Los microplásticos (partículas <5 mm) son una subcategoría de la basura marina plástica considerada un contaminante emergente, y sus riesgos ambientales son un campo activo de investigación (Auta et al. 2017). Estas partículas tienen una distribución global amplia, están afectando a diversas especies y son amenazas para los ecosistemas y el sustento de las comunidades costeras (Wright et al. 2013; Antão-Barboza et al. 2018).

El conocimiento de la distribución, la abundancia y las características de los microplásticos en los ecosistemas es importante para generar conciencia ambiental sobre sus riesgos y promover acciones que permitan prevenir y mitigar sus impactos negativos en el corto, mediano y largo plazo (Li et al. 2016; Löhr et al. 2017; Kutralam-Muniasamy et al. 2021). En las zonas costeras se desarrollan ecosistemas proveedores de servicios ambientales que influyen en el bienestar de las comunidades humanas (Moberg & Rönnbäck 2003; Link & Borchert, 2015). Para proteger a largo plazo y usar sosteniblemente los elementos naturales de estos ecosistemas, se han definido espacios geográficos que albergan rasgos de biodiversidad sobresalientes en la escala regional, nacional o global, o tienen objetivos de conservación definidos, llamados áreas marinas protegidas (AMP) (Day et al. 2012).

A pesar de su protección, las AMP se han visto contaminadas por microplásticos que provienen de las actividades humanas en zonas aledañas o por las corrientes marinas, y diferentes estudios han reportado abundancias de estas partículas en aguas, sedimentos, y organismos (en sistema digestivo, órganos como branquias, gónadas y hojas, y en tejidos blandos, músculos o exoesqueletos) de las AMP en todo el mundo (Kutralam-Muniasamy et al. 2021; Garcés-Ordóñez et al. 2022a).

En la región de Latinoamérica y el Caribe se han reportado estudios en AMP de México (Rivera-Garibay et al. 2020; Celis-Hernández et al. 2021), Belice (Coc et al. 2021), Guatemala (Mazariegos-Ortíz et al. 2020), Costa Rica (Astorga-Pérez et al. 2022), Panamá (Delvalle et al. 2020), Colombia (Garcés-Ordóñez et al. 2019; 2022b), Ecuador (Jones et al. 2022), Brasil (Lorenzi et al. 2021), Chile (Rech et al. 2018) y Argentina (Díaz-Jaramillo et al. 2021), por citar algunas investigaciones.

El distrito de manejo integrado de Cispata es un AMP ubicada en la costa Caribe colombiana (Fig. 1), en donde se localizan los manglares más extensos y mejor conservados de esta región del país y en su área aledaña están las playas de mayor importancia turística del departamento de Córdoba (CVS & INVEMAR, 2010). Estos ecosistemas son el hábitat de crianza de especies pesqueras; proveedores de alimentos; zonas recreativas; protectores y estabilizadoras de la costa; entre otras funciones ecológicas (Medina-Contreras et al. 2020; 2021), y se han visto afectados por basuras plásticas (Garcés-Ordóñez et al. 2020a).

El río Sinú es receptor de residuos domésticos e industriales y desemboca en el área protegida de Cispata, siendo una vía de transporte de los plásticos y otros contaminantes desde el interior del departamento de Córdoba hasta la costa Caribe (Lebreton et al. 2017; Bayona-Arenas & Garcés-Ordóñez, 2018). Por la dinámica litoral, parte de esta basura generalmente, se acumula en las playas y los manglares (Harris et al. 2021), en donde se fragmentan por la exposición a la radiación solar y otros factores ambientales, generando microplásticos (Garcés-Ordóñez et al. 2020b; 2021).

Las preguntas de esta investigación fueron ¿cuál de estos ecosistemas de playas y manglares del área de Cispata, tiene mayor abundancia de microplásticos en sus aguas y sedimentos?, ¿cuáles son los principales tipos de microplásticos en estos ecosistemas?, y ¿cuáles serían sus fuentes probables?

El objetivo de este estudio fue evaluar la contaminación por microplásticos en manglares y playas del AMP de Cispata, Caribe colombiano. La información generada representa la línea base del conocimiento para la acción de las autoridades ambientales y comunidades locales que ayude a conservar estos ecosistemas de las AMP en las mejores condiciones posibles.

Estaciones de muestreo. Se seleccionaron cinco estaciones de muestreo, de las cuales tres se situaron en las zonas de manglar (Mestizo, Boca de Corea y Caño Lobo) y dos en las playas turísticas (Blanca y Manzanillo) del área de estudio (Fig. 1). Las características de estas estaciones se describen en el cuadro 1.

Fig. 1

Cuadro 1

Estación	Latitud N	Longitud W	Descripción
Mestizo	9°25.540ʼ	75°49.119ʼ	Manglares expuestos al mar Caribe alejada de la población, con presencia de Rhizophora mangle, Avi-cennia germinans y Laguncularia racemosa. Den-sidad de plántula de 3 individuos/m2. Suelo blando con poca inundación y presencia de neumatóforos y basuras. Dentro del área protegida.
Caño Lobo	9°22.600ʼ	75°47.786ʼ	Manglares en área urbanizada con presencia de R. mangle, A. germinans y L. racemosa. Densidad de plántulas de 9 individuos/m2. Suelo blando con poca inundación, abundantes neumatóforos, y presencia de macrobasuras. Desembocan arroyos intermiten-tes dependientes de precipitaciones. Se encuentran embarcaciones artesanales de pescadores. Dentro del área protegida.
Boca de Corea	9°23.453ʼ	75°57.837ʼ	Manglares en la desembocadura del río Sinú, con presencia de A. germinans y L. racemosa. Densidad de plántulas de 5 individuos/m2. Suelo duro, sin inundación durante el muestreo. Presencia de algunas viviendas, Instalaciones de acuicultura y de basuras. Dentro del área protegida.
Playa Manzanillo	9°24.885ʼ	75°45.134ʼ	Playa arenosa turística alejada de la población, con presencia de embarcaciones de pesca artesanal y sin servicio de limpieza. Aledaña al área protegida.
Playa Blanca	9°24.473ʼ	75°45.523ʼ	Playa arenosa turística cercana a la población, con limpieza manual, canecas para basuras cada 30 m y espolones para contrarrestar la erosión. Aledaña al área protegida.

Para establecer las estaciones en los manglares se consideró el fácil acceso y su ubicación con mayor influencia del río Sinú (Boca de Corea), en el área interior del bosque aledaño a la población de San Antero (Caño Lobo) y en la costa (Mestizo); y para las de playa se tuvo en cuenta su importancia turística y distancia del centro poblado (Cuadro 1). Las salidas de campo para recolectar las muestras de microplásticos en aguas superficiales y sedimentos en el área de estudio se realizaron del 7 al 10 de mayo del 2018.

Muestreo y aislamiento de microplásticos en agua y sedimentos de manglares. En las estaciones Boca de Corea y Caño Lobo, se recolectaron 150 L de agua superficial con un balde aforado en tres puntos a lo largo del borde del manglar-cuerpo de agua, y se tamizaron in situ en una red de 300 µm. El material retenido se transfirió en frascos de vidrio de 500 mL, se adicionaron 100 mL de NaClO al 10% para disolver la materia orgánica y facilitar su análisis. En el laboratorio, las muestras se examinaron directamente bajo el estereoscopio.

El muestreo de microplásticos en sedimentos de manglar, en las tres estaciones seleccionadas, se hizo con la metodología adaptada por Garcés-Ordóñez et al. (2019). En cada estación se establecieron tres cuadrantes de 50 x 50 cm distribuidos al azar, en donde se retiró cuidadosamente, el material vegetal de gran tamaño que cubría el suelo y se recolectaron las muestras de sedimentos superficiales hasta 5 cm de profundidad (~500 g).

En el laboratorio, las muestras se secaron en horno a 70 °C entre 48-72 h y se determinó el peso seco. Posteriormente, se le adicionó una solución de (NaPO3)6 (2.5 g/L), para desagregar los granos finos, agitando por 10 min y dejándola reposar por 24 h. Posteriormente, las muestras se tamizaron en tamices de 5.0 y 1.0 mm y el material retenido en el tamiz de 1.0 mm se examinó directamente bajo el estereoscopio.

Muestreo y aislamiento de microplásticos en agua y sedimentos de playas turísticas. El muestreo de microplásticos en el agua superficial de las estaciones Mestizo, playa Blanca y playa Manzanillo se hizo considerando recomendaciones de Kovač et al. (2016). Se usó una red de plancton de 300 μm con medidor de flujo y flotadores, remolcada por una lancha pequeña durante 15 min. hasta 2 nudos de velocidad, en tres transectos paralelos a la costa. Los puntos de inicio y final de los transectos se georreferenciaron con un GPS-Garmin®. Las muestras recolectadas se transfirieron en frascos de vidrio con 100 mL de NaClO al 10%. En el laboratorio, las muestras se examinaron bajo el estereoscopio para separar los microplásticos.

El muestreo de microplásticos en la arena de las playas Banca y Manzanillo se realizó con la metodología adaptada por Garcés-Ordóñez et al. (2020c). En cada estación se establecieron tres transectos de 30 m paralelos a la costa, distribuidos en las zonas de marea baja, media y trasera de la playa. En cada transecto se establecieron tres cuadrantes de 50 x 50 cm, separados por 15 m entre sí, en donde se colectaron sedimentos superficiales (primeros 5 cm). Las muestras secas se tamizaron in situ con tamices de 5.0 y 1.0 mm; y las muestras húmedas se secaron y tamizaron en el laboratorio. El material retenido en el tamiz de 1.0 mm se examinó bajo el estereoscopio para el aislamiento de los microplásticos.

Medidas de control y caracterización de los microplásticos. Durante el trabajo de campo se usó ropa de algodón y los elementos de muestreo se lavaron con agua destilada filtrada antes y después de cada colecta de muestra. En el laboratorio, las áreas de trabajo se limpiaron antes y después de los análisis, y se usaron herramientas metálicas y de vidrio. Se utilizaron recipientes testigos con agua destilada filtrada que permanecieron junto a la muestra durante el procedimiento para registrar posible contaminación en el laboratorio, las cuales se revisaron al terminar cada observación (Ory et al. 2018).

No se encontraron microplásticos en los rangos de tamaños considerados en este estudio (5-0.3 mm para aguas y 5-1 mm para sedimentos). Estos tamaños son de fácil identificación visual y permiten reducir los riesgos por confusión o sobreestimación por contaminación en el laboratorio, ya que las partículas (fibras principalmente) presentes en el aire interior, generalmente, son muy pequeños, <0.5 mm (Brander et al. 2020) o <0.3 mm (Prata et al. 2020).

Los microplásticos en las muestras de agua y sedimentos se identificaron visualmente bajo estereoscopio considerando la ausencia de estructuras celulares u orgánicas visibles, se contaron y clasificaron según su forma en fragmentos, filamentos, películas, espumas, gránulos y pellets (Kovač et al. 2016).

Los datos fueron normalizados según el volumen de agua filtrada, área muestreada y masa, y se expresaron en microplásticos m^-3 de agua superficial, en microplásticos m^-2 de sedimento de playa, en microplásticos m^-2 y microplásticos kg^-1 de sedimento del suelo de manglar en peso seco (p. s.).

Microplásticos en agua y sedimentos de manglares. En el agua superficial del manglar de Boca de Corea se determinó una abundancia de 123 microplásticos m^-3 y en Caño Lobo de 13 microplásticos m^-3 (Fig. 2A). La estación Boca de Corea se ubicó en un área de alta influencia del río Sinú, el cual es receptor de parte de los residuos domésticos generados por las poblaciones asentadas en sus riberas y, por tanto, es una fuente de basuras para la zona costera (Bayona-Arenas & Garcés-Ordóñez, 2018). Las películas fueron el tipo de microplásticos más abundantes en el agua, seguida de las espumas de poliestireno expandido (Fig. 2B ).

En el sedimento de manglar se determinaron abundancias de 72 a 1 668 microplásticos/m² o de 42 a 1 825 microplásticos kg^-1 p. s. (Fig. 2C y D ), determinándose la mayor contaminación en Mestizo, un área costera expuesta a la basura que llega por deriva litoral. Los tipos de microplásticos más comunes fueron: las películas, los filamentos y las espumas de poliestireno expandido (Fig. 2E ). Estos se generan por fragmentación de artículos plásticos de mayor tamaño y se conocen como microplásticos secundarios (Fig. 3 ; Auta et al. 2017).

Fig. 2

Fig. 3

Los microplásticos tipo películas son usualmente fracciones de bolsas; las espumas de poliestireno expandido provienen de la desintegración de utensilios desechables para servir alimentos, boyas y neveras usados comúnmente en la actividad pesquera; los filamentos probablemente provienen de cuerdas y redes de pesca y agua residual, y los fragmentos provienen de piezas de plásticos duro (Li et al. 2016; Wang et al. 2016).

En los manglares de Mestizo se encontraron algunos pellets, los cuales son fabricados de esas formas y tamaños para usarse como componente en otros productos, y son considerados microplásticos primarios (Boucher & Friot, 2017). Estos probablemente, son transportados por las corrientes marinas desde la zona industrial de Cartagena (Rangel-Buitrago et al. 2018; Garcés-Ordóñez et al. 2021).

En comparación con otros estudios, la abundancia de microplásticos en el agua de los manglares de Cispata fue menor a las reportadas para los de estuarios en Brasil (Deng et al. 2021) y China (Jiao et al. 2022), y superó lo reportado en manglares de México (Celis-Hernández et al. 2021) e Irán (Deng et al. 2021) (Cuadro 2).

Cuadro 2

País	Manglar	Microplásticos m-3	Microplásticos kg-1	Fuente
Colombia	AMP Cispata	13 123	42 1 825	Este estudio
	AMP Ciénaga Grande de Santa Marta	n. i.	31 2 863	Garcés-Ordóñez et al. -2019
	Bahía de Tumaco	n. i.	126 413	Preciado & Zapata (2020)
China	Estuario río Bei Lun	22-90	280-890	Jiao et al. 2022
	Estuario río Mai Ling	343 -1 339	600-1 570	Jiao et al. 2022
	Estuario río Qin Jiang	312 648	475-1 030	Jiao et al. 2022
	Estuario río Jiu Zhou	33 170	450-2 110	Jiao et al. 2022
	Reserva de Yunxiao	275	n. i.	Deng et al. (2021)
	Bahía de Qinzhou	n. i.	15-80	Li et al. (2018)
	Isla Hainan	n. i.	65-450	Ding et al. 2022
Singapur	Siete hábitats de manglar	n. i.	dic-63	Mohamed & Obbard (2014)
Irán	Golfo Pérsico, Irán	n. i.	0-125	Naji et al. (2017)
	Bahía Chabahar en Irán	0.14	n. i.	Deng et al. (2021)
México	AMP Laguna Términos	0.02 0.67	4 28	Celis-Hernández et al. 2021
Brasil	Bahía de Todos Santos	n. i.	555 31 087	da Silva et al. 2022
	Estuario de Goiana, Brasil	477	n. i.	Deng et al. (2021)

Las abundancias de microplásticos en sedimentos de los manglares de Cispata fueron mayores a las reportadas para Singapur (Mohamed & Obbard, 2014), Irán (Naji et al. 2017), Colombia (bahía de Tumaco; Preciado & Zapata, 2020) y China (bahía de Qinzhou; Li et al. 2018); menores a los de China (río Jiu Zhou; Jiao et al. 2022) y Brasil (bahía de Todos los Santos; da Silva et al. 2022) y similares al de Ciénaga Grande de Santa Marta, Colombia (Garcés-Ordóñez et al. 2019; Cuadro 2).

Cabe resaltar que a pesar de las limitaciones metodológicas que dificultan las comparaciones de estudios, como: los instrumentos de muestreo, el tamaño de los microplásticos analizados, los reactivos y los procedimientos de laboratorio (digestión, filtración, separación por densidad) utilizados, y las unidades de concentraciones reportadas (Hidalgo-Ruz et al. 2012; Weiss et al. 2021), estas se requieren para visualizar el estado de afectación entre diferentes sitios con condiciones similares o con áreas altamente intervenidas.

Microplásticos en aguas y sedimentos de playas turísticas. En playa Blanca la abundancia fue de 0.02 microplásticos m^-3 y en la de Manzanillo no se encontraron (Fig. 4A). En el agua costera

Fig. 4

de Mestizo se registró la mayor cantidad 0.13 microplásticos m^-3. Las películas y los fragmentos fueron los más comunes en el agua superficial de las playas (Fig. 4B ). En la arena se determinaron de 8 a 36 microplásticos m^-2, la playa Blanca fue la más contaminada (Fig. 4C ); las películas y los fragmentos dominaron en playa Blanca y los filamentos y espumas en playa Manzanillo (Fig. 4D ).

La contaminación por microplásticos en las playas evaluadas (8-36 microplásticos m^-2) fue similar a lo reportado para algunas playas de AMP en San Andrés y Chocó en Colombia (8-32 microplásticos m^-2; Garcés-Ordóñez et al. 2020b, 2021), y menor al de Sri Lanka (29-111 microplásticos m^-2; Dharmadasa et al. 2021), de Ecuador (74-381 microplásticos/m^-2; Jones et al. 2022) y de Guatemala (279 microplásticos m^-2; Mazariegos-Ortíz et al. 2020). La contaminación por microplásticos en las playas fue menor que en los manglares de Cispata, debido a que los mangles son más susceptibles a acumular basuras plásticas, porque sus raíces actúan como trampas (Deng et al. 2021; Luo et al. 2021; Ding et al. 2022). Las playas de Cispata son limpiadas frecuentemente por la comunidad. En la arena se observaron plásticos como: bolsas, botellas, juguetes, cuerdas y utensilios desechables y sus fuentes probables son el manejo inadecuado de residuos domésticos, el turismo y la pesca en la zona (Garcés-Ordóñez et al. 2020a; 2020c; 2021).

Para finalizar, se resalta la amenaza que representa la contaminación por microplásticos para los ecosistemas evaluados, principalmente, por la transferencia de tóxicos contenidos en los plásticos o adsorbidas del medio circundante hacia los organismos que lo ingieren, generando un riesgo para la seguridad alimenticia y el sustento de las comunidades locales (Antão-Barboza et al. 2018; Garcés-Ordóñez & Bayona-Arenas, 2019), ya que en el AMP de Cispata se ha reportado que peces de alto consumo local han ingerido microplásticos (Garcés-Ordóñez et al. 2020a).

Por lo anterior, se requiere generar conciencia ambiental en la comunidad local, autoridades y otros actores interesados sobre el estado de contaminación del AMP, para promover acciones de prevención y mitigación de los impactos de los microplásticos, y se contribuya a una gestión eficaz del AMP (Pomeroy et al. 2005; Garcés-Ordóñez et al. 2020a).

Entre las acciones requeridas están: (i) jornadas de educación ambiental y limpieza basura en playas y manglares con las comunidades; (ii) mejoramiento en la gestión de residuos domésticos; (iii) reducir la producción y el consumo de plásticos desechables; (iv) formulación de políticas públicas relacionadas con la basura marina e (v) investigar sobre los impactos ecológicos, económicos y sociales de la contaminación por microplásticos en el AMP (Garcés-Ordóñez et al. 2020b; Rivera-Garibay et al. 2020).

El AMP de Cispata está amenazada por la contaminación por microplásticos, que provienen del manejo inadecuado de residuos domésticos, actividades turísticas y pesqueras del área. Los manglares tienen mayor abundancia de microplásticos en sus aguas y sedimentos en comparación con las playas turísticas aledañas evaluadas. Los microplásticos secundarios como películas, fragmentos, espumas y filamentos dominaron en los dos ecosistemas, los cuales se generan por fragmentación de plásticos de mayor tamaño.

Se requiere continuar la investigación de esta problemática analizando los tipos de polímeros, impactos y efectos de los microplásticos en estos ecosistemas. Asimismo, se recomienda realizar campañas de educación y sensibilización para incrementar conciencia ambiental y generar cambios positivos que contribuyan a la reducción de la contaminación por plásticos.