. A la M.C. Casandra Gálvez por ofrecerme su ayuda y apoyo desde el primer momento. Por toda la confianza y ayuda prestadas. Gracias a ti y a tu madre por permitirme convivir en vuestra casa. A José Rey por ser un gran amigo desde la infancia. Por su constante y desmesurado apoyo. A todos mi amigos de Barcelona: Dani, David, Emilio, Valero, Joan Mª, Mario, Alsina, Guillem… A mis amigos y compañeros de Cádiz. En especial a Jorge Sáez Jiménez por su ejemplo e inspiración en la lucha social y ecologista, por permitirme surcar las aguas en inolvidables campañas. A Elvira, Nieves, Vicente, Carmen, Eli, María, Martí, Joan Pagès, Joan Llinàs…. A todos mis compañeros/as de clase, de Laboratorio, de cubículo, rommies… por aguantar mis hábitos algo bruscos y grotescos, por aceptarme junto con mis rarezas. Todos/as han sido un gran apoyo, y mi familia mientras andamos juntos este camino. Mi más sincera amistad queda para ustedes: Colombo, Morgane, Josué, María José, Gema, Marisol, Ariadna, Mirtha, Ney, Dani, Enrique, Luís, Emmanuel, Elena, Chato, Álex, Lalo, Abel, Pet, Andrea, Silal, David, Marine, Carmen, Frida, Tania, Pepe… Es justo reconocer y agradecer todo el apoyo mostrado a lo largo de un recorrido cuando uno alcanza una meta. Pero del mismo modo, es legítimo acordarse de aquellos que lejos de lo anterior, no han puesto más que trabas y obstáculos… Gracias a ellos me hice más fuerte y supe en quién podía confiar realmente… Vaya para ellos mi convencimiento que la vida dará a cada cual aquello que merece, ni más ni menos.

ÍNDICE PÁGINA

RESUMEN ............................................................................................................................................ I

ABSTRACT ......................................................................................................................................... II

I. INTRODUCCIÓN .............................................................................................................................. 1

II. ANTECEDENTES ........................................................................................................................... 6

IIi. JUSTIFICACIÓN ........................................................................................................................... 9

IV. OBJETIVOS ................................................................................................................................. 11

IV.1. OBJETIVO GENERAL ............................................................................................................................... 11

VI.1. OBJETIVOS PARTICULARES ..................................................................................................................... 11

V. ÁREA DE ESTUDIO .................................................................................................................... 12

VI. MATERIAL Y MÉTODOS ............................................................................................................. 15

VI.1. TRABAJO DE CAMPO ............................................................................................................................... 15

VI.1.1 Recolección de muestras ......................................................................................................... 15

VI.2. TRABAJO DE LABORATORIO .................................................................................................................... 19

VI.2.1. Preparación y homogenización de las muestras................................................................... 19

VI.2.2. Digestión de las muestras por calentamiento en placas ...................................................... 19

VI.2.3. Determinación de mercurio y selenio por espectrofotometría de emisión óptica con

generador de hidruros acoplado. .......................................................................................... 20

VI.2.4. Validación de los métodos ...................................................................................................... 22

VII. TRABAJO DE GABINETE .......................................................................................................... 23

VII.1. Determinación de la proporción molar Hg:Se ................................................................................ 23

VII.2. Análisis estadísticos ........................................................................................................................ 23

VIII. RESULTADOS ........................................................................................................................... 24

VIII.1. Datos Generales............................................................................................................................... 24

VIII.2. Bioacumulación de mercurio .......................................................................................................... 24

VIII.3. Relación talla tiburón blanco con concentración de mercurio.................................................... 27

VIII.4. Relación rango de tallas con sexo en tiburón blanco .................................................................. 30

VIII.5. Relación sexo y estadio de madurez en pinnípedos con concentración de mercurio .............. 33

VIII.6. Relaciones Depredador-Presa ........................................................................................................ 35

VIII.7. Bioacumulación de selenio ............................................................................................................. 38

VIII.8. Relación talla con concentración de selenio ................................................................................ 41

VIII.9. Relación sexo y estadios de madurez con concentración de selenio ....................................... 44

VIII.10. Proporción molar Mercurio y Selenio (Hg:Se) .................................................................... 46

IX. DISCUSIÓN .................................................................................................................................. 50

IX.1. Bioacumulación de mercurio ............................................................................................................ 50

IX.2. Bioacumulación de selenio ............................................................................................................... 51

IX.3. Relación sexo y talla con concentración de mercurio y selenio en tiburón blanco .................... 52

IX.4. Relación sexo y estadios de madurez con concentración de mercurio y selenio en pinnípedos

..................................................................................................................................................................... 56

IX.5. Relación depredador-presa .............................................................................................................. 59

IX.6. Proporción molar (PM) Mercurio:Selenio Hg:Se ............................................................................. 60

X. CONCLUSIONES .......................................................................................................................... 62

XI. RECOMENDACIONES ................................................................................................................ 63

XII. BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................................... 64

XII. ANEXOS ..................................................................................................................................... 77

ÍNDICE DE FIGURAS PÁGINA

Figura 1. Localización geográfica y principales características de la Reserva de la Biosfera de Isla Guadalupe (García-Gutiérrez et al., 2005; CONANP-SEMARNAT, 2009). ........................................ 12 Figura 2. Esquema de los tres dardos utilizados según técnica de retención: Tipo A de tres dientes; Tipo B de dos X; Tipo C (Reeb & Best) con lengüeta interior a modo de trampilla ............................ 16 Figura 3. Ballesta con carrete y pértiga utilizados para el muestreo ................................................ 17 Figura 4. Punta modificada con adhesivo y muestra obtenida .......................................................... 17 Figura 5. Puntas de acero y hawaiana usadas para el muestreo de Elefante marino ....................... 18 Figura 6. Digestor por calentamiento en placa ................................................................................ 20 Figura 7. Espectrómetro de emisión óptico con plasma de acoplamiento inductivo (ICP-OES). ...... 21 Figura 8. Concentración promedio de mercurio total (peso seco) entre diferentes tejidos de tiburón blanco c. carcharias, lobo fino de Guadalupe a. philippii townsendi y elefante marino del norte M. angustirostris, recolectados en Isla Guadalupe , Baja California ....................................................... 26 Figura 9. Correlación entre la concentración de mercurio total en µg/g/g peso seco y la longitud total (m) para todas las muestras de tiburón blanco ................................................................................. 27 Figura 10 . Correlación entre la concentración de mercurio total en µg/g peso seco y la longitud total (m) para los machos de tiburón blanco …………………………………………………………………….28 Figura 11 . Correlación entre la concentración de mercurio total en µg/g peso seco y la longitud total (m) para las hembras de tiburón blanco…………………………………………………………………… 28 Figura 12. Correlación concentración de mercurio con la talla entre ejemplares de tiburón blanco muestrados en Isla Guadalupe (presente estudio, puntos blancos) y ejemplares juveniles provenientes de la Ensenada de California Sur (US) (puntos negros) (Mull, C,G. Et al 2012). ......... 29 Figura 13. Relación rango de tallas con machos de Tiburón blanco ................................................. 30 Figura 14. Relación Hg Total µg/g p.s. con rango de tallas en hembras de C. carcharias ............... 31 Figura 15. Relación Hg Total µg/g p.s. con rango de tallas en machos y hembras de C. carcharias………………………………………………………………………………………………………32 Figura 16. Concentración Hg Total µg/g p.s. frente a sexo y estado de madurez en Mirounga angustirostris ..................................................................................................................................... 33

Figura 17. Concentración mercurio frente a sexo y estado de madurez en machos, hembras y crías de Arctocephalus philippii townsendii ................................................................................................ 34 Figura 18.Comparación de Hg Total µg/g p.s. entre adultos de Carcharodon carcharias y, machos y hembras adultos y juveniles de Mirounga angustirostris .................................................................... 35 Figura 19. Comparación de [Hg] microg/g p.s. entre calamar Doryteuthis opalescens y, machos (M), hembras (H) y juveniles (J) de Mirounga angustirostris ..................................................................... 36 Figura 20. Comparación de [hg] microg/g p.s. entre adultos de carcharodon carcharias (adultos ws) y, machos (machos LFG), hembras (hembras LFG) y crías (crías LFG) de Arctocephalus philippii townsendi ........................................................................................................................................... 37 Figura 21. Concentraciones de Se (µg/g p.s.) para C. Carcharias (TB), Mirounga angustirostris (EMN) y Arctocephalus philippii townsendi (LFG) .............................................................................. 39 Figura 22. Concentraciones de Se (µg/g p.s.) para Carcharodon carcharias (TB) y Mirounga angustirostris (EMN) .......................................................................................................................... 40 Figura 23. Correlación Se (µg/g p.s.) con longitud total de Carcharodon carcharias ........................ 41 Figura 24. Correlación Se (µg/g p.s.) con longitud total en machos de Carcharodon carcharias ..... 42 Figura 25. Correlación Se (µg/g p.s.) con longitud total en hembras de Carcharodon carcharias .... 42 Figura 26. Se (µg/g p.s.) para ambos sexos en tallas juveniles y adultas de Carcharodon carcharias ........................................................................................................................................................... 43 Figura 27. Concentración de Se (µg/g p.s.) en machos, hembas y juveniles de Mirounga angustirostris ..................................................................................................................................... 44 Figura 28. Concentración de Se microg/g en machos, hembas y juveniles de Arctocephalus philippii ........................................................................................................................................................... 45 Figura 29. Ratio Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Carcharodon carcharias ................................... 46 Figura 30. Ratio Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Mirounga angustirostris .................................... 47 Figura 31. Ratio Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Arctocephalus philippii townsendi .................... 48 Figura 32. Ratio Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Arctocephalus philippii townsendi adultos ........ 49 Figura 33. Ratio Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Arctocephalus philippii townsendi crías ............ 49

ÍNDICE DE TABLAS PÁGINA Tabla 1. Factores influyentes en la tasa de metilación del mercurio ................................................... 3 Tabla 2. Niveles de Hg reportados para diferentes especies de tiburones y peces según tejido y área de muestreo en trabajos anteriores ..................................................................................................... 7 Tabla 3. Niveles de Hg reportados para diferentes especies de pinnípedos según tejido y área de muestreo en trabajos anteriores .......................................................................................................... 8 Tabla 4. Descripción del número de muestras de tiburón blanco tomadas en (2013,2014), Lobo Fino de Guadalupe (2014) y Elefante Marino del Norte (2014).................................................................. 15 Tabla 5. Valores obtenidos y porcentaje de reproducibilidad de mercurio (Hg) y selenio (Se) en el esta�ndar certificado de bovino .......................................................................................................... 23 Tabla 6 . Datos generales del nº de muestras finalmente analizadas procedentes de Isla Guadalupe, Baja California. n= número de organismos analizados para cada especie, MA= Macho adulto, HA= Hembra adulta, C/J= Cría/Juvenil, SI= Sexo Indeterminado y RT(LT)= Rango de tallas (Longitud total, cm). ........................................................................................................................................... 24 Tabla 7. Concentraciones de mercurio (Hg) en tejido de las especies de tiburón blanco y pinnípedos biopsiados en Isla Guadalupe, Baja California. n= número de individuos, Min= valor mínimo, Max= valor máximo, p.h.=peso húmedo, p.s.= peso seco, DE=desviación estándar .................................. 24 Tabla 8. Concentraciones de Selenio expresadas en microg/g p.s. para las tres especies muestreadas ...................................................................................................................................... 38

RESUMEN. El mercurio (Hg) es considerado uno de los principales contaminantes para el medio ambiente con

efectos tóxicos para los organismos marinos debido a que no es metabolizado, se bioacumula y se

biomagnifica a medida que aumenta la posición trófica. El selenio (Se) es un micronutriente con

efectos protectores contra la toxicidad del mercurio. En Isla Guadalupe convergen tres especies

consideradas como bioindicadores del ecosistema: tiburón blanco (Carcharodon carcharias),

elefante marino del norte (Mirounga angustirostris) y lobo fino de Guadalupe (Arctocephalus

townsendi), por lo que representan una excelente oportunidad para estimar las concentraciones de

Hg y Se acumuladas en tres depredadores tope con hábitos alimentarios e historias de vida distintos.

El muestreo se realizó durante los meses de verano de 2014 (pinnípedos) y otoño 2013/2014

(tiburón blanco) usando ballesta y pértiga con punta adhesiva en lobo fino y hawaianas con

nucleadores de acero inoxidable en tiburón blanco y elefante marino. Mediante un espectrofotómetro

de inducción por plasma se analizaron 37 muestras de tiburón. La concentración de Hg con la talla

de tiburón blanco mostró una baja correlación. Los niveles entre sexo y estados de maduración

fueron superiores en machos y adultos a pesar de no ser significativas. Para elefante marino y lobo

fino de Guadalupe se analizaron 15 y 49 muestras respectivamente; en el elefante marino la

concentración de Hg no fue significativamente distinta entre sexos ni clases de edad, aunque la

concentración tendió a ser mayor en machos y juveniles. Mientras que, en el lobo fino, la

concentración solo fue significativamente distinta entre adultos y crías.

El área de alimentación, posición trófica y transferencia materna se postulan como posibles

explicaciones de las concentraciones de mercurio encontradas en estos organismos. 1

ABSTRACT. Mercury (Hg) is considered one of the main pollutants to the environment with toxic effects on

marine organisms and it is not metabolized, and biomagnificándose bioacumulándose with

increasing trophic position. Selenium (Se) is a micronutrient with protective effects against

mercury toxicity. Isla Guadalupe converge three species considered as bio-indicators of

ecosystem: white shark (Carcharodon carcharias), northern elephant (northern elephant seal)

and Guadalupe fur seal (Arctocephalus townsendi), which represent an excellent opportunity to

estimate the concentrations of Hg and you were accumulated in three predators with eating

habits and different life stories. Sampling was conducted during the summer of 2014 (pinnipeds)

and autumn 2013/2014 (white shark) using crossbow and pole tip with adhesive fine and

Hawaiian wolf nucleating stainless steel white shark and elephant. By spectrophotometer 37

induction plasma samples were analyzed for the first. The concentration of Hg with the likes of

white shark showed a low correlation. Levels between sex and maturity stages were higher in

adult males and despite not being significant. For elephant and Guadalupe fur seal, 15 and 49

samples were analyzed, respectively, with higher concentrations in males and juveniles of the

first (no significant difference) and, significantly, in the second adults about their offspring. The

feeding area, trophic position and maternal transfer is postulated as possible explanations for the

behavior of mercury in these organisms

1

I. INTRODUCCIÓN.

La contaminación marina es una amenaza para todos los organismos que habitan los

océanos del mundo. Desde la Revolución Industrial, las fuentes de mercurio (Hg) de origen

antropogénico alcanzaron un máximo durante la fiebre del oro y la plata (1870); posteriormente

sufrieron un rápido descenso que permaneció en sus valores mínimos durante el período de

tiempo comprendido entre las dos Guerras Mundiales, así como en la posterior Gran Depresión.

En las décadas que siguieron, las emisiones de mercurio mostraron un crecimiento exponencial

que ha seguido hasta la actualidad (Streets et al., 2011).

El mercurio es un elemento no esencial para la vida que de manera natural se encuentra de

tres formas: elemental (Hg0), inorgánico (Hg+2 y Hg+1), y orgánico (CH3Hg el más común) y está

presente en los organismos en pequeñas cantidades. Sin embargo, constituye un riesgo de

contaminación para el medio ambiente, ya que es una sustancia con una gran estabilidad

química ante los procesos de biodegradación y no desaparece del medio, sino que es transferido

a otros lugares. Puede cambiar de estado o combinarse con otras sustancias, dando lugar a

formas más tóxicas del metal, por lo que los seres vivos son incapaces de metabolizarlo y al

llegar a niveles que superan su tolerancia produce toxicidad (Mancera-Rodríguez y Álvarez-

León, 2006). Esto se produce debido al efecto de la bioacumulación que es cuando los

organismos acuáticos absorben este metal (en sus tejidos u órganos) más rápidamente de lo

que sus cuerpos pueden eliminarlo (Gray, 2002; Escobar-Sánchez, 2010) y se biomagnifica de

un nivel trófico a otro, incrementando su concentración a través de la cadena trófica (Plessi et al.,

2001; Manjarrez-Paba et al., 2008; Valavanidis y Vlachogianni, 2010; Escobar-Sánchez et al.,

2011; Ordiano-Flores et al., 2011).

Este metal pesado se encuentra en la naturaleza como resultado de procesos naturales

(emisiones volcánicas, la erosión del suelo y la desgasificación de la corteza terrestre) y de

origen antropogénico (minería, agricultura y combustión de combustibles fósiles) (Guentzel et al.,

2007; Escobar-Sánchez et al., 2010; Frías-Espericueta, et al., 2010; Ordiano-Flores et al., 2011;

Hurtado-Banda et al., 2012). Por lo tanto, en las zonas costeras existe una mayor concentración

de este metal debido a la escorrentía fluvial, industrial o por descarga directa de desechos,

producto las actividades humanas (Maz-Corrau et al., 2011).

El Hg liberado al medio ambiente pasará por una serie de procesos: en caso que el Hg

elemental (Hg0 ionizado a Hg2+por la luz solar) provenga de una fuente de contaminación

2

antropogénica como la quema de combustibles fósiles y más en concreto de carbón “sucio”, rico

en sulfuros (S2-), se une con éstos llegando al mar y precipitando juntos en el sedimento. Una

vez allí, las bacterias que habitan a unos centímetros por debajo de sedimentos, aprovecharían

ese aporte de sulfuros junto a los ya existentes (fruto del producto final de la sulfato reducción,

una respiración propia de ambientes anóxicos durante la cual las bacterias usan los sulfatos,

SO42- excretando S2-), para conseguir materia prima para la obtención de sulfatos, aumentando

su actividad respiratoria, que al entrar en contacto con el ión mercúrico, Hg2+(incapaz de

atravesar las células bacterianas) formarían HgS (sulfuro mercúrico, más pequeño y sin carga) el

cual sí es capaz de atravesar la pared celular bacteriana por difusión molecular. Una vez dentro

de las bacterias, ocurren reacciones químicas que separarán los grupos sulfuro (S2-) del

mercurio Hg y añadirán un grupo metilo (CH3), para formar mono-metilmercurio (MMHg) que será

excretado a las aguas circundantes y eventualmente asimilado por el fitoplancton pasando a la

cadena trófica (Fitzgerald et al., 2007). De hecho, más del 90% del total de mercurio en los

tejidos de los peces y otros organismos está en forma de metilmercurio (CH3Hg), por lo tanto, la

medición del Hg total proporciona una aproximación de CH3Hg (Storelli et al., 2003; Nam et al.,

2010; Pethybridge et al., 2010). En otros casos, una vez que es metilado por las bacterias, el

metilmercurio formará enlaces con los iones cloruro, resultando en un compuesto muy estable al

que los rayos de luz solar no pueden romper; esto es diferente a lo que ocurre en ríos y lagos

dónde dichos enlaces son rotos por los fotones (Zhang y Hsu-Kim, 2010).

En el océano abierto se sabe de la existencia de una franja en la columna de agua (100-

1000m) que coincide con la zona de mínimo oxígeno disuelto en la que se encuentran grandes

cantidades de MMHg pero se desconoce cómo ha llegado hasta ahí, relacionándolo con los

procesos biológicos en condiciones anóxicas que se dan lugar en esas profundidades

intermedias. (Sunderland et al., 2009; Blum et al., 2013). Otros posibles orígenes de ese MMHg,

pero en menor medida que la metilación in situ, podrían estar es en las fumarolas hidrotermales

profundas (Cossa et al., 1996 y 2009; Kraepiel et al., 2003; Lamborg et al., 2007) y en la bio-

advección desde la plataforma costera (migración horizontal de los peces) (Lawson y Mason,

1998; Hammerschmidt y Fitzgerald, 2006; Kwon et al., 2016).

Una amplia variedad de anormalidades fisiológicas, reproductivas y químicas han sido

reportados en mamíferos y peces (Pethybridge, 2010). Sin embargo, un componente natural que

puede proteger contra la toxicidad de metales pesados como el Hg es el selenio (Se) (Escobar-

Sánchez et al., 2010) (Tabla 1). Este elemento es un micronutriente biológico universal siendo su

forma orgánica, el selenoaminoácido, la más beneficiosa para los animales ya que es una parte

3

biológicamente activa de un número de proteínas importantes (selenoproteínas), en particular,

las enzimas que participan en mecanismos de defensa antioxidantes (ej. glutatión peroxidasas),

el metabolismo de la hormona tiroidea (por ejemplo, enzimas desyodasas) y el control redox de

reacciones intracelulares (ej, tiorredoxina reductasa). Por lo tanto, la presencia de selenio en los

organismos marinos y la importancia de sus efectos protectores contra la toxicidad del mercurio

son consideraciones importantes para analizar el efecto tóxico del mercurio. (Kaneko y Ralston,

2007).

Tabla 1. Factores influyentes en la tasa de metilación del mercurio; renglones sombreados indican las condiciones físico-químicas que producen un efecto de inhibición de la metilación.

Tomada de Christina McNaughton (Utah Departhment of health), Mercury Workgroup Meeting, January 2008.

Condiciones Físico-químicas Influencia Cualitativa en la metilación

Baja [Oxígeno Disuelto] Aumenta la metilación

Disminuye el pH Aumenta la metilación

Aumenta [Materia orgánica Disuelta] Aumenta la metilación

Aumenta la Salinidad Inhibe la metilación

Aumenta [Nutrientes] Aumenta la metilación

Aumenta [Selenio] Inhibe la metilación

Aumenta la Tª Aumenta la metilación

Aumenta [SO42-] Aumenta la metilación

Aumenta [S2-] Aumenta la metilación

Suele haber grandes variaciones en las concentraciones de mercurio entre individuos de la

misma especie y hasta de la misma población. Existen varios factores que pueden afectar dichas

variaciones de mercurio en peces. En particular los tiburones, ya que están en la cúspide de la

cadena trófica; además son longevos y tienden a acumular concentraciones mayores de

mercurio que otros organismos. Esos factores son: longevidad; talla; concentración de mercurio

en el ecosistema; contaminación de las presas; posición en la cadena trófica; procesos físico-

químico-biológicos en el medio marino; y variaciones estacionales (Storelli et al., 2002). De

forma parecida sucede con otros depredadores como los mamíferos marinos.

El tiburón blanco (Carcharodon carcharias) es un elasmobranquio que pertenece a la familia

Lamnidae. Esta especie juega un papel fundamental como depredador tope habitando las aguas

4

oceánicas y costeras de todo el mundo (Compagno et al., 2006). Existen sitios de agregación

estacional, donde se encuentran poblaciones de varios cientos, de los cuales, los ejemplares

machos suelen acudir anualmente y las hembras lo hacen de manera bianual. En sus estadios

tempranos se alimentan de presas bentónicas como peces, invertebrados y otros tiburones.

Durante su etapa adulta llegan a depredar sobre pelágicos mayores y mamíferos marinos.

Además, durante todo su desarrollo pueden desempeñar una actividad carroñera cuando se

presenta la oportunidad. Los adultos llegan a vivir hasta una edad estimada de 73 años y, a

medir, más de 6 m de longitud total (LT), sobretodo los ejemplares hembras, mientras que la talla

al nacer de los neonatos varía entre 1.20-1.75 m LT en función de la localidad geográfica. Están

catalogados como vulnerables en la Unión Internacional para la Conservación de la Naturaleza

(UICN) (Hamady et al., 2014; Jorgensen et al., 2010).

Isla Guadalupe ha sido considerada uno de los lugares de agregación de una de las

poblaciones de tiburón blanco más importantes del Pacífico Oriental, con un alto grado de

fidelidad al sitio. Se les puede observar durante todo el año, con un pico estacional entre otoño-

invierno (Weng et al., 2007; Domeier y Nasby-Lucas, 2007; Jorgensen et al., 2010). Además, en

la isla se encuentra una importante comunidad de pinnípedos de los que se alimenta el tiburón

blanco como: el elefante marino del Norte (Mirounga angustirostris); el lobo fino de Guadalupe

(Arctocephalus philippii townsendi); y el lobo marino de California (Zalophus californianus). Estas

poblaciones de pinnípedos se distribuyen en diferentes colonias alrededor de la Isla (Gallo-

Reynoso et al., 2005; Gallo-Reynoso y Figueroa-Carranza, 2005).

El elefante marino del Norte es un pinnípedo que pertenece a la familia Phocidae; al nacer

mide 1.25 m LT y pesa 35 kg; presentando un dimorfismo sexual muy marcado en su etapa

adulta llegando a medir los machos 4.1 m LT con 2 toneladas de peso. Esta especie se

caracteriza por desarrollar una probóscide de gran tamaño. Las hembras por su lado alcanzan

los 3 m LT y a pesar 600 kg; llegan a vivir entre 18-20 años. El elefante marino presenta una

marcada poligamia (1:50 MH) y actualmente está categorizado en la UICN como Preocupación

Menor (Reeves, 2005). El lobo fino de Guadalupe también pertenece al suborden de los

pinnípedos y a la familia Otariidae. Al nacer mide 60 cm LT y pesa 2-4 kg; los machos adultos

alcanzan 2.2 m LT, 220 kg de peso y 18 años de edad; las hembras en cambio, miden 1.9 m LT,

pesan 55 kg; llegan a vivir hasta 23 años. Presenta poligamia en menor grado que el elefante.

Recientemente considerado como preocupación menor por la UICN (Reeves, 2005).

5

Debido a la posición trófica de estas especies de mamíferos marinos que habitan en Isla

Guadalupe, las concentraciones de mercurio y de selenio en sus tejidos deben ser significativas

pero aún desconocidas. Así mismo, la transferencia de estos compuestos a los tejidos de

tiburones blancos se desconoce.

6

PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA.

II. ANTECEDENTES.

Los primeros estudios surgieron a partir de los accidentes producidos por intoxicación de

Hg en la Bahía de Minamata, Japón, e Irak en 1960 y 1971-72, respectivamente. A partir de

ambos sucesos se descubrió que el mercurio es un potente tóxico que afecta a la salud de los

seres vivos. (Rasmussen et al., 2005).

Watling et al. (1981) analizaron los niveles de mercurio en el tiburón mako (Isurus

oxyrinchus) en Sudáfrica. Determinaron concentraciones dentro del intervalo de 0.55-5.67 µg/g y

encontraron una relación significativa entre la concentración de mercurio y la talla de los

organismos e indicaron que los tiburones capturados que excedan los 2m de LT muy

probablemente contengan mercurio en exceso del máximo limite permisible de 1 µg/g. Adams y

McMichael (1999) analizaron los niveles de mercurio de cuatro especies de tiburones

(Carcharhinus leucas, C. limbatus, Rhizoprionodon terraenovae y Sphyrna tiburo) en las costas

de Florida. Encontraron que el 60% de los juveniles y adultos tenían niveles de mercurio

mayores o igual a 0.5 µg/g y el 12% presentaron niveles mayores a 1.5 µg/g.

En México las concentraciones de mercurio en organismos marinos han sido poco

investigadas (Escobar-Sánchez et al., 2011). Entre los trabajos realizados se encuentra el de

Escobar-Sánchez et al. (2011) en la costa occidental de Baja California Sur, quienes estimaron

una concentración de mercurio para el tiburón azul (Prionace glauca) de 1.39±1.58 µg/g (peso

húmedo) que está por encima del límite permitido (1.0 µg/g) para el consumo humano. Por su

parte, Hurtado-Banda et al. (2012) estimaron una concentración de mercurio del tiburón martillo

(Sphyrna lewini) del Golfo de California de 0.82 mg/kg y para el tiburón bironche (Rhizoprionodon

longurio) 0.92 mg/kg (peso húmedo). Determinaron que el 35% de las muestras de músculo

están por encima del límite precautorio (0.50 mg/Kg de Hg) y un 7% excede el límite máximo

para el consumo humano (1 mg/Kg). Elorriaga-Verplancken y Aurioles-Gamboa (2008),

estudiaron los niveles de Hg en pelo de crías de lobo marino de California (Zalophus

californianus) en las Islas del Golfo de California obteniendo concentraciones comprendidas

entre 6.55-139 µg/g (Tabla 2 y Tabla 3).

7

Tabla 2. Niveles de Hg reportados para diferentes especies de tiburones y peces según tejido y áreas de muestreo.

Especie Tejido Concentración

(µg/g)

Lugar Referencia

Makaira nigricans

Sphyrna zygaena

Carcharodon

carcharias

Carcharhinus

leucas

Músculo

Músculo

Músculo

blanco

Hígado

Músculo

15 p.h.

18.29 ± 0.03 p.h.

5.45 (2.10-10) p.h.

28.1 p.h

3.65 p.h

Costa Este, US

M. Jónico,

Mediterráneo

Indian River Lagoon,

Florida

Ishigaki Island,

Japan

Barber and

Whaling, 1983

Storelli et al., 2002

Adams et al. 2003

Endo et al., 2008

Carcharodon

carcharias

Músculo

blanco

2.78 (0.41–10.3)

p.h.

Ensenada del Sur de

California

Mull et al. 2012

Músculo

blanco

2.5 (0.625-4.5) p.h Australia Sur Este Gilbert et al., 2015

Isurus oxyrinchus Músculo

blanco

20.8 ± 0.8 p.h. California Lyons et al., 2015

Isurus oxyrinchus

Músculo

blanco

1.13 (0.15-2.9)

1.32 (0.4-3.10)

California

Hawaii

Suk et al., 2009

8

Tabla 3. Niveles de Hg reportados para diferentes especies de pinnípedos según tejido y áreas de muestreo.

Especie Tejido Concentración

(µg/g)

Lugar Referencia

Mirounga angustirostris

Sangre entera Leche materna

Pelo durante muda tardía

0.593±0.130 0.035±0.012 p.h.

43.68 ± 18.51 p.s (machos).

18.74 ± 6.10 p.s.(hembras)

Isla Año Nuevo,CA

Reserva

Estatal de Año Nuevo,

CA

Habran et al., 2011

Peterson et al., 2015

Arctocephalus philippii philippii

Hígado 18.77 p.h. Isla Alejandro

Selkirk,Chile

Sepúlveda et al.,1997

Arctocephalus

gazella

Hígado

53.75 p.h.

Bird Island, Georgia del

Sur

Malcolm et al.,

1994

Arctocephalus pusillus

Zalophus

californianus

Pelo Hígado

Pelo (crías)

9.59±5.89 p.s. 62.3±44.7 p.s.

9.34±6.74 p.s.

139±10 p.s.

Melbourne, AUS

Islas GC

Isla Granito

Bacher, 1985

Elorriaga-Verplancken &

Aurioles-Gamboa, ,2008

9

III. JUSTIFICACIÓN.

Existen pocos reportes de los efectos de contaminantes sobre la salud de los

pinnípedos; se cree que juegan un papel significativo en los procesos patológicos de estos

animales y se han observado relaciones causales entre los niveles de contaminantes como la

alteración de procesos fisiológicos y el desarrollo de neoplasias en mamíferos marinos (Britt y

Howard, 1983; Reindjers, 1986; Nunn et al., 1996). Dependiendo de la marea, corrientes marinas

y transporte atmosférico, los contaminantes pueden desplazarse grandes distancias a través de

diferentes niveles tróficos e incrementar su concentración en el paso por la cadena alimentaria.

Debido a esto, entre más alto sea el nivel trófico del organismo, mayor será la concentración de

contaminantes en sus tejidos (Reindjers et al., 1994). Además, los organismos de nivel trófico

superior tienen una habilidad limitada para metabolizar estos compuestos por lo que tienden a

bioacumularse (Skoch, 1990).

El mercurio (Hg), además de ocasionar inmunosupresión, tiene efectos sistémicos,

particularmente en el sistema nervioso y renal de los pinnípedos; el selenio, el aluminio y el

titanio afectan negativamente el sistema inmune de los organismos marinos. Así mismo,

desbalances entre la relación Hg:Se pueden ocasionar partos prematuros con desenlace fatal

para los cachorros (Martin et al., 1976; Ronald y Tessaro, 1977). De manera general, los metales

pesados con mayores efectos fisiológicos en los mamíferos marinos son arsénico, berilio,

cadmio, cromo, plomo, mercurio y níquel (Dixon et al., 1988). Por otro lado, el incremento de Hg

podría generar algún impacto negativo en los peces, alterando su crecimiento y reproducción,

así como su comportamiento incluyendo cambios sutiles en la relación depredador-presa

(Sandheinrich y Wiener, 2011; Depew et al., 2012). En última instancia este tipo de cambios

podrían afectar a la estructura y función del ecosistema debido a un posible efecto cascada

(Estes et al., 2011). Los resultados de estudios en tiburones apuntan a posibles cambios

neuroquímicos (Nam et al., 2011; Barrera-García et al., 2012; Taylor et al., 2014), que podrían

preceder a la aparición de más evidencias de síntomas relacionados al daño neurológico y

alteraciones del comportamiento. Por lo tanto, aquí radica la importancia de este trabajo en

comprender mejor la exposición, bioacumulación e impactos del Hg en los tiburones

Hasta la fecha, solo hay un claro antecedente para confirmar los efectos fisiológicos de

los metales pesados en tiburones grises (Carcharhinus plumbeus) residentes del acuario de

Barcelona después de unos días de fuertes precipitaciones que limpiaron la atmósfera de toda

10

polución, llegando al mar mediante la escorrentía e introduciéndose en el acuario a partir de la

tomas de captación de agua en la playa de la ciudad. Al cabo de unas semanas, los tiburones

grises dejaron de comer y comenzaron a desarrollar un patrón de nado anormal, aumentando su

velocidad cerca de la superficie con la aleta dorsal emergida, para luego nadar en círculos y

finalmente dejar de nadar por completo, lo que les llevó a la muerte (Bulto, 2004).

En México, no se cuenta con estudios de toxicidad por metales pesados para estas

especies y como consecuencia se ignora si éstas, al encontrarse en los escalones superiores de

la pirámide trófica, podrían tener unos niveles de mercurio lo suficientemente elevados como

para producirle disfunciones fisiológicas y/o reproductivas, además como para desaconsejar

totalmente su cosumo derivado de la pesca incidental. Es por ello que el propósito del presente

estudio será el de establecer una línea base de la bioacumulación de mercurio (Hg) en las

poblaciones de tiburón blanco, el elefante marino del Norte y el lobo fino de Guadalupe que

habitan en los alrededores y en Isla Guadalupe; a partir de la determinación de la concentración

de en los diferentes tejidos estableciendo las diferencias intraespecíficas (género y estado de

madurez) e interespecíficas (entre las diferentes especies).

En cuanto al selenio, existe un claro precedente de sus efectos en el medioambiente a

raíz del caso del embalse de Kesterson (California, EU), en donde niveles altos de selenio en

plantas y animales causaron la mortalidad y deterioraron la reproducción de las aves acuáticas.

La fauna en general que habitaba el embalse de Kesterson contenían concentraciones de

selenio mucho más altas que las de los sitios de referencia, a menudo con un promedio de 100

veces mayor. Los efectos más pronunciados en las especies silvestres se encontraron en las

aves que se alimentan regularmente en dicho embalse. Estos efectos incluyeron una alta

incidencia de mortalidad embrionaria y la deformidad; así como la mortalidad de las aves adultas

atribuidas a la toxicidad. Efectos similares por intoxicación de selenio pueden ocurrir como

resultado del drenaje agrícola en otras zonas, como el sur del Valle de San Joaquín, California

EU, donde se han encontraron deformidades embrionarias similares a los del embalse Kesterson

en estudios recientes (Ohlendorf, 1989).

11

IV. OBJETIVOS.

IV.1. Objetivo General.

-Determinar los niveles de mercurio (Hg) y Selenio (Se) en tejido muscular y dérmico del tiburón

blanco (Carcharodon carcharias), en grasa de elefante marino del Norte (Mirounga

angustirostris) y en pelo de lobo fino de Guadalupe (Arctocephalus philippii townsendi) de Isla

Guadalupe.

IV.2. Objetivos Particulares.

- Determinar las diferencias en las concentraciones de Hg y Se entre clase de edad, talla y sexo

para las tres especies.

- Cuantificar la proporción molar Hg:Se.

12

V. ÁREA DE ESTUDIO.

Figura 1. Localización geográfica y principales características de la Reserva de la Biosfera Isla Guadalupe; tomado de: García-Gutiérrez et al., 2005.

Isla Guadalupe se centra sobre las coordenadas 29.0528° Norte y 118.3041° Oeste y

representa la porción territorial más occidental de la República Mexicana. Se encuentra

aproximadamente a 260 kilómetros frente a la península de Baja California (García-Gutiérrez et

al., 2005; CONANP-SEMARNAT, 2009). Está situada sobre la región sur de la Corriente de

California, lo que le confiere aguas frías de bajas salinidades provenientes de altas latitudes

(Lynn y Simpson, 1987).

La isla es un cono volcánico de formación basáltica desarrollado sobre el extremo norte

de la Dorsal Pacífico Oriental fósil (Delgado-Argote et al., 1993). Según Engel y Engel (1971), las

rocas alcalinas más antiguas reportadas para Isla Guadalupe datan de hace 7 millones de años,

13

aunque la actividad de dispersión de la Dorsal Pacífico Oriental fósil cesó hace

aproximadamente 11 Ma (Lonsdale, 1991). Isla Guadalupe tiene una superficie aproximada de

250,000 ha y una longitud máxima en su eje N-S de 36 km y 12 km en su eje E-O (García-

Gutiérrez et al., 2005). La altura aproximada desde su base es de 5800 m con respecto al nivel

medio del piso oceánico, de los cuales 1300 m emergen sobre el nivel medio del mar. Presenta

una topografía abrupta, que con excepción de algunas planicies y playas arenosas formadas por

arroyos de temporada. Se encuentra constituida principalmente por acantilados basálticos que

sobrepasan los 200 m y se extienden hasta alcanzar profundidades de hasta 3,600 m (Delgado-

Argote et al., 1993.

En su parte sumergida, carece de una plataforma continental, presentando un talud de

70° de inclinación promedio desde la línea de costa, con excepción de la punta sur donde existe

una plataforma de 4 km de ancho con 200 m de profundidad. En cuanto a la batimetría, existen

una serie de cañones profundos en diferentes partes de la costa este, tal como la gran bahía de

Campo Norte, zonas situadas en la porción media de la isla y hacia la zona de los Corrales. El

lado oeste de la isla, al igual que el lado norte, se ven constantemente golpeados por el oleaje y

los vientos dominantes del noroeste que viene sin obstáculos del Océano Pacífico (a excepción

de la Caleta del Oeste). En el lado este el mar es más tranquilo, protegido de los vientos y

oleajes dominantes del noroeste por la cordillera montañosa que recorre la isla (Berdegué,

1957).

En cuanto a su Oceanografía, la isla tiene una orientación norte–sur y actúa como una

barrera contra la Corriente de California (ancha, lenta, fría y poco salada), por lo que produce

una serie de corrientes ascendentes o surgencias y remolinos en diferentes áreas, aportando

aguas frías y ricas en nutrientes. En la superficie marina, al conjuntarse con los vientos

dominantes del noroeste (Berdegué, 1957), producen remolinos y corrientes de chorro que

afectan la superficie del mar, provocando lo que los pescadores llaman “contraste”, que es el

oleaje producido por las corrientes contrarias en diferentes puntas de la isla. En condiciones

normales, la temperatura superficial del mar en la costa fluctúa entre 17 °- 20 °C, bajando a 15

°C en febrero – marzo durante el invierno y aumentando a 21 - 22 °C entre septiembre - octubre

durante el verano. Las mareas son semidiurnas y presentan una amplitud de casi 3 metros

durante los meses de invierno (Stewart y Stewart, 1984). El agua de mar en la isla es muy clara,

alcanzando una visibilidad vertical (disco de secchi) de 25 a 30 m.

En la región noreste de la isla existe una caldera vestigial de roca ígnea con un diámetro

14

aproximado de 10 km (Delgado-Argote et al., 1993), la cual gracias a su batimetría y

geomorfología sirve como una rada náutica de formación natural (llamada Rada Norte) que es

utilizada por los pescadores locales como sitio de extracción de langosta, abulón y pepino de

mar, además como una zona de refugio ante inclemencias climáticas. Estas características

convierten al sitio como ideal para la práctica de las actividades recreativas (buceo en jaula) y

relativas a los trabajos de investigación, proveyendo de protección ante las fuertes corrientes. En

esta zona, la batimetría abrupta dificultan la re-suspensión de la materia orgánica particulada,

favoreciendo una mejor visibilidad durante las prácticas subacuáticas, además que ayuda a

mantener tanto las embarcaciones como las jaulas más estables ante el oleaje, logrando sitios

de anclaje próximos a la línea de costa (CONANP- SEMARNAT, 2009).

15

VI. MATERIAL Y MÉTODOS.

VI.1.Trabajo de Campo.

VI.1.1. Recolección de muestras.

Se obtuvieron 64 muestras de tiburón blanco procedentes de las temporadas 2013 (n=50) y

2014 (n=15). Para los pinnípedos, todas sus muestras fueron recolectadas durante el verano-

otoño 2014.

Tabla 4. Descripción del número de muestras de tiburón blanco tomadas en (2013, 2014), lobo

fino de Guadalupe (2014) y elefante marino del Norte (2014).

Especie n Macho adulto

Hembra adulta

Crías/Juveniles Sexo Indeterminado

Rango de tallas(cm)

C. carcharias 64 22 14 - 21 7 200-570

A. philippii townsendi

70 18 22 30 - -

M. angustirostris

56 8 8 - 40 - -

- Tiburón blanco:

Las biopsias fueron tomadas a mano mediante una hawaiana provista con un dardo

nucleador de acero inoxidable en su extremo. Se usaron tres diferentes tipos de dardos (Figura

2):

- A: Dardo de 5 cm de longitud y 0.6 cm de diámetro con tres ganchos soldados en su

interior para retener la muestra.

- B: Dardo de 10 cm y 0.6 cm de diámetro con una incisión en forma de X para generar

una barbilla de retención orientada en el eje longitudinal del dardo con el fin de retener la

muestra.

- C: Dardo RB, da forma rectangular con acabado en forma de bisel provisto en su interior

de una lengüeta flexible que actúa a modo de trampilla permitiendo el paso de la

muestra pero cerrándose en el momento de extraer el dardo del animal. 10.5 cm x 0.8

cm x 0.4 cm.

16

Todos los dardos estaban dotados en su parte posterior de unos orificios para permitir la

salida del flujo del agua facilitando la penetración de la muestra en el tejido del animal. Además,

contaban con un freno en su base para ajustar el disparo a la profundidad deseada en el cuerpo

del animal.

Figura 2. Esquema de los tres dardos utilizados según técnica de retención: Tipo A de tres dientes; Tipo B de dos X; Tipo C (Reeb & Best) con lengüeta interior a modo de trampilla

Los tiburones fueron atraídos con carcasas de atún o de jurel lo más frescas posibles

(también conocido como chum). Antes de utilizar cada dardo, se esterilizó con fuego para evitar

la contaminación bacteriana y de tejidos de otro tiburón. Las muestras fueron tomadas detrás de

la primera aleta dorsal para evitar dañar a los especímenes; además de minimizar la variabilidad

del contenido de éstas. Una vez obtenida la muestra, se almacenaron en tubos Eppendorf y se

conservaron en un congelador. Todos los tiburones fueron filmados previamente a la obtención

de la muestra con cámara tipo GoProH3 unida a un palo extensible para registrar su sexo y

posibles marcas distintivas; además se estimó su longitud total con respecto a la embarcación de

trabajo con la intención de inferir su estado de madurez.

17

- Lobo Fino de Guadalupe:

El procedimiento de obtención de biopsia se realizó en tierra, a una distancia suficiente

como para garantizar un balance entre fuerza de impacto y eficiencia del disparo. Se usó una

pértiga y una ballesta cuyas flechas tenían un cabo amarrado a su extremo posterior por un lado

y por el otro, a un carrete donde se enrollaron varios metros de éste.

Figura 3. Ballesta con carrete y pértiga utilizados para el muestreo.

Se usaron puntas de flechas modificadas con un adhesivo especial (comúnmente

utilizado para trampas de ratones) para retener la mayor cantidad de pelo posible (Caudron,

2007). Las muestras se almacenaron en frascos de cristal cerrados y conservados a temperatura

ambiente.

Figura 4. Izq. punta modificada con adhesivo; Der. muestra obtenida.

18

- Elefante Marino del Norte:

Para el elefante marino, se empleó una hawaiana con dardos tipo B, con una longitud

suficiente para poder extraer muestras de grasa (5 cm x 0.8 cm de diámetro). Después de cada

disparo se esterilizó la punta con fuego y se guardaron las muestras en su recipiente de cristal

correspondiente. Posteriormente fueron almacenadas en un congelador.

Figura 5. Sup. Izq. y Der: untas de acero y hawaiana utilizadas para el muestreo de elefante

marino; Inf. Disparo ejecutado durante la colecta de biopsias.

19

VI.2. Trabajo de Laboratorio.

El trabajo de laboratorio consistió en tres fases: la homogenización de las muestras, la

digestión y la determinación de las concentraciones de mercurio y selenio en las muestras de los

depredadores y sus presas, siguiendo el protocolo de la EPA (Environmental Protection Agency)

(EPA, 2000, método 823-B-00-007).

VI.2.1. Preparación y homogenización de las muestras.

Para determinar la concentración de mercurio y selenio en el músculo, las muestras se

procesaron en el Laboratorio de Análisis y Monitoreo Ambiental del Departamento de Biociencias

e Ingeniería del Centro Interdisciplinario de Investigaciones y Estudios sobre medio ambiente y

Desarrollo (CIIEMAD-IPN), el cual es un laboratorio certificado para investigación de acuerdo a

los estándares de la Entidad Mexicana de Acreditación (EMA). Las muestras se deshidrataron

hasta peso seco en una estufa a 50ºC durante 24h, para poder ser maceradas con la ayuda de

un mortero de ágata y se almacenaron en bolsas de plástico previamente etiquetadas para pasar

al proceso de digestión de muestras. Este proceso de homogenización de las muestras se

realizó con el objetivo de evitar un sesgo en el análisis de cada muestra.

VI.2.2. Digestión de las muestras por calentamiento en placas.

Para la digestión de las muestras, se tomó una sub-muestra de cada muestra

pulverizada y se colocaron en vasos de precipitado de 100 ml. A cada submuestra se le añadió

1ml de ácido nítrico, 3 ml de ácido clorhídrico y 10 ml de peróxido de hidrógeno, este último con

el fin de eliminar cualquier residuo o materia orgánica, y se dejaron digerir por un día.

Posteriormente, se añadieron perlas de ebullición a cada vaso y se colocaron en parrillas a

temperatura suave, evitando que llegaran al punto de ebullición; hasta que se digiriera

completamente, eliminando vapores nitrosos y evitando la desecación de cada muestra.

Posteriormente, se añadieron 10 ml más de peróxido de hidrogeno y se dejó digerir nuevamente

sin permitir que se secara la muestra (Fig. 2).

20

Figura 6. Digestor por calentamiento en placa.

Finalmente, cada uno de los vasos se lavó hasta obtener una solución final la cual se

aforó a 25 ml con agua des-ionizada, y se almacenaron en frascos de plásticos para su lectura

en el espectrofotómetro de absorción atómica con generador de hidruros.

VI.2.3. Determinación de mercurio y selenio por espectrofotometría de emisión

óptica con generador de hidruros acoplado.

Para la lectura de las concentraciones de mercurio y selenio se utilizó un

espectofotómetro de emisión óptico con plasma de acoplamiento inductivo (ICP-OES), Perkin

Elmer Optima 4300 DV (con visión axial y radial), con un generador de hidruros acoplado para

aumentar el rango de sensibilidad, el cual fue calibrado cada vez que se realizaban las sesiones

de lectura. De acuerdo al manual de operación del fabricante del equipo, se consideraron las

condiciones del protocolo de operación del espectrofotómetro como son la lámpara específica de

cátodo hueco, longitud de onda (253.7 nm para el Hg y 196.0 nm para el Se), abertura espectral,

tiempo de lectura y repeticiones.

21

Figura 7. Espectrómetro de emisión óptico con plasma de acoplamiento inductivo (ICP-OES).

Previo a cada sesión de lectura de las muestras, se determinó la curva estándar del

espectrofotómetro, que tanto para el caso del Hg como el de Se se realizó con la adición de 0, 1,

3 y 10 µg/L.

La lectura consistió en identificar la absorbancia de cada concentración. Esta lectura se

realizó al accionar el sistema neumático (gas- argón) que inyecta la solución de borohidruro de

sodio (NaBH4; 3% diluido en 1% de hidróxido de sodio), en el frasco de reacción donde se

encuentra la muestra en solución ácida (ácido clorhídrico concentrado al 1.5%), y en el caso de

la determinación de mercurio, se agregaron tres gotas de permanganato de potasio diluido al

5%. En este frasco de reacción se formó el hidruro de mercurio al poner en contacto el

borohidruro con la muestra y se transportó hasta la celda de cuarzo, sobre el cual incide el haz

luminoso. A partir de esta reacción es como se obtienen las lecturas de la absorbancia de

mercurio. En el caso del selenio, la celda es calentada por medio de una flama para romper el

hidruro en átomos libres de selenio.

El cálculo se obtiene al transformar la absorbancia a concentración por medio de una

regresión, la cual es equivalente al volumen de la alícuota. Se refiere la alícuota con el volumen

de suspensión de la muestra para llegar al factor de dilución. El cálculo final se obtiene al

multiplicar la cantidad de mercurio obtenida en la alícuota con el factor de dilución con respecto

22

al volumen total de la muestra, que al dividirse por los gramos de la muestra se obtiene el

número de nano gramos de mercurio en cada gramo de muestra (Perkin Elmer, 1994).

Para comparar los resultados con estudios relacionados al tema, se convirtieron los ng/g

de mercurio a microgramos por gramo (μg/g). Así mismo, con fines comparativos, los valores de

mercurio y selenio fueron transformados de peso seco (μg/g p s) a peso húmedo (μg/g p h), por

lo que se calculó el factor de humedad de cada muestra. Esto se obtuvo al pesar las muestras

antes y después del proceso de deshidratación, y a partir de la substracción de peso húmedo y

peso seco de cada muestra registrada. Además, se cuantificó el porcentaje de pérdida de agua

durante este proceso resultando entorno a un 75% para el músculo y un 40% para la grasa.

Una vez obtenidos ambos pesos, se aplicaron las siguientes fórmulas:

ph * 100 = ps * 25 (músculo) ph * 100 = ps * 60 (grasa)

VI.2.4. Validación de los métodos.

En cada lote de muestras se utilizaron algunos blancos y materiales de referencia

certificada (MRC) marca High Purity, lote 0830219 (Cat. # CRM-BL) en Selenio, y una

concentración certificada de 2 mg/l para diluir a 10 ug/l (Analytes C de Perkin Elmer N9303831)

para el Hg, para validar la metodología. El objetivo de la validación es garantizar que el método y

el lugar donde se implementa son capaces de lograr resultados rutinarios dentro de las

especificaciones del método y que sus resultados son confiables. Para obtener la linealidad, se

realizó la curva de calibración con los estándares marca High-Purity de 1000 ppm en Mercurio a

diferentes concentraciones, las cuales presentaron un coeficiente de correlación de 0.995 que

indica una adecuada linealidad. La exactitud del método se evaluó mediante la determinación del

porcentaje de recuperación del estándar de referencia de hígado de bovino.

Para la validación del método se utilizaron los parámetros de linealidad, especificidad,

precisión y repetitividad de los datos. Las curvas de calibración para cada elemento analizado se

elaboraron con concentraciones de 0, 1, 3 y 10 μg/l, resultando altamente lineales (r2= 0.999).

Para la especificidad, que es la habilidad de evaluar inequívocamente el analito en presencia de

componentes que se pueden estar presentes (impurezas, productos de degradación, etc.), no se

observaron interferencias cuando se utilizaron las longitudes de onda establecido para cada

elemento. Los valores de recuperación encontrados en el material de referencia para los

23

elementos se muestran en la Tabla 5. Por lo que el método fue adecuado para realizar los

análisis de los elementos.

Tabla 5. Valores obtenidos y porcentaje de recuperación de mercurio (Hg) y selenio (Se) en el esta�ndar certificado de bovino.

Certificado Estándar Certificado Control Obtenido % Recuperación

Se µg l-1 10 ± 0.01 - 10.33 ± 1.825 103.3 ± 18.25

Hg µg l-1 - 10 ± 0.01 8.99 ± 1.096 89.9 ± 10.965

VII. TRABAJO DE GABINETE.

VII.1. Determinación de la proporción molar Hg:Se.

Para determinar la proporción molar, se obtuvo el número de moles de cada elemento,

mediante la fórmula:

MOL= Gramos del átomo/Masa atómica

en donde MOL es la unidad con la que se mide la cantidad de sustancia; los gramos del

elemento es la cantidad de mercurio o selenio en la muestra “x”; el peso atómico para el

mercurio y el selenio es de 200.59 y 78.96 respectivamente. Finalmente, se dividen los moles de

selenio entre los de mercurio, calculándose de la siguiente forma: 1: Hg/Se.

VII.2. Análisis estadísticos.

A los datos obtenidos se les evaluó la normalidad y homogeneidad de varianzas

utilizando la prueba de Kolmogorov-Smirnov y Levene (Zar, 1999), los cuales no cumplieron con

dichos criterios por lo que se procedió a utilizar pruebas no paramétricas.

Para evaluar la relación entre las longitudes de los ejemplares y la concentración de los

elementos (Hg y Se en las muestras), se realizó un análisis de correlación lineal de Spearman.

Así mismo, para evaluar las diferencias entre sexos y clase de edad intra e inter

específicamente, y las relaciones depredador-presa, se aplicó la prueba no paramétrica de

Kruskal-Wallis y en caso de existir diferencias significativas, se aplicó el análisis post-hoc de

Mann-Whitney para saber entre qué grupos se presentaban dichas diferencias.

24

VIII. RESULTADOS.

VIII.1. Datos Generales.

De las 190 muestras recolectadas de diferentes tipos de tejidos de las tres especies,

finalmente se analizaron 90 (Tabla 6):

Tabla 6. Datos generales del número de muestras analizadas procedentes de Isla Guadalupe, Baja California; n= número de organismos analizados para cada especie; MA= Macho adulto; HA= Hembra adulta, C/J= Cría/Juvenil, SI= Sexo Indeterminado y RT(LT)= Rango de tallas (Longitud total en cm).

Especie n MA HA C/J SI RT (cm)

C. carcharias 37 12 6 16 3 200-570

A. philippii townsendi

49 14 7 28

M. angustirostris

15 8 4 3

VIII.2. Bioacumulación de mercurio.

Las concentraciones promedio ± desviación estándar (DE) de mercurio y selenio son

presentados en peso seco (ps). Se cree que el peso seco proporciona la mejor base para la

comparación de las concentraciones de sustancias en diferentes tejidos (Clark, 2001).

Tabla 7. Intérvalos, promedio y desviación estándar de las concentraciones de mercurio (Hg) en tejidos de tiburón blanco y pinnípedos en Isla Guadalupe, Baja California; n= número de individuos; Min= valor mínimo; Max= valor máximo; ph=peso húmedo; ps= peso seco; DE=desviación estándar.

[Hg] μg g-1 C. carcharias M. angustirostris A. philippii townsendi

n 38 15 49

p.s. p.h. p.s. p.h. p.s.

Min-Max 0.294-29.3 0.073-7.325 0.136-2.863 0.081-1.717 0.471-21.876

Promedio±DE 4.52±6.196 1.08±1.46 0.517±0.686 0.312±0.411 4.83±4.21

25

En el caso del tiburón blanco y el elefante marino, las muestras colectadas estuvieron

compuestas por una combinación de tejidos como se muestra a continuación:

- Piel, tejido conectivo y músculo para tiburón blanco.

- Pelo, piel y grasa para elefante marino del Norte.

- Pelo para lobo fino de Guadalupe.

Considerando lo anterior, se tuvo presente la variabilidad asumida debido a la

toxocinética del Hg hacia los diferentes órganos y tejidos (Pethybridge, et al., 2010). Además,

también se consideró que Suk et al., 2009 encontraron variaciones en las concentraciones de Hg

en músculo blanco según la zona del cuerpo muestreada.

26

Se observaron diferencias significativas (Anova= 0.008) entre los valores de

concentración de Hg de tiburón blanco 4.35 ± 5.98 µg/g (mediana: 1.9 µg/g ps) y los de lobo fino

de Guadalupe 1.88±4.22 µg/g (mediana: 3.71 µg/g ps), con respecto a los valores del elefante

marino del norte 0.52±0.69 µg/g (mediana: 0.29 µg/g ps). Con la prueba post hoc de Tukey se

observó que las diferencias fueron entre el elefante marino y el tiburón blanco (0.0107) y entre el

elefante marino y el lobo fino de Guadalupe( 0.0034); Fig 8.

Figura 8. Concentración promedio de mercurio total (peso seco) en tejidos de tiburón blanco (C. carcharias), Lobo fino de Guadalupe (A. philippii townsendi) y elefante marino del Norte (M.

angustirostris) recolectados en Isla Guadalupe, Baja California.

27

VIII.3. Relación talla de tiburón blanco con concentración de mercurio.

La correlación lineal entre la concentración de mercurio con la talla fue Rs=0.39 para

todos los individuos. Esto indica que la concentración del mercurio no aumenta con el

incremento de la longitud total del animal (Figura 9), no obedeciendo a la teoría de

bioacumulación. Al separar los datos para machos y hembras (Fig. 10 y 11) se obtuvieron

correlaciones significativas (p<0.05) de 0.42 y 0.606, respectivamente; aumentando

moderadamente la correlación de Hg respecto a la talla, solo puede mostrar cierta tendencia a la

bioacumulación. Una posible explicación a ello, es que los cambios en los factores bióticos

(cambio de dieta) y/o abióticos (uso de hábitat) que afectan al grado de asimilación de

metilmercurio en los tejidos del tiburón blanco, no se producen de manera uniforme y progresiva

a lo largo de su vida, sino que variarían en intensidad y en tiempo de exposición, con lo cual, la

correlación no se manifiesta de forma lineal. Por ello se estimó la concentración del mercurio en

función del rango de tallas (Figuras 13 y 14)

Figura 9. Correlación entre la concentración de Hg total (µg/g p.s.) y la longitud total (m) para todas las muestras de C. Carcharias; Rs= 0.39; n= 38; p= 0.0008.

0

5

10

15

20

25

30

35

2.00 2.50 3.00 3.50 4.00 4.50 5.00 5.50 6.00

Hg

Tota

l µg/

g p.

s.

LT (m)

Carcharodon carcharias

28

Figura 10. Correlación entre la concentración de Hg total (µg/g p.s.) y la longitud total (m) para los machos de C. Carcharias; Rs= 0.42; n= 21; p= 0.00075.

Figura 11. Correlación entre la concentración de Hg total (µg/g p.s.) y la longitud total (m) para las hembras de C. Carcharias; Rs= 0.606; n= 13; p= 0.028.

En la Figura 12, se contrasta la correlación Hg, con la longitud total de tiburones blancos

adultos provenientes de Isla Guadalupe y juveniles de la Ensenada del Sur de California.

Observamos una tendencia negativa de Hg con el aumento de la talla, y una variabilidad de los

datos para los juveniles mucho mayor que para los adultos, mostrando los primeros valores

comprendidos entre los 0.39 y 10.3 µg/g p.h, con un promedio y una desviación estándar de

02468101214161820

1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 5

Hg

Tota

l µg/

g p.

s.

Longitud total (m)

Machos C. carcharias

012345678

2 2.5 3 3.5 4 4.5 5 5.5 6

Hg

Tota

l µg/

g p.

s.

Longitud total (m)

Hembras C. carcharias

29

2.534±2.616 µg/g ph; mientras que la variabilidad de los datos para los adultos se concentra

más entre los 0.073 y 2.884 µg/g ph con promedio y desviación estándar de 1.028±1.485 µg/g

ph.

Figura 12. Concentración de mercurio con la talla entre tiburones blancos de Isla Guadalupe (A TB) y juveniles de la Ensenada de California Sur, EU (J TB) (Mull et al., 2012).

30

VIII.4. Relación rango de tallas con sexo en tiburón blanco.

Los tiburones blancos fueron categorizados en juveniles (>1.75-3 m), sub-adultos

(machos: >3-3.6 m; hembras: >3-4.8 m) y adultos (machos: >3.6m; hembras: >4.8m) según

compendiaron Bruce et al., (2012). Para el caso de los pinnípedos, se clasificaron solo por su

sexo y estadio de madurez.

La relación de los niveles de mercurio con el rango de tallas, mostró diferencias

significativas entre los tres grupos (Kruskall-Wallis p= 0.013<0.05) y éstas diferencias en la

concentración de Hg se encontraron entre las tallas menores con respecto a los mayores (post

hoc Mann-Whitney p=0.016). Los organismos de 2-3 m presentaron concentraciones de mercurio

de 2.55 ±1.77 µg/g, Mediana:3.14 µg/g ps; los de 3.5m, 3.47±6.41 µg/g, Mediana:1.11 µg/g ps

(una alta dispersión debida al outlier cercano a 18 µg/g); y los de 4-4.4m, 9.7± 5.99 µg/g,

Mediana: 8.23 µg/g ps. Los mayores valores de Hg ocurrieron en los ejemplares de mayor talla.

Figura 13. Relación Hg Total µg/g ps por rango de tallas en machos de C. carcharias.

31

En el caso de las hembras, los análisis no arrojaron diferencias significativas (Kruskal-

Wallis p= 0.1547>0.05). Las tallas entre 2.2-3 m mostraron promedios y desviación estándar de

1.16±0.02, Mediana: 1.57 µg/g ps; la talla de 3.5-.4.5 m, 2.46±1.93, Mediana: 1.7 µg/g ps; y las

de 5-5.7 m, 2.27±1.32, Mediana: 1.55 µg/g ps. De nuevo los valores más altos coincidieron con

los organismos de mayor talla, aunque fueron más bajos comparado con los de los machos.

Figura 14. Relación Hg Total µg/g ps con rango de tallas en hembras de C. carcharias.

32

Al comparar los machos con las hembras de tiburones blancos sí se observaron diferencias,

aunque no significativas (Kruskall Wallis: p= 0.064 > 0.05), lo cual podría indicarnos que nos

encontramos ante un error de tipo II (posiblemente debido al pequeño tamaño de muestra).

Figura 15. Relación Hg Total µg/g p.s. con rango de tallas en machos y hembras de C. carcharias

33

VIII.5. Relación sexo y estadio de madurez en pinnípedos con concentración de mercurio.

- Elefante marino del Norte (Mirounga angustirostris).

La concentración de Hg no fue significativamente distinta entre adultos y juveniles de ambos

sexos de elefante marino del norte, con un test de Kruskal Wallis de p=0.0882. No obstante, los

niveles en los machos adultos fueron mayores (0.67±0.9, Mediana: 0.38 µg/g ps) a los de las

hembras adultas (0.18±0.05, Mediana: 0.17 µg/g ps) y sensiblemente mayores a los de los

juveniles (0.54±0.35, Mediana: 0.39 µg/g ps) que a su vez fueron superiores a los de las

hembras.

Figura 16. Concentración Hg Total µg/g ps frente a sexo y estado de madurez en Mirounga angustirostris.

Hg

Tota

l (µ

g/g

p.s.

)

34

- Lobo fino de Guadalupe (Arctocephalus philippii townsendi).

Los niveles de mercurio fueron ligeramente superiores en los machos adultos (7.20 ±

5.94, Mediana: 4.5 µg/g p.s) a los de las hembras adultas (7.14 ± 3.84, Mediana: 6.2 µg/g p.s).

No obstante, las diferencias de los adultos con las crías (3.06 ± 1.94, Mediana: 2.5 µg/g p.s) sí

fueron significativas tal y como demuestra la prueba Kruskall-Wallis (p=0.0013) y el análisis post

hoc de Mann-Whitney con p=0.0085 entre machos y crías, y p= 0.0018 entre hembras y crías

(Figura 17).

Figura 17. Concentración mercurio frente a sexo y estado de madurez en machos, hembras y crías de Arctocephalus philippii townsendii

M H C

35

VIII.6. Relaciones Depredador-Presa

Las concentraciones de Hg en adultos de tiburón blanco (5.26±5.7, Mediana: 2.97

(0.53-18) µg/g ps) fueron significativamente distintas a las de su presa (Kruskal-Wallis p= 0.017

<0.05), el elefante marino del norte: machos (0.67±0.9, Mediana: 0.38 (0.13-2.86) µg/g ps),

hembras (0.18±0.05, Mediana: 0.16 (0.13-2.86) µg/g ps) y juveniles (0.54±0.355, Mediana: 0.39

(0.29-0.95) µg/g ps). La prueba de Mann-Whitney post hoc mostró que dichas diferencias

estuvieron entre: machos elefante-adultos tiburón blanco= 0.00077, hembras elefante-adultos

tiburón blanco= 0.0025, juveniles elefante- adultos tiburón blanco= 0.018 (Figura 18).

Figura 18.Comparación de Hg total µg/g p.s. entre adultos de Carcharodon carcharias y, machos y hembras adultos y juveniles de Mirounga angustirostris.

36

A pesar que no se obtuvieron diferencias significativas entre el elefante marino y una de

sus presas, el calamar opalescente (Kruskal-Wallis p=0.1354 >0.5), sí se apreció una mayor

concentración en machos (0.67±0.9, Mediana: 0.38 µg/g p.s) y juveniles de elefante (0.54±0.35,

Mediana:0.39 µg/g p.s) con respecto a la del calamar (0.35±0.25, Mediana: 0.23 µg/g p.s.

(Figura 19).

Figura 19. Comparación de Hg Total µg/g ps entre calamar Doryteuthis opalescens y, machos (EM), hembras (EM) y juveniles (Juv EM) de Mirounga angustirostris.

37

No hubo diferencias significativas entre las concentraciones de mercurio en tiburón y las

concentraciones de adultos y crías de lobo fino de Guadalupe. A pesar de eso, tanto lo valores

de los machos y hembras de lobo fino de Guadalupe (7.21±5.94 y 7.14±3.84, Medianas: 4.5 y

6.19 µg/g p.s, respectivamente) fueron superiores a los de adultos de tiburón blanco (6.53±7.84,

Mediana: 2.97 µg/g p.s) (Figura 20).

Figura 20. Comparación de Hg total µg/g p.s. entre adultos de Carcharodon carcharias (Adultos WS) y, machos (Machos LFG), hembras (Hembras LFG) y crías (crías LFG) de Arctocephalus

philippii townsendi

38

VIII.7. Bioacumulación de selenio.

Las concentraciones de selenio fueron expresadas en promedio ± desviación estándar

tanto en peso seco como en peso húmedo (Tabla 8). NOTA: El contenido en agua del pelo es

insignificante, por eso solo se manejó peso seco.

Tabla 8. Concentraciones de selenio expresadas en microg/g p.s. para las tres especies muestreadas

[Se] μg g-1 C. carcharias M. angustirostris A. philippii townsendi

n 23 10 49

p.s. p.h. p.s. p.h. p.s.

Min-Max 0.069-1.70 0.017-0.425 0.107-0.332 0.027-0.083 0.059-52.75

Promedio±DE 0.46±0.48 0.115±0.12 0.19±0.08 0.047±0.02 8.31±9.42

Se observaron grandes diferencias entre los niveles de selenio del lobo fino de

Guadalupe (8.31±9.42 µg/g, Mediana: 6.07 (0.059-52.75) µg/g ps) por un lado y, de tiburón

blanco (0.46±0.48 µg/g, Mediana: 0.24 (0.06-1.7) µg/g p.s) y elefante marino (0.19±0.08 µg/g,

Mediana: 0.17 (0.11-0.33) µg/g ps) por otro. Se encontraron diferencias significativas (Kruskal-

Wallis p=1.193 e-7 <0.05) precisamente entre tiburón blanco y lobo fino de Guadalupe y, elefante

marino y lobo fino de Guadalupe (Mann Whitney= 9.226e-6 EMN:LFG, 2.248e-8 TB:LFG) (Fig.

21).

39

Figura 21. Concentraciones de Se (µg/g p.s.) para C. Carcharias (TB); Mirounga angustirostris (EMN); Arctocephalus philippii townsendi (LFG).

40

Se separaron las concentraciones de selenio en tiburón blanco y elefante marino del

norte para poder apreciar mejor sus correspondientes diferencias resultando que éstas no fueron

significativas (U Mann Whitney= 0.317) (Figura 22).

Figura 22. Concentraciones de Se (µg/g ps) para Carcharodon carcharias (TB) y Mirounga angustirostris (EMN).

41

VIII.8. Relación talla con concentración de selenio

La concentración de selenio no estuvo correlacionada con la talla del tiburón fue Rs=

0.3, p-valor= 0.06 (Figura 23). Al distinguir entre machos y hembras, vemos como para los

primeros (Figura 24) no se observó ninguna correlación con una Rs= -0.07 y p-valor= 0.82,

mientras que para las hembras la correlación fue significativa, Rs= 0.78, p-valor= 0.04 (Figura

25).

Figura 23. Correlación Se (µg/g ps) con longitud total de Carcharodon carcharias; Rs= 0.3; n=19; p-valor= 0.06.

00.20.40.60.811.21.41.61.8

1.9 2.4 2.9 3.4 3.9 4.4 4.9 5.4 5.9

Se µ

g/g

p.s.

LT (m)

[Se]- LT Tiburón blanco

42

Figura 24. Correlación Se (µg/g ps) con longitud total en machos de Carcharodon carcharias, Rs= -0.07, n= 12, p= 0.82.

Figura 25. Correlación Se (µg/g ps) con longitud total en hembras de Carcharodon carcharias, Rs= 0.78, n= 7, p= 0.04.

00.20.40.60.811.21.41.61.8

1.9 2.4 2.9 3.4 3.9 4.4 4.9

Se µ

g/g

p.s.

LT (m)

[Se]-LT Machos TB

00.20.40.60.811.2

3 3.5 4 4.5 5 5.5 6

Se µ

g/g

p.s.

LT (m)

[Se]-LT Hembras TB

43

La concentración de selenio no fue significativamente distinta entre sexos ni entre rango

de tallas (Kruskal Wallis p=0.125>0.05) (Figura 26). No obstante, se observó cómo los niveles

más altos pertenecieron al grupo de machos de 4-4.4 m LT (0.96±0.83, Mediana: 0.96 µg/g ps) y

hembras de 5-5.7 m LT (0.66±0.36, Mediana: 0.65 µg/g ps), seguidos por los machos de 2-3 m

LT (0.67±0.68, Mediana: 0.25 µg/g ps) y las hembras de 3.5-4.5 m LT (0.41±0.42, Mediana:

0.13 µg/g ps); y finalmente, los machos de 3.5 m LT (0.14±0.03 µg/g ps).

Figura 26. Se (µg/g ps) para ambos sexos en tallas juveniles y adultas de Carcharodon carcharias

44

VIII.9. Relación sexo y estadios de madurez con concentración de selenio

- Elefante marino del Norte:

La concentración de selenio entre machos, hembras y juvniles de elefantes marinos del

norte, no fue significativamente distinta (U Mann Whitney = 0.89) (Figura 27). Sin embargo, los

machos tuvieron valores más altos de selenio (0.21±0.11, Mediana: 0.21 µg/g p.s.) frente al

0.17±0.03, Mediana: 0.19 µg/g ps de las hembras, y el 0.15 µg/g ps de un solo ejemplar juvenil.

Figura 27. Concentración de Se (µg/g ps) en machos, hembas y juveniles de Mirounga angustirostris.

45

- Lobo fino Guadalupe:

Tampoco hubo diferencias significativas (Kruskal-Wallis p=0.1197 >0.05) entre machos

(9.16±14.23, Mediana: 4.55 µg/g p.s.), hembras (11.06±4.41, Mediana: 10.1 µg/g ps) y crías

(10.05±7.96, Mediana: 9.2 µg/g p.s.) de lobo fino de Guadalupe (Figura 28).

Figura 28. Concentración de Se µg/g ps en machos, hembas y juveniles de Arctocephalus philippii townsendi.

46

VIII.10. Proporción molar Mercurio y Selenio (Hg:Se)

Durante los análisis para obtener el razón molar Hg/Se, se observó que ésta disminuye

bruscamente con el aumento de la concentración de mercurio hasta llegar a una concentración

de entre 1-2 µg/g ps a partir de la cual este descenso se hace más gradual y se estabiliza con

los niveles máximos de mercurio Figura 29.

Figura 29. Razón Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Carcharodon carcharias.

47

Así mismo, el razón Hg:Se en M. angustirrostris disminuye bruscamente con el aumento

de la concentración de mercurio hasta llegar a una concentración de entre 0.2-0.3 µg/g ps a

partir de la cual este descenso se hace más gradual y se asintotiza con las niveles máximos de

mercurio (Figura 30).

Figura 30. Razón Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Mirounga angustirostris.

48

Para A. p townsendi se aprecia como el razón Hg:Se se mantiene a un valor constante de

2.54 con el aumento de la concentración de mercurio con la excepción de un máximo de 3 con

una concentración de mercurio de 15 µg/g (Figura 31).

Figura 31. Razón Hg/Se con Hg Total (µg/g p.s.) en Arctocephalus philippii townsendi

En las figuras 32 y 33 se separaron los datos de la figura anterior en ejemplares adultos y

en crías, obteniendo para los primeros la misma tendencia para tiburón blanco y elefante marino,

no siendo así para las crías.

49

Figura 32. Razón Hg/Se con Hg Total (µg/g ps) en adultos de Arctocephalus philippii townsendi

Figura 33. Razón Hg/Se con Hg Total (µg/g ps) en crías de Arctocephalus philippii townsendi.

2.540392.5403922.5403942.5403962.5403982.54042.5404022.5404042.5404062.540408

0 5 10 15 20 25

1:H

g/Se

Hg Total (µg/g p.s.)

1:Hg/Se Lobo Fino Adulto

2.5403922.5403942.5403962.5403982.54042.5404022.5404042.5404062.540408

0 1 2 3 4 5 6 7

1:H

g/Se

Hg Total (µg/g p.s.)

1:Hg/Se Cría Lobo Fino

50

IX. DISCUSIÓN:

IX.1. Bioacumulación de mercurio.

Las concentraciones de mercurio para el tiburón blanco de Isla Guadalupe (este estudio)

estuvieron dentro de los rangos obtenidos para el tiburón blanco en California (Mull et al., 2012),

Florida (Adams et al., 2003) y Australia (Gilbert et al., 2015) (Tabla 3). Es importante resaltar que

en nuestro caso se usó una mezcla de tejidos, variando la composición en cada muestra, con lo

que se introdujo una mayor variablidad de las concentraciones de mercurio debida a su

toxocinética (distribución y redistribución dentro del cuerpo)

Los machos y hembras de tiburón blanco fueron separadas por rango de tallas (Figs. 13

y 14) debido a los cambios ontogénicos en la dieta, a diferentes requerimientos energéticos y a

un diferente uso de hábitat a lo largo de su vida.

Las mayores concentraciones de mercurio en tiburón blanco registradas hasta la fecha,

fueron en los ejemplares de Adams et al., 2003 (5.45 [2.10-10] µg/g ph, n= 4, rango de tallas de

2.27- 4.19 m LT), en Indian River Lagoon, Florida, cerca de zonas estuarinas (baja circulación de

agua) con descargas de contaminantes. Seguidos de los tiburones blancos juveniles en la costa

de California (Mull et al., 2012) con concentraciones de 2.78 (0.41–10.3) µg/g ph, n= 19 y rango

de tallas de 1.73-2.83 m LT, más expuestos a los contaminantes provenientes de grandes

ciudades costeras como Los Ángeles o San Diego, California EU; Gilbert et al., 2015, en

Australia, presentaron unas concentraciones (2.5 (0.625- 4.5) µg/g ph, n= 6 y rango de tallas de

1.25-2.75 m LT) muy cercanas en promedio al estudio de California, con el que comparte la

similitud de tener la influencia de las grandes descargas contaminantes provenientes de grandes

ciudades como Sidney. Por último, las menores concentraciones fueron las encontradas en este

estudio, 1.08 ±1.46 (0.073-7.325) µg/g ph, n=38 (2-5.7m LT), indicando posiblemente el menor

grado de contaminación de las aguas de la Península de Baja California debido a la ausencia de

grandes zonas industrializadas (además de comparar entre tejidos diferentes).

En base a lo anterior, podríamos inferir que existe una relación entre los niveles de

mercurio en tiburón blanco y el nivel de contaminación de su uso de hábitat, como podrían ser

las zonas costeras adyacentes a grandes ciudades y más aún si hablamos de zonas

semicerradas donde la falta de oxigenación promueve la actividad bacteriana (Mull et al., 2012).

51

Lo cual favorecería el aumento de las concentraciones de mercurio, pudiendo derivar en

graves daños fisiológicos y mermar la capacidad reproductiva del tiburón blanco (Gelsleichter et

al., 2010).

Sin embargo, en el caso de los juveniles de la Ensenada Sur de California (EU), cabe

señalar que la mayoría fueron menores de 1.75m (de neonatos hasta 1 año de edad); a tenor de

lo que se sabe por estudios de genética para la zona del Pacifíco Noreste (Oñate et al., 20115),

estos ejemplares estarían más relacionados con las hembras adultas de Isla Guadalupe que con

las de California Central (según mostró su ADN mitocondrial); Estas hembras, que

eventualmente acudirían a dar a luz a las costas sureñas de California, presentaron valores de

mercurio muy inferiores en este estudio. De nuevo, no hay que olvidar que no se estaría

comparando el mismo tipo de tejido; por otro lado, según varios autores (Endo et al., 2008; Mull

et al., 2012; Gilbert et al., 2015) los ejemplares adultos de tiburones, mostrarían un cambio en la

distribución del mercurio desde el tejido muscular en su etapa juvenil a su su tejido hepático

después de la madurez sexual, donde parecería que es el destino final; por ende, los ejemplares

adultos muestreados tendrían menores concentraciones de mercurio en el músculo que los

ejemplares neonatos y juveniles.

Para los pinníedos de este estudio no se cuentan con trabajos para las mismas especies

con los mismos tejidos analizados, lo cual aumenta la relevancia de los resultados descritos

aquí. En elefante marino del norte (muestras compuestas por pelo, grasa y a veces músculo) se

obtuvieron concentraciones de 0.517±0.686 µg/g p.s. (durante el periodo de muda) muy

similares a las reportadas por Habran et al., 2011 en sangre durante la lactancia (0.593±0.130

µg/g p.s.). Para lobo fino de Guadalupe, se obtuvieron valores de 4.83±4.21 µg/g p.s., más

bajos que 9.59±5.89 µg/g p.s. obtenidos de pelo de Arctocephalus pusillus en Melbourne,

Australia (Bacher, 1985); Por otro lado, Elorriaga-Verplancken y Aurioles-Gamboa, 2008

encontraron concentraciones de entre 9.34±6.74 µg/g p.s. y 139±10 µg/g p.s. en diferentes Islas

del Golfo de California .

IX.2. Bioacumulación de selenio.

Los niveles de Selenio en tiburón blanco en el presente estudio (0.46; 0.06-1.7) fueron

en promedio ligeramente inferiores a los de Gilbert et al. (2015) (0.62; 0.37-1.3) y Mull et al.

(2012) (0.64; 0.34-1.19) pero estuvieron sobre los mismos rangos que éstos. Al compararlos con

las otras dos especies de estudio, mostraron concentraciones superiores (aunque no de manera

52

significativa) a los del elefante marino, posiblemente porque el tiburón blanco adquiera parte de

ese selenio al ingerir a los elefantes marinos y a los lobos finos de Guadalupe, además de

moverse por zonas muy enrriquecidas como el Alto Golfo de California (García-Hernández et al.,

2001); Por último, tiburón blanco y elefante marino mostraron concentraciones significativamente

muy inferiores a los del lobo fino de Guadalupe. Ésto es debido posiblemente al área de

alimentación del lobo fino de Guadalupe por las zonas aledañas a la Península de Baja

California (enrriquecida en selenio).

IX.3. Relación sexo y talla con concentración de mercurio y selenio en tiburón blanco.

Branco et al. (2007), vieron como las concentraciones totales de mercurio y

metilmercurio en el músculo de tiburón azul, Prionace glauca, se correlacionaron positivamente

con la longitud del tiburón. Las concentraciones de mercurio en el músculo de cinco especies de

tiburones de aguas costeras de Brasil aumentó al aumentar la longitud de tiburón; la mayor parte

del mercurio (63 a 95%) fue metilmercurio (de Pinho et al., 2002). Del mismo modo sucedió para

el zorro común (Alopias vulpinus) y el mako (Isurus oxyrinchus), mostrando este último una

altísima correlación (Suk et al., 2009). Gilbert et al. (2015), encontraton grandes correlaciones

(r=0.99) en tiburón blanco juvenil (Carcharodon carcharias), en tiburón lobo o arenero

(Carcharhinus obscurus) y en tiburón gris (Carcharhinus plumbeus; r= 0.78).

Sin embargo, en nuestro estudio en ningún caso obtuvimos unas tendencias como las

anteriores, con unas correlaciones bastante bajas. Esto también fue reportado por de Pinho et

al., (2002); McMeans et al., (2010); Nam et al. (2010); Escobar-Sánchez et al. (2011); y Maz-

Courrau et al., (2012). En el caso de los machos, se obtuvo una moderada correlación aunque

significativa de Rs= 0.42 y p= 0.00087; algo más baja que para las hembras con Rs= 0.606 y p=

0.00075 (Figuras 10 y 11). El principal motivo se debería al escaso número de muestras y a la

poca homogeneidad del número de éstas para cada talla afectando significativamente al grado

de inclinación de la pendiente de la recta.

En el caso de la correlación entre ejemplares de tiburones de un año y de juveniles de

California (EU) y adultos de Isla Guadalupe, los resultados mostraron un comportamiento no

esperado, obteniendo en contra de la hipótesis de la bioacumulación, que las concentraciones

de Hg fueron superiores en los ejemplares juveniles. De las 19 muestras del estudio, 12

correspondían a ejemplares menores de 1.75 m, y cuya concentración de Hg corresponde a la

transferida por sus madres; A partir de estudios de genética en tiburón blanco para la zona del

53

Pacífico Noreste (Oñate et al., 2015) se sabe que los juveniles del sur de California están más

relacionados con las hembras de Isla Guadalupe que con las de la población de California.

A partir de lo discutido anteriormente, no era de esperar encontrar cambios graduales de

la concentración de Hg con el aumento de la longitud total del tiburón blanco ya que hay que

tener muy en cuenta los cambios ontogénicos muy marcados que sufre a lo largo de su vida, a

saber: cambio de dieta (debido a un cambio de dentición junto con diferencias de requerimientos

energéticos o nutricionales); cambio en la velocidad de crecimiento (acelerada entre la etapa

neonato-juvenil, y la previa a la madurez sexual, más lenta en adultos); y a una rotación en la

actividad metabólica del hígado, sucediendo estos cambios en la proximidad de la talla de

madurez sexual (Endo et al., 2008). Por ello, al separar las tallas por rangos antes, durante y

después de la madurez sexual, se obtuvo una aproximación mucho más afín con la biología de

este animal, mostrando para ambos sexos la hipótesis de la biomagnificación de manera más

clara.

De entre los posibles efectos que contrarrestarían el fenómeno de la bioacumulación

podría ser un aumento de los mecanismos de desintoxicación con la edad, así como una mayor

síntesis de metalotioneina (proteína con función encapsuladora de metales pesados que se

sintetiza en situaciones de estrés producido por la falta de selenide ante altas concentraciones

de metales no esenciales), lo cual reflejaría una disminución en la concentración de mercurio con

el tiempo (Núñez-Nogueira y Ordoñez,1998). Por otro lado, se ha encontrado una tendencia

creciente con la edad relacionada con concentraciones elevadas en el hígado (con respecto al

músculo) siendo mayor en los animales más viejos; esto estaría indicando que las tasas de

acumulación de algunos metales como el Hg y Cd superan las tasas de metabolismo y excreción

(Turoczy et al., 2000), en particular después de la fase juvenil; apuntando al hígado como

destino final de la distribución de los metales no esenciales.(Endo et al., 2008).

Los neonatos de tiburón blanco (<1.75 m), nacen con una relativa elevada cantidad de

Hg derivada de la transferencia materna mediante sacos de vitelo llenos de proteína rica en Hg

(Lyons y Lowe, 2013), que ocurre en su etapa embrionaria dentro del útero de la madre. Desde

ese momento y durante toda su etapa juvenil llevan una dieta a base de peces e invertebrados

más rica en Hg, más bentónica (sedimentos actúan como trampa de contaminantes; Clark, 2001)

y más cercana a la costa (mayor influencia de fuentes de Hg naturales y antropogénicas).

Además, los juveniles al igual que los adultos, pueden alimentarse por carroñeo de grandes

54

animales a los que no pueden cazar en vida (Dicken et al., 2008); por ejemplo, en Isla

Guadalupe se pueden alimentar de pinnípedos cazados por los adultos, pero debido al efecto de

jerarquización por tamaño, solo lo hacen después de que los adultos se sacien (una vez se han

comido la mayor parte del contenido graso) alimentándose de los restos, básicamente músculo y

vísceras (observación personal). Además, su crecimiento en esta etapa es mucho más rápido,

con lo cual también aumentarían sus requerimientos nutricionales diarios para su crecimiento.

El hecho que no se muestre el efecto de dilución por rápido crecimiento desde el

nacimiento hasta la talla de madurez, se podría deber a que las necesidades metabólicas y

costos de las actividades asociadas a este rápido crecimiento fueran acompañados por un

mayor consumo de presas contaminadas con Hg. Se podría entender como un equilibrio entre

las tasas de consumo de alimentos, la eficiencia de conversión de alimentos (es decir, la relación

entre el crecimiento y las tasas de consumo) y cómo el presupuesto de energía se asigna (es

decir, el crecimiento o la actividad; Trudel y Rasmussen, 2006; Rumbold et al., 2014).

En el caso de los juveniles del área de crianza en el Sur de California EU, posiblemente

se vieron fuertemente afectados por las fuentes industriales y las descargas urbanas de

elementos traza y metales pesados (Schiff et al., 2000; Mull et al., 2012). No obstante, los

procedentes de Bahía Sebastián Vizcaíno tendrían una mayor exposición metales pesados de

origen natural debido a las diferentes corrientes marinas, que provocan un Centro de Actividad

Biológica (BAC) en el área, resuspendiendo y concentrando Hg procedente de otras áreas del

océano (Lluch-Belda et al., 2000).

Los mismos juveniles de California, EU bajan en invierno a Bahía Sebastián Vizcaíno,

Baja California, México y luego vuelven a subir en verano (Weng et al., 2007), por lo que estarían

expuestos a ambas fuentes de Hg. Los de Isla Guadalupe también podrían realizar estos

desplazamientos norte-sur antes de arribar a la Isla.

Los resultados, también reflejaron el efecto de la bioacumulación tanto para machos

como para hembras (esto es, mayor talla, mayor edad, mayor tiempo acumulando mercurio a

través de la alimentación) (Figs. 10,11,13 y 14); así como unos niveles de mercurio superiores

en el caso de los machos, aunque no de manera significativa, apuntando como principal

responsable a la transferencia materna de mercurio a sus crías (mediante la oofagia, proceso

por el cual la madre produce huevos sin fecundar llenos de vitelo para alimentar a sus crías

55

dentro del útero) por parte de las hembras (Lyons et al.,2013 y 2014); en los juveniles, las

diferentes concentraciones entre machos y hembras pueden deberse a un diferente uso de

hábitat (Kock et al., 2013) o a que las hembras pueden crecer más rápido al alcanzar tallas

similares en menor tiempo (Endo et al., 2008), por lo que lo machos llevarían más tiempo

bioacumulando, lo que puede explicar los niveles más altos en su etapa neonato-juvenil

(Hamady et al., 2014).

A partir de los datos disponibles por telemetría satelital se sabe que los tiburones

blancos adultos se segregan estacionalmente: machos y hembras que realizan viajes oceánicos

en dirección a las Islas Hawái, donde probablemente estarían expuestos a fuentes de mercurio

de origen natural debido a la actividad volcánica de la zona. A medio camino entre Isla

Guadalupe y Hawái, se agregan en una área oceánica de alimentación compartida conocida

como SOFA (por sus siglas en inglés) o Shark Café, dónde no se aprecia interacción (por lo

menos superficialmente) y en la que realizan descensos y ascensos en la columna de agua; lo

cual podría deberse a la búsqueda de presas (Jorgensen et al., 2010, Domeier et al., 2012);

además en esa área, existe una zona (200-1000 m) rica en metilmercurio coincidiendo con la

capa de mínimo oxígeno que podría actuar como fuente natural para sus presas.

En cuánto a las hembras embarazadas, los datos satelitales muestran que se acercan a

la Península de Baja California y a la costa Sur de California, adentrándose incluso al Golfo de

California para eventualmente dar a luz a sus crías,4ë exponiéndose a fuentes de origen natural

(BACs) y antropogénico (zonas urbanas costeras) (Maz-Corrau et al., 2006, Domeier et al.,

2012), además de poder consumir presas más expuestas a la contaminación por metales

pesados. Además, las hembras, durante su etapa de no agregación, realizan movimientos de ida

y vuelta entre el mar abierto y la plataforma continental; posiblemente para acceder a otro tipo de

presas como cetáceos (Domeier et al., 2012). Se reportó una hembra adulta que realizó una

migración desde California, Central EU, hasta Isla Guadalupe (Jorgensen et al., 2012), lo cual

conllevaría a que si bien existen patrones generales de movimiento y fidelidad al sitio, siempre

habría ejemplares que realizarían rutas alternativas aumentando la variabilidad de las fuentes de

mercurio a la que se verían expuestos.

Así pues, no se hallaron diferencias significativas entre adultos y juveniles (solo en los

machos) o entre machos y hembras, apuntando tal vez a un error estadístico de tipo II, en el que

56

se acepta la H0 de promedios de ambos grupos son similares aunque en realidad sí esxisten

dferencias debido probablemente al escaso y poco homogéneo tamaño muestral.

En cuanto al selenio, los ejemplares juveniles y las hembras adultas fueron los grupos

que mostraron los niveles más altos. Esto podría deberse a que ambos tienen una relación más

estrecha con las zonas costeras de la Baja California: los juveniles por usarlas como áreas de

crianza primaria y/o secundaria y, las hembras, por usarlas como zonas de alumbramiento

(incluído el Alto Golfo) y posible zona de alimentación en sus incursiones a la plataforma durante

la fase adulta fuera de costa (Galván-Magaña et al., 2010; Domeier et al., 2012). Las

correlaciones de selenio con el incremento de la longitud total fue negativa y no significativa para

las hembras (Rs= -0.07, p= 0.82) y significativamente correlacionada para los machos (Rs= 0.78,

p= 0.04).

IX.4. Relación sexo y estadios de madurez con concentración de mercurio y selenio en pinnípedos.

- Elefante marino del Norte:

Estos resultados reflejaron que los machos adultos pueden alimentarse de presas de un

nivel trófico superior por efecto de biomagnificación y que los juveniles podrían estar asimilando

gran cantidad de mecurio a través de la transferencia materna durante la lactancia. Esto

aumentaría su concentración relativa de mercurio con respecto a la de las hembras debido a su

pequeño tamaño y a la gran cantidad de leche materna que recibe durante un mes, ganando en

promedio 4.5 kg/día, que a su vez contrarestaría lo anterior por efecto de la dilución.

Durante el muestreo, los juveniles biopsiados al menos tenían un año de edad, con lo

cual no realizarían grandes desplazamentos fuera de la Isla, en donde su alimento estaría

formado por peces que depredarían en los alrededores (más ricos en mercurio que los

calamares). Sin embargo, existe un caso de una cría marcada en Isla Guadalupe en 2003, que

apareció año y medio después en la Isla Isabela del Archipiélago de Las Galápagos en Ecuador,

ya como juvenil, en mayo de 2004 (Gallo-Reynoso y Hoyos-Padilla, 2011). Luego, las

concentraciones de mercurio y selenio halladas en juveniles de elefante marino se explicarían

desde las cantidades remanentes durante el período de lactancia y su alimentación propia.

Otra conclusión que se desprende a partir de los datos, es que en general, las presas

principales para estos organismos no varían de manera notable para ambos sexos siendo los

57

calamares los ítems predilectos, entre otras razones porque son las que más abundan (dieta

teutófaga, especialista-oportunista). Sin embargo, se sabe que su dieta la completan la merluza

del Pacífico Norte (Merluccius productus), la langostilla (Pleuroncodes planipes) y probablemente

con exclusividad en los machos (pudiendo ser más generalistas), diferentes especies de rayas y

tiburones jóvenes bentónicos o demersales (Condit y Le Boeuf, 1984; Antonelis et al.,1987).

Tanto los machos adultos como las hembras adultas se dirigen al norte en sus viajes de

forrajeo, siendo los machos más costeros que las hembras, más oceánicas (Le Boeuf et al.,

2000) y llegando más al Norte; esto implicaría una mayor exposición de contaminación

antropogénica a lo largo de su recorrido por la Costa Oeste de EU y Canadá; ya que estas

regiones cuentan con grandes ciudades costeras, que junto con las descargas fluviales verterían

gran cantidad de todo tipo de contaminantes al mar. Una vez allí, parte de ellos serían metilados

incorporándose a la cadena trófica, bioacumulándose en los machos adultos de elefante marino

del Norte. Otra razón que suavizaría las diferencias entre machos y hembras es que los primeros

viven aproximadamente la mitad de tiempo que las hembras lo cual haría que el efecto de la

bioacumulación fuese superior en las hembras y permitiendo recortar las diferencias en sus

respectivos niveles de mercurio por razones tróficas.

Peterson y colaboradores (2015), expusieron la importancia de la gran cantidad de MHg

encontrada entre los 200-1000 m en la zona oceánica del Pacífico Noreste y su influencia en la

bioacumulación de este contaminante en el elefante marino del Norte. A partir del marcaje

satelital de 77 hembras adultas, concluyeron que las mayores concentraciones de Hg en los

organismos correspondieron a aquellos que realizaron buceos profundos y forrajeos en el

océano abierto; seguidas de las que presentaron buceo superficial en aguas oceánicas y,

presentando las concentraciones más bajas, las hembras que se alimentaron más septentrional

y más cerca de la costa. Así pues, aunque los machos no fueron incluidos en este estudio

debido a su comportamiento más costero influenciado por las fuentes de contaminación

antropogénicas, a su patrón de buceo más bentónico y a su alimentación de una posición trófica

superior a la de las hembras, todo ello contrarestaría a las tendencias encontradas por los

autores en el estudio anterior para las hembras, explicando los resultados que se encontraron en

el actual.

Los bajos niveles de mercurio encontrados en esta especie con respecto a las demás

del presente estudio se pueden atribuir a dos razones: 1) Los calamares no son muy ricos en

58

mercurio sino mucho más en cadmio; 2) La muestra obtenida constó de pelo, piel y grasa (90%

total de la muestra), y se sabe que el metilmercurio no tiene buena afinidad con ella sino con los

grupos tiol de las proteinas. Por su parte, Habran y colaboradores (2011), encontraron

concentraciones de 18.74±6.10, máximos de 32.43 en hembras de elefante marino y

43.68±18.51, máximo de 75.23 en pelo de machos.

En cuanto al selenio, los machos adultos presentaron mayores niveles que las hembras

debido probablemente a su alimentación más costera (Le Boeuf et al., 2000) y por lo tanto más

cerca de las fuentes de selenio a lo largo de la costa Oeste de Estados Unidos y Canadá.

- Lobo Fino de Guadalupe:

Los machos y hembras adultos de lobo fino presentan una concentración similar de

mercurio debido a que sus hábitos alimentarios no difieren mucho los unos de los otros (dieta

oportunista-especialista, Juarez-Ruiz, 2015). Tal vez la diferencia radicaría en la cantidad

ingerida ya que los machos adultos precisarían mayor cantidad de presas por tener mayores

requerimientos energéticos al ser el doble de grandes que las hembras y éstas, a su vez

(sobretodo durante la lactancia), necesitan aprovisionarse tanto de recursos para ellas como

para generar la leche para sus crías. La principal característica que diferencía a los machos de

las hembras en pinnípedos, es la lactancia, y en el caso para el mercurio se sabe que las

hembras descargan parte de los contaminantes y se lo transfieren a las crías, lo cual nos llevaría

a esperar concentraciones bastante inferiores en hembras que en machos (Elorriaga y Aurioles,

Por otro lado, encontramos otro factor que compensaría este desequilibrio y se trata de la

longevidad de éstas: las hembras llegan a vivir en promedio unos 23 años con respecto a los 18

años de los machos; lo cual conllevaría a que éstas tuvieran más tiempo para bioacumular.

Respecto a la diferencia entre crías y adultos, las muestras de pelo de las crías fueron

del tipo lanugo (primer pelaje que se conserva hasta los 4-5 meses); mientras que las de adulto

ya era su pelaje característico que mudan gradualmente a lo largo de 3 años. Así pues, la

diferencia entre las concentraciones entre crías y adultos se podría explicar en parte por las

diferentes ventanas temporales que representa cada tipo de pelaje; siendo las crías

muestreadas en el presente estudio de 2 meses de edad como máximo, por lo que sus

concentraciones de mercurio serían explicadas exclusivamente a partir de su exposición al

mecurio de la madre durante la gestación y de la transferencia materna durante la lactancia. Por

59

su corto tiempo de vida, el efecto de la bioacumulación no tendría el tiempo suficiente para

manifestarse. (Peterson et al., 2015).

En cuanto al selenio, el lobo fino de Guadalupe presentó unas concentraciones muy

superiores a las del tiburón blanco y el elefante marino. Sabiendo que Baja California está en su

mayoría formada por rocas de orígen volcánico o ígneas, y que éstas son las que contienen

mayores cantidades de selenio; que al estar desplazándose hacia el Norte su corteza está llena

de fallas de las que emanan materiales hidrotermales (que también contienen mercurio y selenio

entre otros) (Figueroa-Carranza, 2004); que la descarga de los ríos y de la agricultura en

California, EU arroja gran cantidad de selenio al mar, ocasionando graves problemas de salud a

la fauna y a los ciudadanos de la región (Ohlendorf, 1989), y que toda la costa de California es

afectada por la Corriente de California que fluye hacia el sur, arrastrando parte de ese selenio.

Todo ello puede incidir en la biodisponibilidad del selenio por parte de las presas del del lobo fino

de Guadalupe en sus áreas de alimentación (unos 600 km alrededor de Isla Guadalupe, Gallo-

Reynoso et al., 2008; Lander, 2000).

Es dificil poder dar un razonamiento argumentado en este caso debido a la poca

información que se tiene hasta la fecha, sobretodo de los machos, en donde se cree que viajan

para alimentarse hacia el Norte, debido a los avistamientos en California, EU, por lo que

encontrarían condiciones diferentes de biodisponibilidad de mercurio y selenio. Podriamos decir

que el grupo de las crias con el de las madres presentan una cierta similaridad debido

probablemente a la transferencia materna vía lactancia.

IX.5. Relación depredador-presa.

En la relación tiburón blanco – lobo fino de Guadalupe, este último mostró tener una

mayor concentración de mercurio que su depredador debido a que la ventana temporal de su

pelaje es mayor que la del músculo de tiburón blanco (actuando el pelaje como ruta de

eliminación de contaminantes), por lo que habría más tiempo para bioacumular mercurio en este

tejido.

En la relación tiburón blanco - elefante marino (el cual es la presa que mayor aportación

tiene en la dieta de los tiburones blancos muestreados en Isla Guadalupe, Jaime-Rivera et al.,

2014) el depredador tuvo más mercurio en promedio que la presa, tal y como se observa

claramente en la Figura 18. Esa diferencia tan significativa tendría dos posibles explicaciones: el

60

mayor nivel trófico del tiburón blanco con respecto a su presa directa; y por otro lado, el alto

contenido en grasa de las muestas de elefante marino sabiendo que el metilmercurio se

distribuye poco en estos tejidos.

Además, en el momento del muestreo, los ejemplares de elefante marino estaban

finalizando su período de muda o iniciando el de post muda, durante el cual ayunan;

considerando que el mercurio es eliminado a través del pelo de estos animales (Cossabon et al.,

2015), el momento del muestreo ayudaría a explicar los niveles tan bajos encontrados en el

tejido graso; y al mismo tiepo al estar en época de ayuno, parte de esa grasa es usada para las

necesidades calóricas de los organismos, degradándola y redistribuyendo de nuevo por el

organismo el mercurio acumulado en ella.

Lyons y colaboradores (2015), obtuvieron resultados semejantes al comparar el

contenido de Hg en músculo de un gran tiburón mako (Isurus oxyrinchus) y el contenido en la

grasa de un lobo marino de California (Zalophus californianus) albergado en su estómago.

IX.6. Proporción molar (PM) Mercurio:Selenio Hg:Se.

El comportamiento de la razón Hg:Se con el aumento de la concentración de mercurio

fue el mismo reportado en el estudio de Mull y colaboradores (2012), para tiburón blanco,

elefante marino y adultos de lobo fino de Guadalupe. La lógica de dicho comportamiento se

explica de la siguiente manera:

Cuando las concentraciones de mercurio son normales (no producen toxicidad), la razón

Hg:Se permanece alta ya que el organismo no debería de destinar selenio para que forme

complejo con el mercurio con el fin de volverlo menos tóxico. A medida que aumenta la

concentración de mercurio, también lo haría la del selenio (disminuyendo la razón Hg:Se hasta

estabilizarse a cerca de 1) para contrarestar su efecto, hasta llegar a un umbral en el que el

mercurio seguiría aumentando, pero el cuerpo del organismo no podría destinar más selenio.

Esto debido a que el selenio es un micronutriente esencial para la vida, cuya función principal, es

la de antioxidante, fortalecedor del sistema inmune y como anticancerígeno; una vez se ha

destinado suficiente selenio a estas necesidades de primer orden, el resto es empleado para

contrarrestar los efectos tóxicos del mercurio. El resultado de lo anterior sería que la proporción

Hg:Se se estabilizó con el aumento del mercurio una vez pasado este umbral, obteniendo una

razón mayor a 1 (McMeans et al., 2007; Mull et al., 2012).

61

Las Figs. 29, 30 y 31, reflejaron un nivel umbral de toxicidad de mercurio cercano a 1

µg/g ps para el tiburón blanco y 0.2 µg/g ps para el elefante marino; para el lobo fino de

Guadalupe, este umbral fue más difuso pero rondaría los 2.5 µg/g ps. No siendo así para la Fig.

32, presumiblemente debido a que las crías de lobo fino de Guadalupe tenían de 2-3 meses de

edad en el momento del muestreo por lo que sus niveles de mercurio y selenio procedían

completamente de la leche materna, teniendo en cuenta no obstante, que el contenido de

mercurio y selenio entre la sangre y la leche materna puede variar notablemente (Habran et al.,

2011).

Del total de tiburones de nuestro estudio tan solo uno superó el umbral de efectos

subletales visto en teleósteos adultos (~ 6-20 µg/g ph) (Wiener et al., 2003). Éstas

concentraciones en tejido muscular han conllevado alteraciones del comportamiento, emaciación

(adelgazamiento patológico), lesiones cerebrales y trastornos en el desarrollo gonadal (Wiener et

al., 2003; Gelsleichter et al., 2010; Nam et al., 2011; Barrera-García et al., 2012; Taylor et al.,

2014). En este sentido, Curvin-Aralar y Furness, 1991 apuntaron a que la redistribución del

mercurio desde órganos altamente contaminados como el hígado o el riñón, tendría como

objetivo el tejido muscular donde quedaría relativamente almacenado (al ser un tejido dinámico e

irrigado), como mecanismo de protección contra la toxicidad del mercurio.

Para los mamíferos marinos, se ha observado que a partir de ciertas concentraciones

de mercurio los animales dejan de comer y mueren llegando a tener 500 µg/g ps en su hígado y

mostrando toxixidad hepática y fallo renal en análisis de sangre ( Ronald y Tessaro, 1977).

Más importante, en algunos casos, los balances entre elementos como Hg:Se han

resultado ser más importantes que las concentraciones absolutas de los metales pesados en

cuanto a su toxicidad se refiere. En el estudio de Martin et al.,1976 se analizaron los cachorros y

hembras de lobo marino de California debido a alumbramientos prematuros masivos. Los

cachorros presenaron ataxia, dificultades respiratorias y murieron rápidamente. Por otro lado, los

niveles de mercurio en las madres sanas fueron mayores que en las madres que alumbraron a

los cachorros enfermos; sin embargo, en las hembras enfermas se observó un severo

desbalance en la proporción Hg:Se.

62

X. CONCLUSIONES

Las concentraciones de mercurio entre las tres especies, fueron superiores en el lobo fino de

Guadalupe Arctocephalus philippii townsendi, posiblemente al actuar su pelo como ruta de

evacuación del mercurio. El elefante marino del norte Mirounga angustirostris presentó unos

niveles de mercurio significativamente inferiores a los del tiburón blanco Carcharodon carcharias

y a los del lobo fino de Guadalupe. Apuntando al tipo de tejido analizado (grasa en su mayoría),

al momento de muestreo (muda, ayuno) y a la gran afinidad del metilmercurio por el azufre de

los grupos tiol de las proteinas (ausentes en la grasa)

En C. carcharias, los resultados confirman la hipótesis de la bioacumulación de mercurio

solamente al separar las tallas por clases de edad, confirmando los marcados cambios

ontogénicos a lo largo de su vida. Las correlaciones con la talla no fueron significativas,

probablemente debido al tamaño muestral y a su poca homogeneidad para cada longitud.

La contaminación antropogénica procedente de las zonas costeras industrializadas tiene

aumenta las concentraciones de mercurio en los ejemplares de C. carcharias.

En las relación depredador-presa tan solo C. carcharias- M.angustirostris presentaron diferencias

significativas.

Para el selenio no se observaron diferencias significativas a nivel intraespecífico, aunque

siempre fueron más altas en los grupos que poseían una mayor relación con las zonas

costeras. Entre especies, A. philippii townsendi presentó de manera significativa las

concentraciones más altas, posiblemente debido a su uso de hábitat.

Para las tres especies analizadas, las hembras presentaron menores concentraciones de

mercurio que los machos, a pesar que las dferencias no fueron significativas, probablemente

debido al escaso tamaño muestral y a su poca homogeneidad. En este sentido, la transferencia

materna sería el principal responsable.

La función del selenio para contrarestar los efectos tóxicos del mercurio podría ser inferida a

partir del comportamiento de la fracción Hg:Se, el cual mostró señales de recuperación ante

altos niveles de mercurio; ésto se observó para las tres especies excepto las crías de lobo fino

de Guadalupe las cuales deben toda su concentración de Hg y Se a la leche materna.

63

XI. RECOMENDACIONES

- Es necesario obtener la muestra de tejido en la misma zona del cuerpo ya que se sabe que las

concentraciones pueden variar en distintos puntos debido a la diferenciación de la disribución de

la grasa.

- Considerar la alta movilidad y los patrones migratorios de los animales para explicar la gran

variabilidad de las concentraciones por diferentes fuentes de exposición de mercurio y selenio,

tanto naturales como antropogénicas.

- Tratar de aumentar el tamaño de muestra y homogeneizar la estructura de tallas con el fin de

obtener correlaciones más confiables.

- Usar mayor cantidad de muestra para llegar al umbral de detección y poder realizar réplicas

para cada medición.

- Separar los tejidos para poder comparar un mismo tipo cuando se estudie varias especies al

mismo tiempo, y en el caso de relación depredador presa, poder confirmar la presencia o

ausencia del efecto de la biomagnificación a nivel cuantitativo.

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77

XIII. ANEXOS

Anexo 1. Comparación entre los ejemplares machos y hembras de Isla Guadalupe con los

ejemplares de Indian River Lagoon (Florida), Ensenada Sur de California (California) y Australia

Sur Este con sus respectivos rangos de tallas.

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Anexo 2. Diferencia entre las concentraciones de mercurio en piel y mezcla de músculo (y/o

tejido conectivo) para 5 ejemplares de tiburón blanco de Isla Guadalupe.