La temperatura del agua en toda el área de muestreo varió de 20.5 a 23.2 ºC en marzo y de 23.4 a 25.5 ºC en noviembre. El análisis entre épocas del año mostró que la temperatura en marzo fue significativamente menor respecto a noviembre (t = 231; p < 0.001). La salinidad en marzo y noviembre presentó un valor promedio global de 36.00 ± 0.50 ‰ con valores mínimos en el MFP, y no presentó diferencias significativas (t = 441; p = 0.618) (Cuadro I). La saturación de oxígeno varió de 83 a 121 %. No hubo diferencias significativas entre meses (t = 0.773; p = 0.445). Las zonas del MFP y el ESC tendieron a ser más oxigenadas respecto a la CTE (Cuadro I). La clorofila-a en el área de estudio presentó un intervalo de variación de 1.1 a 4.7 µg/L. No se registraron diferencias significativas entre meses (t = -0.609; p = 0.547). El promedio en marzo fue de 3.0 ± 1.1 y en noviembre de 3.2 ± 0.9 µg/L, con los valores más elevados en marzo en la zona del ESC (Cuadro I).

CUADRO I

		Central Termoeléctrica		Muelle Fiscal Portuario		Estero San Carlos		Typical Pacific Values
		Marzo	Noviembre	Marzo	Noviembre	Marzo	Noviembre	Coastal systems	Open Ocean
T	Range Mean±St.dev	20.5-21.7 21.1±0.4	23.4-25.2 24.8±0.5a	20.7-23.1 21.7±1.2	24.9-25.4 25.2±0.2a	20.8-23.2 21.1±0.4	25.0-25.5 25.2±0.2b	19.6-27.15	14.8-29.36
S	Range Mean±St.dev	35.3-36.7 36.1±0.5	35.5-37.1 36.2±0.5a	35.4-36.0 35.6±0.3	35.5-35.8 35.7±0.1b	35.4-37.2 36.1±0.7	35.7-36.3 35.9±0.2a	34.7-35.15	33.8-34.76
OD	Range Mean±St.dev	96-108 102±4	83-111 99±11	107-108 108±1	106-115 110±4	103-114 108±4	88-121 106±11	102-1245	59-1156
Cla	Range Mean±St.dev	1.3-3.4 2.4±0.9a	2.3-4.5 3.3±0.9	1.1-3.1 2.1±1.4b	2.3-4.6 3.3±1.0	2.9-4.7 3.8±0.7ab	2.0-4.6 2.9±0.9	1.5-3.95	0.1-7.66
NO2	Range Mean±St.dev	ND-0.001 0.001±0.000	0.001 0.001±0.000	ND ND	0.002-0.006 0.004±0.002	ND-0.001 0.001±0.000	0.001-0.003 0.001±0.001	ND-0.0215	0.001-0.0056
NO3	Range Mean±St.dev	0.001-0.077 0.019±0.030	0.018-0.069 0.029±0.017	ND-0.001 0.001±0.000	0.016-0.084 0.054±0.034	0.001-0.110 0.056±0.051	0.002-0.084 0.032±0.025	0.006-0.0275	0.001-0.0906
NH4	Range Mean±St.dev	ND-0.014 0.005±0.005	0.005-0.019 0.010±0.006a	ND ND	0.008-0.011 0.009±0.001a	ND ND	0.006-0.079 0.033±0.030b	ND-0.0675	0.003-0.0526
PO4	Range Mean±St.dev	0.069-0.084 0.073±0.006	0.036-0.229 0.142±0.074a	0.070-0.074 0.072±0.003	0.048-0.068 0.062±0.010ab	0.064-0.102 0.084±0.014	0.040-0.129 0.075±0.031b	0.015-0.0285	0.002-0.0326
SiO2	Range Mean±St.dev	0.977-3.177 1.94±1.02	0.085-1.336 0.43±0.39a	0.382-4.324 2.35±2.79	0.440-2.375 1.22±0.93ab	0.433-7.348 2.87±2.96	0.456-1.953 1.35±0.60b	0.101-0.2365	0.034-0.4196
Cd	Range Mean±St.dev.	0.034-0.043 0.040±0.003	0.018-0.027 0.023±0.004	0.030-0.042 0.037±0.006	0.021-0.024 0.023±0.001	0.024-0.041 0.034±0.004	0.019-0.026 0.023±0.002	0.061-0.1951,2	0.004-0.0053,4
Co	Range Mean±St.dev	0.005-0.030 0.016±0.009	0.004-0.030 0.016±0.009	0.005-0.012 0.009±0.003	0.002-0.019 0.014±0.008	0.004-0.019 0.010±0.005	0.001-0.022 0.009±0.007	0.029-0.1421,2	0.001-0.0033,4
Cu	Range Mean±St.dev	0.091-0.230 0.139±0.039	0.052-0.179 0.095±0.044	0.125-0.165 0.138±0.023	0.040-0.139 0.070±0.046	0.109-0.207 0.163±0.039	0.048-0.209 0.138±0.055	0.890-2.7961,2	0.066-0.0753,4
Ni	Range Mean±St.dev	0.178-0.223 0.192±0.014	0.063-0.186 0.143±.041	0.183-0.196 0.189±0.007	0.145-0.152 0.149±0.003	0.157-0.246 0.198±0.032	0.153-0.195 0.171±0.017	0.352-0.9391,2	0.144-0.2143,4
Pb	Range Mean±St.dev	0.002-0.005 0.003±0.001	0.001-0.004 0.003±0.001	0.001-0.004 0.002±0.002	0.001-0.004 0.002±0.001	0.006-0.020 0.010±0.008	0.001-0.011 0.005±0.004	0.025-0.0381,2	0.005-0.0073,4
Zn	Range Mean±St.dev	0.679-1.132 0.900±0.148	0.635-3.638 1.798±0.840	0.870-1.150 0.967±0.158	0.948-1.900 1.202±0.465	0.739-1.249 1.011±0.219	0.324-2.571 1.506±0.789	1.02-4.641,2	0.014-0.0163,4
E. coli	Range Mean±St.dev	0-8 3±2	5-27 16±15	0-2 1±1	- -	0-19 6±7	5-16 10±5	2-14937
Coliformes T	Range Mean±St.dev	1-12 6±3	44-115 80±50	0-2 1±1	- -	0-39 17±10	17-44 27±12

(ND = No Detectado). Diferencias significativas entre zonas (a,b,). ¹Russel-Flegal and Sañudo-Wilhelmy., 1993; ²Lares et al., 2009; ³Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal., 1989; ⁴Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal., 1996; ⁵Jimenez-Quiroz et al., 2019; ⁶Cervantes-Duarte et al., 2015; ⁷PMSMB/CBCS 2009.

Si nos centramos en el muestreo de marzo, donde existían mareas vivas con una amplitud de aproximadamente 1 m por arriba del nivel medio del mar, la comparación por zonas mostró que la temperatura y la salinidad no presentaron diferencias significativas entre zonas:

Temperatura: CTE vs ESC: t = 97, p = 0.069; CTE vs MFP: t = 24, p = 0.673; ESC vs MFP: t = -0.383, p = 0.711); salinidad (CTE vs ESC: t = -0.0208; p = 0.984; CTE vs MFP: t = 1.466; p = 0.171; ESC vs MFP: t = 1.061; p = 0.316).

Saturación de oxígeno. Hubo diferencias significativas entre CTE y ESC: t = 95, p = 0.100. El resto de las zonas no presentaron diferencias significativas: CTE vs MFP: t = -1.582, p = 0.158; ESC vs MFP: t = -0.107, p = 0.918.

Clorofila-a. Se observaron diferencias entre CTE y ESC (t = -3.001, p = 0.013), pero no entre el resto de las zonas: CTE vs MFP: t = 0.436, p = 0.678; ESC vs MFP: t = 2.409, p = 0.053 (Cuadro I).

El muestreo de noviembre, sin embargo, se realizó durante mareas muertas, con una amplitud de marea ≤ 25 cm respecto del nivel medio del mar:

Temperatura: en la CTE fue significativamente menor que en el ESC (t = 101, p = 0.029), aunque no hubo diferencias con el resto de las zonas: CTE vs MFP: t = 44, p = 0.056; ESC vs MFP: t = -0.292, p = 0.777.

Salinidad: en el MFP fue significativamente menor respecto de la CTE (t = 2.348, p = 0.037) y el ESC (t = 2.277, p = 0.046).

Saturación de oxígeno: no hubo diferencias significativas: CTE vs ESC: t = 95, p = 0.100; CTE vs MFP: t = -1.832, p = 0.094; ESCD vs MFP: t = -0.642, p = 0.537.

Clorofila-a: tampoco hubo diferencias significativas entre las diferentes zonas: CTE vs ESC: t = 62, p = 0.230; CTE vs MFP: t = 33, p = 0.723; ESCD vs MFP: t = -0.598, p = 0.563 (Cuadro I).

En marzo, durante las mareas vivas, los valores de nitrito (NO₂ ^-) fluctuaron entre no detectado y 0.001 mg/L, mientras que en noviembre con mareas muertas se presentaron valores de 0.001 mg/L en la CTE y ESC, y 0.004 mg/L en el MFP (Cuadro I). El nitrato (NO₃ ^-) no presentó diferencias significativas por mes ni por zonas (CTE: t = 208, p = 0.141; ESC: t = 34, p = 0.573; MFP: t = 50, p = 0.573). En marzo varió de 0.001 a 0.110 mg/L, con los valores máximos en las estaciones 6, 11, 13 y 16 (Fig. 2a). En noviembre el intervalo de variación fue de 0.002 a 0.084 mg/L, con valores máximos en las estaciones C y D del MFP, y 4, 5, 17 y 18 (Fig. 2b). El amonio (NH₄ ⁺) fue significativamente menor en marzo que en noviembre (t = 130; p < 0.001), y no presentó diferencias significativas entre zonas. Los valores más altos se registraron en los sitios 1 y 10 (Fig. 2c). En noviembre se presentaron concentraciones altas en las tres zonas (Fig. 2d), sin embargo, en el ESC las concentraciones fueron significativamente más altas respecto a la CTE y al MFP (t = 27; p = 0.02) (Cuadro I). En la mayoría de los sitios el fosfato (PO₄ ^3-) fue > 0.02 mg/L en los dos muestreos (Fig. 2e, f) y no presentó diferencias significativas entre ambos meses (t = 260; p = 0.987). Los valores promedio por zona en marzo durante las mareas vivas no presentaron diferencias significativas, mientras que en noviembre durante las mareas muertas se observaron diferencias significativas solamente entre la CTE y el ESC (t = 2.379; p = 0.030), correspondiendo a la CTE los valores más altos (Cuadro I). El silicato (SiO₄)⁴⁻ fue significativamente mayor en marzo que en noviembre (t = 235; p = 0.015). En marzo la distribución por zonas no mostró diferencias significativas, mientras que en noviembre únicamente se observaron diferencias significativas entre la CTE y el ESC (t = 3.877; p = 0.001). El ESC presentó las mayores concentraciones y la mayor variabilidad (Cuadro I).

Fig. 2

Las concentraciones de Pb en el área de estudio variaron de 0.001 a 0.020 µg/L (Cuadro I), siendo los valores, por lo general, más elevados en la zona del ESC en ambas fechas, pero principalmente en el muestreo de marzo. Para las otras dos zonas de muestreo, los valores fueron similares en ambas épocas del año (Fig. 3a, b). Los niveles de Co variaron de 0.002 a 0.030 µg/L (Cuadro I), siendo los niveles ligeramente más elevados en la zona de la CTE que en las otras dos zonas (Fig. 3c, d). Para el Cd, las concentraciones estuvieron en el rango de 0.018 a 0.043 µg/L (Cuadro I), observándose valores por lo general más elevados en marzo que en noviembre, pero sin diferencias entre zonas (Fig. 3e, f).

Fig. 3

El Cu presentó valores de un orden de magnitud superior a los tres metales anteriores, fluctuando entre 0.040 y 0.230 µg/L (Cuadro I), con niveles más altos por regla general en marzo que en noviembre, de manera similar al Cd (Fig. 4a, 4b). Los valores de Ni variaron de 0.063 a 0.246 µg/L (Cuadro I); por lo general, los valores promedio entre zonas de muestreo fueron muy similares pero ligeramente superiores en marzo (Fig. 4c, d). Finalmente, el Zn fluctuó en un rango de 0.324 a 3.638 µg/L (Cuadro I), siendo por regla general los valores más elevados en el muestreo de noviembre que en el de marzo, principalmente en la zona de la CTE (Fig. 4e, f).

Fig. 4

Tanto en los muestreos de marzo como en los de noviembre se detectó la presencia de bacterias coliformes totales (Cuadro I). Los intervalos de abundancia en marzo fueron menores que en noviembre, con un máximo registrado en la CTE. La presencia de E. coli también fue detectada en ambos muestreos. En marzo el intervalo fue de no detectado a 19 con máximos en la zona ESC, particularmente en la estación 17 (interior del estero). En noviembre los máximos se registraron en la zona CTE (estación 9) con un intervalo de 5 a 27 en esta zona (Cuadro I).

La temperatura registrada en marzo (21.6 ± 0.8 °C) fue significativamente menor que la registrada en noviembre, lo cual concordó con el promedio (20.9 °C) reportado por Lluch-Belda et al. (2000) en el área de estudio para el periodo 1991-1998. En noviembre la temperatura fue más alta (25.0 ± 0.4 °C) que el promedio anual reportado para la misma zona (22.7 °C). En este incremento pudo haber influido la presencia de un evento de calentamiento anómalo en la región oceánica del Pacifico conocido como The Blob, que se extendió desde el norte de Estados Unidos hasta la península de Baja California (Robinson 2016, Jiménez-Quiroz et al. 2019). En general, la salinidad en el área de estudio en ambos muestreos fue más alta que la reportada en otros sitios de Bahía Magdalena (Cervantes-Duarte et al. 2013). La alta evaporación y escaso aporte de agua dulce producen zonas hipersalinas en las zonas someras (≤ 2 m) de la laguna (> 36). Los intervalos de variación en ambos muestreos fueron similares (36.6 ± 0.6 en marzo y 36.0 ± 0.4 en noviembre). La zona del canal de navegación que lleva al MFP presentó las menores salinidades en el estudio en marzo (35.6 ± 0.3) y noviembre (35.7 ± 0.1), las cuales fueron más parecidas a las condiciones marinas; sin embargo, se consideran altas respecto a las reportadas en la boca que comunica al océano (34.3 ± 0.4) (Cervantes-Duarte et al. 2013, 2015) (Cuadro I). Los valores globales de saturación de oxígeno y la concentración de clorofila-a no variaron significativamente en el área de estudio; corresponden a condiciones predominantemente óxicas, relacionadas principalmente con la buena circulación del agua y la abundancia de productores primarios en la zona como macroalgas, fitoplancton, pastos, bosques de manglar y vegetación halófila (Funes-Rodríguez et al. 2007). No se observó riesgo por condiciones anóxicas en la zona de estudio. La clorofila-a promedio superficial fue relativamente alta (3.1 ± 1.0 mg/m³) y presentó menos variación respecto de otras zonas someras de Bahía Magdalena durante el primer y segundo semestres (2.8 ± 2.5 y 3.1 ± 2.4 mg/m³, respectivamente) (Cervantes-Duarte et al. 2013), pero no con relación a la zona oceánica (Cuadro I).

En lo referente a nutrientes inorgánicos disueltos, el nitrito presentó la mayor concentración en las estaciones frente al MFP (0.002 mg/L; Cuadro II), de manera similar a lo reportado por Sujitha et al (2017) en la misma laguna, particularmente en las estaciones más cercanas a la costa y en el litoral de la zona de manglar. Los valores de nitrito tienden a incrementarse en condiciones de pH > 8, saturación de oxígeno > 95% y escasa iluminación (Dvir et al. 1999, Sujitha et al. 2017).

CUADRO II

	CTE		MFP		ESC		NOM-001-ECOL-1996			Criterios ecológicos1
	Marzo	Noviembre	Marzo	Noviembre	Marzo	Noviembre	Pesquero	Recreativo	Estuario	Recreativo	Vida acuática
Temperatura	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)					40
Oxígeno	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)				5	5
Nitrito	(-)	(-)	(-)	50	(-)	50					0.002
Nitrato	17	20	(-)	67	50	38					0.04
Amonio	17	40	(-)	33	(-)	63					0.01
Fosfato	100	100	100	100	100	100					0.002
Plomo	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	0.20	0.50	0.20
Cobalto
Cadmio	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	0.10	0.20	0.10		0.09
Cobre	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	4.00	6.00	4.00		3.00
Níquel	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	2.00	4.00	2.00		8.00
Zinc	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	(-)	10.0	10.0	10.0		90.0
							Reglamento de prevención2
							mínimo	promedio	máximo
Coliformes T	(-)	10	(-)	(-)	(-)	(-)	70	1000	10000	<1000
E. coli	70	100	33	(-)	75	100

CTE: central termoeléctrica, MFP: muelle fiscal portuario, ESC: estero San Carlos.

Los valores promedio de nitrato (0.007 mg/L) fueron menores a los reportados para esta laguna (0.025 mg/L) en el mes de octubre del mismo año por Sujitha et al. (2017), quienes mencionan que la única fuente de nitrato es la mezcla, advección y procesos de difusión del reservorio oceánico adyacente; sin embargo, la distribución de nitrito y nitrato presentada por estos autores mostró que los valores tendieron a incrementarse hacia la zona norte de la laguna (Fig. 5a-f). De forma análoga, los valores superiores a la norma encontrados en este estudio se observaron en el MFP y el ESC (Fig. 2a, b), lo cual podría indicar una fuente antrópica.

Los valores de amonio fueron significativamente menores en mareas vivas, ya que pasaron de 0.002 ± 0.004 mg/L en marzo a 0.019 ± 0.022 mg/L en noviembre, especialmente en la zona del ESC. Este aumento puede estar relacionado con el aporte de agua residual del poblado de Puerto San Carlos, que es más evidente durante las mareas muertas y en una estación del año más cálida. Aunque las fuentes y sumideros de amonio en el mar son biogénicas, los agentes físicos como la temperatura, luz y oxigenación son de considerable importancia en la determinación de la concentración de este elemento (Badran 2001).

El intervalo de concentración de fosfato (0.012 a 0.075 mg/L) fue mayor al reportado en la laguna por Sujitha et al. (2017) (0.005 a 0.045 mg/L); estos autores sugieren que las altas concentraciones de fosfato se deben a una rápida mineralización y alto pH (8.28) en las aguas subyacentes que provocan la liberación de fosfato de los sedimentos aeróbicos al agua intersticial y posteriormente a la columna de agua.

En ambos muestreos (marzo y noviembre), el silicato presentó las concentraciones más elevadas respecto a la zona costera y océano adyacente (Cuadro I). La fuente principal de sílice en la laguna puede ser marina (por surgencia de agua subsuperficial) y terrestre a partir de transporte por el viento. En marzo de 2014 se registró un fenómeno meteorológico anómalo en el sur de la Península de Baja California, con vientos excepcionalmente fuertes (hasta 60 km/h), lo cual puede haber contribuido a la mayor concentración reportada. Los silicatos son tomados principalmente por organismos planctónicos (diatomeas y radiolarios) que al morir llevan al fondo el silicato biogénico. Los cambios en los patrones de viento y la circulación a gran escala promueven los cambios estacionales del fitoplancton. Las diatomeas tienden a dominar de marzo a junio debido al aporte de nutrientes por surgencias (Martínez-López y Verdugo-Díaz 2000). Asimismo, se han obtenido correlaciones significativas entre la temperatura del agua y el silicato con la abundancia celular de las diatomeas (Jiménez-Quiroz et al. 2019).

Los metales traza en el área de estudio presentaron valores coherentes con los niveles de metales en aguas de otros sistemas costeros de la zona (Russel-Flegal y Sañudo-Wilhelmy 1993, Lares et al. 2009) y con los valores típicos de aguas del Océano Pacífico (Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal 1989, Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal 1996). En el caso del Cd, las concentraciones encontradas en este estudio varían de 0.018 a 0.043 µg/L, que son valores intermedios entre los típicos del Océano Pacífico (0.004-0.005 µg/L) y los encontrados en otros sistemas costeros del Pacífico mexicano (0.061-0.195 µg/L) (Cuadro I). Si se observan los valores de Co (0.001-0.030 µg/L), los niveles vuelven a ser mayores que los típicos de aguas del Pacífico (0.001-0.003 µg/L), aunque iguales o menores que los medidos en sistemas costeros similares (0.029-0.142 µg/L). Atendiendo al Cu, los valores encontrados en este estudio (0.040-0.230 µg/L) se encuentran entre los típicos de aguas del Pacífico (0.066-0.075 µg/L) y los de otros sistemas costeros cercanos (0.890-2.796 µg/L). En cuanto a los valores de Ni, se sitúan en niveles muy cercanos a los valores típicos de aguas del Pacífico (0.144-0.214 µg/L) y siempre por debajo de los encontrados en otros sistemas costeros de similares características (0.352-0.939 µg/L). Los valores de Pb en el litoral de Puerto San Carlos (0.001-0.020 µg/L) son muy cercanos a los valores típicos oceánicos (0.005-0.007 µg/L) y siempre menores a los valores medidos de sistemas costeros próximos (0.025-0.038 µg/L). Finalmente, en el caso del Zn (0.324-3.638 µg/L), los niveles son un orden de magnitud superiores a los de aguas oceánicas del Pacífico (0.014-0.016 µg/L) y muy similares a los encontrados en sistema costeros de la zona (1.02-4.64 µg/L). Atendiendo a las normas y criterios ecológicos (Cuadro II), los niveles de metales encontrados en este estudio no superan en ningún caso a los establecidos en la legislación mexicana. Únicamente el Cd (con un nivel promedio de 0.03 ± 0.02 µg/L y valores puntuales de 0.04 µg/L) presenta valores cercanos a los establecidos en los Criterios Ecológicos de la Calidad del Agua (0.09 µg/L) para este metal (SEDUE 1989).

Por tanto, desde el punto de vista de los metales disueltos en agua no existe una amenaza real para el ecosistema lagunar de Bahía Magdalena, en concreto en la zona cercana a Puerto San Carlos, que es donde se centra este estudio. Sin embargo, es de especial interés resaltar las diferencias existentes entre algunos de los metales en ambas épocas de muestreo, correspondientes además con diferentes momentos de marea. En este sentido, los niveles de promedio de Cd, Cu y Ni presentaron niveles significativamente más elevados en marzo (p < 0.05) durante mareas vivas que en noviembre. En el caso del Cd, los valores disminuyeron de 0.037 ± 0.005 µg/L en marzo a 0.023 ± 0.003 µg/L en noviembre. Para el Cu, la disminución fue de 0.148 ± 0.037 µg/L en marzo a 0.106 ± 0.053 µg/L en noviembre. Finalmente, el descenso del Ni fue de 0.194 ± 0.023 µg/L en marzo a 0.154 ± 0.031 µg/L en noviembre. La resuspensión de sedimentos ricos en metales de la laguna con las corrientes de marea puede ser la causa de este aumento en los niveles, al menos del Cd y el Ni, en época de mareas vivas. Un estudio de Rodríguez-Meza et al. (2007) mostró niveles de Cd en el sedimento lagunar (0.1-0.5 mg/kg) superiores a los niveles de la corteza terrestre (0.09; Rudnick y Gao 2003). Estas altas concentraciones en los sedimentos lagunares proceden probablemente de las rocas fosfatadas aportadas por la cuenca Las Bramonas (situada al norte de Puerto San Carlos), cuyo contenido de Cd es de aproximadamente 100 mg/kg (González-Soto. 2017). Algo similar ocurre para el Ni, ya que Rodríguez-Meza et al. 2007 midieron concentraciones de 1-119 mg/kg cuando los niveles de la corteza terrestre son de 47 mg/kg (Rudnick y Gao 2003). Esta resuspensión puede actuar de dos formas: en primer lugar, aumentando los flujos bentónicos de metales desde el agua intersticial hacia la columna de agua (Santos-Echeandia et al. 2009a) y, en segundo lugar, poniendo en suspensión partículas ricas en metales que pueden provocar una redisolución de los mismos desde la fase particulada a la disuelta. Esto es especialmente importante en el caso del Cd, que tiene una tendencia importante a la fracción disuelta a salinidades elevadas como las encontradas en este estudio (35.6 ± 0.3) con relación a estudios previos en la boca que comunica al océano (34.3 ± 0.4; Cervantes-Duarte et al. 2013). Esto se debe a la elevada afinidad del Cd por los cloruros, como se ha demostrado en trabajos previos (Santos-Echeandia et al. 2009b).

En el caso de Cu, no parece que los sedimentos sean la fuente principal de este metal en el agua, ya que los valores típicos del sedimento de Bahía Magalena varían de 0.1 a 33 mg/kg (Rodríguez-Meza et al. 2007), y son similares o inferiores a los valores de fondo (28 mg/kg) de la corteza continental (Rudnick y Gao 2003). Los niveles encontrados en agua en el presente estudio son, además, del orden de los valores típicos de aguas oceánicas del Pacífico (Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal 1989, 1996). Por tanto, las diferencias entre el muestreo de marzo y el de noviembre pueden explicarse por la clorofila. En este sentido, los mayores niveles de clorofila de noviembre (3.16 ± 0.91) respecto a marzo (2.96 ± 1.09) son indicativos de una mayor cantidad de organismos fitoplantónicos que utilizan el Cu disuelto en el medio para su metabolismo (Raven et al. 1999) y por lo tanto lo estarían retirando del medio.

El Zn presenta un comportamiento opuesto al de los tres metales anteriores respecto a la marea, ya que se encontraron valores significativamente más bajos en marzo (0.95 ± 0.17 µg/L) que en noviembre (1.58 ± 0.77 µg/L) (p < 0.05). Los mayores niveles de este metal observados durante el muestreo en mareas muertas apuntan a la entrada de aguas subterráneas residuales a la bahía asociada a los pozos negros como fuente principal, como han mostrado estudios previos en otras zonas costeras (Trezzi et al. 2016). Los valores de unidades formadoras de colonias en el caso de las bacterias corroboran esta teoría sobre la entrada de aguas subterráneas durante mareas muertas, ya que tanto para los coliformes totales como para E. coli en particular, son significativamente más elevados (p < 0.05) en el muestreo de noviembre. Además, una de las principales fuentes de entrada antrópica de Zn a los sistemas costeros son las industrias de galvanoplastia (Araújo et al. 2017).

Finalmente, los dos elementos restantes, el Co y el Pb, no mostraron diferencias significativas entre los muestreos. Los valores de Co en marzo y noviembre fueron de 0.012 ± 0.007 y 0.013 ± 0.008 µg/L, respectivamente. En el caso del Pb, los niveles fueron de 0.006 ± 0.006 µg/L en marzo y de 0.004 ± 0.003 µg/L en noviembre. Los niveles de ambos elementos en el litoral de Puerto San Carlos son similares a los valores típicos de aguas del Océano Pacífico (Sañudo-Wilhelmy y Russell-Flegal, 1996) por lo que no parece haber ninguna fuente antrópica en la zona que afecte los niveles de estos elementos. En tal caso, de manera similar al Cu, los niveles más bajos de Co en el muestreo de noviembre pueden estar asociados con su incorporación por parte del fitoplancton, ya que es un elemento esencial utilizado para los procesos metabólicos de estos organismos (Sunda y Huntsman 1995).

La zona norte de Bahía Magdalena concentra la mayor actividad antrópica, conformada por la CTE, el MFP y la población aledaña al ESC. En las tres zonas analizadas no se observó un efecto termohalino asociado con alguna fuente de contaminación. Por ejemplo, no se detectó la pluma de agua caliente del sistema de enfriamiento de la CTE, que es vertida a la laguna por un emisor sumergido, ni algún proceso de dilución del agua marina por aporte de agua dulce en la zona del MFP y el ESC. Asimismo, el oxígeno disuelto presentó en ambos muestreos valores por arriba del valor límite de 5 mg/L (SEDUE 1989). En general, los valores están cercanos al valor de saturación (Cuadro II). Los iones nutrientes presentaron un gradiente de concentración nitrito < nitrato < amonio < fosfato < silicato que indican una mayor utilización de nitrógeno inorgánico por los productores primarios y una mayor disponibilidad de fosfato y silicato. De acuerdo con los Criterios Ecológicos de la Calidad del Agua (SEDUE 1989), en noviembre el nitrito rebasó el valor establecido (0.002 mg/L) en el MFP y el ESC en 50 % de las muestras (Cuadro II). Para el nitrato y el amonio, los valores límite de 0.04 mg/L y 0.01 mg/L fueron rebasados en noviembre y al menos en dos de las tres zonas en marzo (Cuadro II). El fosfato rebasó el límite permitido (0.002 mg/L) en el 100 % de las muestras, por lo que este nutriente es un componente no limitante para los productores primarios de la laguna (Cervantes-Duarte et al. 2012). En este estudio, los niveles altos de nitrito y amonio en mareas muertas están relacionados con la fuente de aguas residuales y procesos de descomposición de materia orgánica in situ; sin embargo, con valores de pH > 8, condiciones de saturación de oxígeno y buena iluminación pueden contribuir a incrementar la concentración de nitrito (Dvir et al. 1999, Sujitha et al. 2017). Por otra parte, en mareas vivas la fuente de fosfato y silicato estuvo relacionada con la fuente local antrópica y la fuente natural aledaña al área de estudio; por ejemplo, en el caso del fosfato, al aporte de detergentes y productos de limpieza, así como el guano de las aves. Además, en Bahía Magdalena la presencia de bosques de manglar y depósitos de fosforita en las áreas vecinas puede ser el principal factor responsable de los altos niveles de fosfato en el fondo y cerca de la costa (Sujitha et al. 2017). En cuanto al silicato, las fuentes principales son la arena de dunas adyacentes que son transportadas por el viento, especialmente en invierno-primavera, y la resuspensión del sedimento del fondo durante las mareas vivas. Las bacterias coliformes totales estuvieron presentes en un elevado número de muestras, pero sin rebasar los niveles establecidos en las normativas mexicanas. Sin embargo, E. coli sí superó los niveles en las tres zonas estudiadas. Por último, los metales medidos no superaron en ninguna de las estaciones las normativas mexicanas.

El MFP es uno de los tres puertos de altura del estado de Baja California Sur. De manera constante atracan en él barcos pesqueros con captura de los recursos de la región, como sardina y anchoveta, así como barcos de mayor calado para la pesquería de atún en la costa del Pacífico. La industria de la sardina continuamente descarga el producto en el puerto y genera un volumen considerable de residuos que son vertidos al mar sin tratamiento alguno. Estos residuos generan espuma nociva en la superficie del agua, que proviene de los químicos que se usan en el proceso de conservación del pescado. Otras embarcaciones de gran calado que habitualmente atracan en el puerto son los buques tanque que transportan hidrocarburos del petróleo para la CTE y las embarcaciones de la Armada de México. Las principales fuentes de contaminación en esta zona son los derrames de petróleo; grasas y aceites;, nitrito y amonio por contaminación orgánica reciente; fósforo proveniente de la roca fosfórica (Rodríguez-Meza et al. 2007) y del guano de las aves residentes y migratorias (Zárate-Ovando et al. 2006), y E. coli de posible origen antrópico.

El ESC se encuentra impactado por los desechos del poblado de Puerto San Carlos, con una población de aproximadamente 8 mil habitantes que carecen de una planta de tratamiento de aguas residuales. A esto se añade un sistema de alcantarillado que bombea el agua directamente al estero cuando hay inundación en la época de tormentas tropicales y ciclones. En consecuencia, el ESC está en riesgo continuo de contaminación debido a que los servicios sanitarios del poblado funcionan con fosas sépticas (secas y húmedas) y letrinas. Otras importantes fuentes de contaminación en el ESC son los desechos sólidos y líquidos derivados de la pesca artesanal que se lleva a cabo en las rampas de embarque de los pescadores, y el relleno sanitario que se encuentra fuera del poblado. Los valores de Pb son relativamente más altos en el ESC, donde el aporte de dicho metal puede provenir de la embarcaciones menores (pangas) de los pescadores ribereños de Bahía Magdalena, las cuales tiene su base en el ESC. Aproximadamente circulan diariamente alrededor de 100 pangas y en temporada de pesca de camarón su número se incrementa hasta 500 (Rábago-Quiroz et al. 2017). De manera similar al Pb, la entrada de Ni puede estar asociada con las actividades de las embarcaciones, ya que es un producto de la combustión. De hecho, existe una correlación positiva y significativa (r = 0.67; n = 40) entre los valores de Pb y Ni disueltos.