I 
 

 

                                                                                               

 

Facultad de Ciencias Geológicas 

Universidad Complutense de Madrid 

 

MÁSTER UNIVERSITARIO EN 

Curso 2021-2022 

 

Estudio y comparación de la contaminación 

por elementos potencialmente tóxicos en los 

sedimentos de los estuarios del Nervión 

(Vizcaya) y de Saja-Besaya (Cantabria)  
 

Study and comparison of potentially toxic 

elements contamination in sediments of the 

Nervión (Biscay) and Saja-Besaya (Cantabria) 

estuaries 

 

NEREA NÚÑEZ ASENSIO 
 

TUTORA DEL TRABAJO: Mª LUZ GARCÍA LORENZO 



II 
 

      

                                                                                               

 

Facultad de Ciencias Geológicas 

Universidad Complutense de Madrid 
 

MÁSTER UNIVERSITARIO EN 

Curso 2021-2022 
 

Estudio y comparación de la contaminación por 

elementos potencialmente tóxicos en los 

sedimentos de los estuarios del Nervión (Vizcaya) 

y de Saja-Besaya (Cantabria)  
 

Study and comparison of potentially toxic elements 

contamination in sediments of the Nervión (Biscay) 

and Saja-Besaya (Cantabria) estuaries 
 

NEREA NÚÑEZ ASENSIO 
 

TUTORA DEL TRABAJO:  

Mª LUZ GARCÍA LORENZO      

 

Fdo.:  



III 
 

                                                                                               

Facultad de Ciencias Geológicas 

Universidad Complutense de Madrid 

DECLARACIÓN DE NO PLAGIO 

 

NEREA NÚÑEZ ASENSIO con NIF 79131562 Q, estudiante de Máster Geología 

Ambiental en la Facultad de Ciencias Geológicas de la Universidad Complutense de 

Madrid en el curso 2021 -2022, como autora del trabajo de fin de máster titulado 

“Estudio y comparación de la contaminación por elementos potencialmente tóxicos en 

los sedimentos de los estuarios del Nervión (Vizcaya) y de Saja-Besaya (Cantabria)” 

y presentado para la obtención del título correspondiente, cuya tutora es: Mª Luz 

García Lorenzo. 

 

DECLARO QUE: El trabajo de fin de máster que presento está elaborado por mí y es 

original. No copio, ni utilizo ideas, formulaciones, citas integrales e ilustraciones de 

cualquier obra, artículo, memoria, o documento (en versión impresa o electrónica), sin 

mencionar de forma clara y estricta su origen, tanto en el cuerpo del texto como en la 

bibliografía. Así mismo declaro que los datos son veraces y que no he hecho uso de 

información no autorizada de cualquier fuente escrita de otra persona o de cualquier 

otra fuente. De igual manera, soy plenamente consciente de que el hecho de no 

respetar estos extremos es objeto de sanciones universitarias y/o de otro orden. 

 

En Madrid, a 28 de julio de 2022.  

 

 

 

 

Fdo.: 

 



IV 
 

RESUMEN 

Los estuarios, junto a los océanos, constituyen los últimos receptores de grandes vertidos 

antrópicos, entre los que se incluyen los elementos potencialmente tóxicos (EPT), sufriendo 

una gran presión ambiental, que ha aumentado notablemente en las últimas décadas. La 

contaminación por EPT en zonas estuarinas puede derivar tanto en un proceso de 

bioacumulación como de biomagnificación, produciendo efectos tóxicos muy diversos. Esta 

contaminación, según el Real Decreto 9/2005, debe ser evaluada mediante un proceso de 

análisis de riesgos para estudiar su efecto tanto en la especie humana como en el ecosistema, 

incluyendo este proceso una evaluación del riesgo ecotoxicológico mediante el uso de 

bioensayos. 

El presente trabajo, a través de la caracterización geoquímica de los sedimentos y del 

bioensayo que emplea el ostrácodo H. incongruens., evalúa la toxicidad y caracteriza la 

contaminación, calculando diferentes índices a partir del contenido en EPT en sedimentos 

estuarinos pertenecientes al estuario del Nervión (Vizcaya) y el de Saja-Besaya (Cantabria). 

Ambos estuarios presentan una contaminación histórica relacionada con la explotación minera 

y, tras numerosos estudios, se ha observado una evolución ambiental muy diferente. Aunque 

el contenido en EPT muestra una gran variabilidad, en base a los diferentes índices de 

contaminación calculados y los resultados del bioensayo aplicado, se ha podido observar que 

el estuario Saja-Besaya presenta un mayor grado de contaminación en sus sedimentos y 

peores condiciones ambientales en comparación al estuario del Nervión. El uso de bioensayos 

es de gran importancia como complemento a la caracterización geoquímica de zonas 

contaminadas ya que permiten obtener información directa de sus efectos en los organismos 

y por tanto del riesgo real que éstos suponen en el ecosistema. 

 

 

 

 

  



V 
 

ÍNDICE 

1. INTRODUCCIÓN 1 

1.1. CONTAMINACIÓN POR ELEMENTOS POTENCIALMENTE TÓXICOS (EPT) 1 

1.2. CONTEXTO GENERAL DE ESTUARIOS CONTAMINADOS 1 

1.3. LEGISLACIÓN 3 

1.4. ANÁLISIS DE RIESGOS 4 

2. OBJETIVOS 7 

3. ZONA DE ESTUDIO 8 

3.1. EL ESTUARIO DEL NERVIÓN 8 

3.2. EL ESTUARIO DE SAJA-BESAYA 8 

3.3. CONTEXTO HISTÓRICO 10 

3.3.1. Estuario del Nervión 10 

3.3.2. Estuario de Saja-Besaya 11 

3.4. ANTECEDENTES 11 

4. METODOLOGÍA 14 

4.1. MATERIAL Y MÉTODO DE MUESTREO 14 

4.2. CARACTERIZACIÓN GEOQUÍMICA DE LOS SEDIMENTOS 14 

4.3. ÍNDICES DE CALIDAD PARA LA DETERMINACIÓN DE CONTAMINACIÓN POR METALES EN 

SEDIMENTOS 15 

4.4. BIOENSAYO OSTRACODTOXKIT F. 16 

4.5. ANÁLISIS ESTADÍSTICO 19 

5. RESULTADOS 21 

5.1. ANÁLISIS GEOQUÍMICO 21 

5.2. INDICADORES DE CONTAMINACIÓN 23 

5.3. ENSAYO DE TOXICIDAD OSTRACODTOXKIT F. 26 

5.4. ANÁLISIS ESTADÍSTICO 27 

6. DISCUSIÓN 29 

7. CONCLUSIONES 33 

8. REFERENCIAS 34 

9. ANEXOS 39 



1 
 

1. INTRODUCCIÓN  

Un estuario o ría puede ser definido como una masa de agua litoral semiconfinada que 

presenta una conexión directa con el mar abierto y en cuyo interior el agua marina es diluida 

con agua dulce proveniente del drenaje continental (Pritchard, 1967). 

La contaminación en zonas estuarinas por elementos potencialmente tóxicos (EPT) presenta 

grandes afecciones en estos ecosistemas. Igualmente, existen grandes efectos debido a la 

dispersión de estos contaminantes, incluso pudiendo generar efectos nocivos en la salud 

humana y los ecosistemas. Por todo ello, es importante realizar un proceso de análisis de 

riesgos que permita evaluar los posibles riesgos y plantear medidas correctoras en caso de 

que sea necesario. 

1.1. Contaminación por elementos potencialmente tóxicos (EPT)  

En términos generales, los elementos potencialmente tóxicos (EPT) se refieren a elementos 

esenciales y no esenciales para la vida, que pueden generar toxicidad, tanto aguda como 

crónica (Ávila, 2017). Estas afecciones están condicionadas tanto por sus concentraciones 

como por la forma química en la que aparecen en el medio. Su origen puede relacionarse 

tanto con procesos naturales como con acciones antrópicas.  

Los EPT no son degradables, ni química ni biológicamente. Esto puede producir muchas 

acumulaciones en el medio ambiente durante cientos de años, bioacumulaciones o incluso 

biomagnificaciones, provocando efectos tóxicos muy diversos. Además, se debe tener en 

cuenta que un cambio en las condiciones del medio, como por ejemplo una acidificación, 

puede influir tanto en la capacidad de captación de estos elementos por parte de los 

organismos, aumentando su entrada en la cadena trófica, como en la capacidad de dispersión, 

incrementando su movilización, como por ejemplo ocurre del cromo y el cadmio. Otra 

problemática añadida es que su concentración en el entorno está en aumento debido a 

actividades humanas, aumentando el peligro que suponen para los organismos expuestos. A 

pesar de ello, en condiciones naturales, muchos EPT pueden quedar inmovilizados en 

sedimentos o partículas del suelo o bien pueden quedar adsorbidos por los minerales de la 

arcilla, hidróxidos de hierro y/o aluminio y la materia orgánica. 

1.2. Contexto general de estuarios contaminados 

Los estuarios y los océanos son los últimos receptores de una gran cantidad de sustancias 

procedentes de actividades humanas, las cuales se han incrementado notablemente en las 



2 
 

últimas décadas. A todo ello, se le debe sumar los cambios producidos en las zonas de 

transición tierra-mar, derivado de la construcción de instalaciones industriales u otras 

alteraciones. 

En el caso de los estuarios, existen numerosas poblaciones humanas en los cauces y 

cabeceras de los ríos, lo que provoca una acumulación de contaminantes de origen diverso 

arrojadas en sus tributarios. A esta contaminación directa se le deben sumar los aportes 

difusos con distinto origen, como las prácticas agrícolas. Debido a ello, los estuarios (como 

zonas costeras) pueden verse alterados con la presencia de contaminantes tanto orgánicos 

como inorgánicos, pudiendo producir eutrofización o la adición de sustancias nocivas como 

metales pesados, aceites y grasas en sus aguas.  

Actualmente, no existen apenas estuarios no contaminados, ya que todos presentan un 

mínimo grado de contaminación (Solaun et al., 2009). No obstante, estos entornos presentan 

cierta capacidad de regulación relacionada con la tasa de renovación de las aguas estuarinas. 

La floculación de material particulado que se produce donde la salinidad es inferior a 5 UPS 

(Unidades Prácticas de Salinidad) posibilita la sedimentación del mismo a lo largo del sistema. 

Este mecanismo podría jugar un doble papel muy importante, ya que este material acumulado 

podría actuar como fuente de contaminación igualmente (Solaun et al., 2009).  

Los EPT vertidos en el medio acuático pueden reaccionar con la fracción fina de los 

sedimentos, normalmente en suspensión, y estos sedimentos contaminados pueden 

acumularse y quedar atrapados dentro de estuarios (Cearreta et al., 2000). Sin embargo, no 

permanecen necesariamente fijados en el sedimento, ya que éstos pueden ser fácilmente 

liberados a la columna de agua por procesos físicos, tanto naturales (diagénesis temprana) 

como por acciones antrópicas (dragados), incluso cuando las descargas de estos 

contaminantes han cesado (Beno y Gibbs, 1990). Por ello, los contaminantes pueden seguir 

afectando negativamente al medio estuarino, incluso cuando se toman medidas para lograr 

una mejora ambiental. 

La contaminación en estuarios por EPT es un problema a escala mundial, existiendo 

innumerables ecosistemas altamente contaminados. Entre los ejemplos más conocidos está 

el estuario de Passaic (Nueva Jersey, EEUU), donde se realizaron numerosos vertidos 

industriales (Zanaroli et al., 2015). Otro caso a destacar es el del estuario del río Hooghly 

(brazo del río Ganges, India), donde los aportes antropogénicos fueron puntuales y difusos, 

pero suficientes para generar una contaminación grave de Se y As en sus sedimentos (Sarkar 

et al., 2017). En España, entre otros, se destaca el estuario conjunto de los ríos Tinto y Odiel 

en Huelva, conocido como una de las zonas más contaminadas por elementos potencialmente 



3 
 

tóxicos del mundo (Consejería de Medio Ambiente, 2004). En el norte de España hay 

bastantes estuarios afectados por la acción antrópica como por ejemplo el estuario del Nervión 

(Vizcaya), Suances (Cantabria), Viveiro (Galicia) y Nalón (Asturias). Todos ellos presentan 

contaminación por elementos potencialmente tóxicos relacionados con la actividad minera y/o 

industrial.  

1.3. Legislación 

En lo referente al ámbito legislativo de la Unión Europea, destaca la Directiva Marco del Agua 

o Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por 

la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas. 

Entre sus objetivos a destacar está el contribuir a la progresiva reducción de los vertidos de 

sustancias peligrosas en el agua, de tal manera que prevenga todo deterioro adicional, proteja 

y mejore el estado de los ecosistemas acuáticos. Esta es, actualmente, la principal 

herramienta utilizada para remediar entornos contaminados, ya que compromete a los 

estados miembros a lograr un buen estado químico de sus aguas superficiales.  

En lo relacionado al ámbito estatal, es importante destacar que la protección ambiental del 

suelo aparece contemplada en el artículo 45 de la Constitución, al obligar a los poderes 

públicos a velar por la utilización de los recursos naturales con el fin de proteger, defender y 

restaurar el medio ambiente. Además, se señala la necesidad de establecer sanciones 

administrativas y penales, así como la obligación de reparar el daño causado a quienes violen 

lo dispuesto en la normativa ambiental. 

Actualmente, la ley más relevante en lo relacionado con la contaminación medioambiental es 

la Ley de Responsabilidad Ambiental (Ley 26/2007) publicada el 24 de octubre de 2007 en el 

BOE, modificada posteriormente por la Ley 11/2014 de 3 de Julio y desarrollada por el Real 

Decreto 183/2015, de 13 de marzo. 

A efectos legislativos en España, de acuerdo con el Real Decreto 9/2005, los sedimentos que 

no se encuentren permanentemente cubiertos por una lámina de agua superficial tendrán la 

consideración de suelos y se les aplicarán las respectivas leyes, como sucede con los 

sedimentos estudiados en este trabajo. Respecto a los suelos contaminados, estos están 

regulados por la Ley 7/2022, de 8 de abril, de residuos y suelos contaminados para una 

economía circular y en el Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, por el que se establece la 

relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares 

para la declaración de suelos contaminados. Este decreto es especialmente importante ya 

que estipula que es necesario conocer los efectos de los contaminantes, tanto en la especie 



4 
 

humana, como en el ecosistema, mediante una evaluación con análisis de riesgos y su 

consiguiente estudio ecotoxicológico, mediante el uso de bioensayos. 

Igualmente, existe mucha legislación ambiental que influye en la contaminación, 

particularmente en las aguas, donde destaca el Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de por 

el que se aprueba el texto refundido de la Ley de Aguas y Ley 2/2013, de 29 de mayo, de 

protección y uso sostenible del litoral y de modificación de la Ley 22/1988, de 28 de julio, de 

Costas. 

1.4. Análisis de riesgos  

El proceso de análisis de riesgos evalúa peligros potenciales o presentes junto a sus posibles 

consecuencias en un entorno existente o en un proyecto, con el objetivo de establecer 

medidas de prevención y de protección. Además, en el caso de riesgos medioambientales, 

será de gran utilidad determinar la cuantía de la garantía financiera necesaria para hacer 

frente a la responsabilidad medioambiental inherente a la actividad que pretenden desarrollar 

determinados operadores.  

En España, el Real Decreto 9/2005 señala la necesidad de la realización de un análisis de 

riesgo y el Reglamento de desarrollo parcial de la Ley 26/2007, de 23 de octubre, indica en 

su artículo 34.1 que el análisis de riesgos debe realizarse siguiendo el esquema establecido 

por la norma UNE 150008 u otras normas equivalentes.  

La metodología de análisis de riesgos descrita a continuación está desarrollada por la ASTM 

(American Society for Testing and Materials) conocida por las siglas en inglés RBCA (Risk-

Based Corrective Action). Esta permite evaluar los riesgos de contaminación por vertidos de 

sustancias químicas, acorde con las concentraciones de contaminantes superiores a los 

Niveles Genéricos de Referencia (NGR) recogidos en el Anexo VIII del Real Decreto 9/2005. 

Se ha elaborado un esquema (Esquema 1), para facilitar la comprensión y el seguimiento de 

los diferentes pasos. 

 

 

 

 

 

Esquema 1. Esquema simplificado del análisis de riesgo.  



5 
 

Primero, debe realizarse una caracterización del agente causante del peligro, pudiendo haber 

diferentes agentes. Para ello, se realizará una recopilación y análisis de información del 

entorno, debiendo identificar, entre otras cosas, los elementos vulnerables. Igualmente, se 

deberán identificar los compuestos y/o elementos químicos peligrosos. En segundo lugar, se 

realiza el análisis toxicológico y de exposición. En lo referente al análisis de exposición, se 

debe determinar la migración de los contaminantes, para determinar la evolución temporal y 

espacial de los mismos, incluyendo su posible transformación. Igualmente, se identificarán 

tanto los receptores expuestos como las vías de exposición. Por último, se estimarán las 

concentraciones de exposición relacionadas con cada vía junto a su dosis.  Respecto al 

análisis toxicológico, se deberá recopilar y obtener datos toxicológicos tanto cualitativos como 

cuantitativos. En este punto, se realizan diferentes bioensayos. Esta evaluación no sólo 

permitirá estimar el tipo de afección y los elementos afectados, sino también determinar si hay 

bioacumulación o incluso biomagnificación y la capacidad de ingresar en la cadena trófica. 

Por último, se debe cuantificar el riesgo en base a toda la información obtenida. De esta 

manera, se deberá determinar si existe o no un riesgo, y si este es admisible o no. Para ello, 

se realiza una caracterización de los potenciales efectos adversos en los elementos 

vulnerables. Una vez determinado el riesgo, este se deberá gestionar de la manera que se 

considere oportuna. Y, si fuera necesario, mantener una monitorización en el entorno. 

La realización de los bioensayos es de suma importancia dentro del procedimiento de análisis 

de riesgos ambientales, debido a que el estudio de los efectos biológicos de los contaminantes 

en la fracción soluble (agua intersticial o agua de poro), o los asociados a las partículas por 

procesos de sorción, es un aspecto fundamental en las evaluaciones ecotoxicológicas. La 

contaminación presenta diferentes efectos tóxicos, tanto en organismos terrestres como 

acuáticos en la naturaleza. Por ello, el uso de bioensayos como complemento a una 

caracterización fisicoquímica convencional para su evaluación está en aumento, siendo una 

técnica rápida, económica, sensible y reproducible. Los resultados obtenidos a través de ellos 

permiten identificar áreas de mayor o menor contaminación, así como determinar la relación 

entre efectos tóxicos y biodisponibilidad.  

La toxicidad de los sedimentos a menudo sólo se lleva a cabo en la fracción de "agua 

intersticial" con la ayuda de organismos representativos de la columna de agua. Estos 

ensayos sólo revelan el impacto tóxico de los contaminantes que se disuelven en estas aguas 

tras volverse bioaccesibles. Sin embargo, para una evaluación completa de la toxicidad de los 

sedimentos, también se necesitan pruebas de contacto directo con organismos bentónicos. 

Éstas muestran el impacto de los tóxicos resultantes del contacto de la biota de prueba con 

los sedimentos contaminados y/o de la ingestión del tóxico (partículas de sedimento). Dentro 



6 
 

de los bioensayos existentes, el bioensayo de toxicidad que emplea el crustáceo Heterocypris 

incongruens es el primero de "contacto con sedimentos" para la evaluación de la toxicidad 

"total" de los sedimentos. Esto permite incluir el peligro tóxico de los contaminantes 

bioaccesibles. 

Respecto a su representatividad, los crustáceos ostrácodos son miembros ecológicamente 

importantes de la meiofauna (organismos más grandes que la microfauna y más pequeños 

que la macrofauna) de los sedimentos de agua dulce. Heterocypris incongruens tiene una 

distribución cosmopolita y se puede encontrar en diversos hábitats bentónicos de agua dulce 

en todos los continentes (Microbiotests.com, s.f.). Ello lo convierte en el mejor candidato para 

realizar el bioensayo en muestras estuarinas. 

  



7 
 

2. OBJETIVOS 

El presente trabajo tiene como objetivo general evaluar el riesgo ecotoxicológico que 

presentan los sedimentos de los estuarios del Nervión y del Saja-Besaya a través de un 

bioensayo con crustáceos bentónicos y la caracterización de la contaminación presente en 

ellos. Para la consecución de este objetivo general se han planteado los siguientes objetivos 

específicos: 

● Determinar el contenido total en EPT en muestras de sedimentos de los estuarios 

Nervión y Saja-Besaya. 

● Iniciar un procedimiento de análisis de riesgos a través de la evaluación de la toxicidad 

en organismos de la especie H. incongruens. 

● Analizar las posibles relaciones entre la toxicidad para los organismos y el contenido 

total en EPT. 

● Comparar la contaminación de ambos estuarios a través de los resultados 

geoquímicos y ecotoxicológicos. 

Para desarrollar los objetivos anteriormente descritos, se ha seguido el plan de trabajo 

ilustrado en la figura 1. 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Figura 1. Etapas que conforman el plan de trabajo. 

 



8 
 

3. ZONA DE ESTUDIO 

La costa norte de la Península Ibérica está caracterizada por un litoral con rías. Estas rías, 

con una vida corta en términos geológicos (algunos miles de años), se originan en la zona de 

transición entre los dominios continental y marino, y por ello están muy condicionadas por las 

fluctuaciones en el nivel del mar. A su vez, su morfología y extensión son constantemente 

alteradas, ya sea por la erosión, la deposición de sedimentos o por factores antrópicos (Leorri 

y Cearreta, 2009). Los estuarios actuales, como el estuario del Nervión o el de Saja-Besaya, 

se originaron tras los episodios glaciares pleistocenos que profundizaron los antiguos valles 

fluviales, y la posterior transgresión holocena que provocó su inundación, dando lugar a la 

deposición de grandes cantidades de material sedimentario (Cearreta et al., 2000). 

3.1. El estuario del Nervión 

Este estuario mesomareal presenta una anchura variable entre 50 m, en la zona más superior, 

a 145 m en la zona media donde alcanza su máximo. Respecto a su longitud total de 23 km 

se puede dividir en el canal de la ría, un curso totalmente canalizado que se extiende por 15 

km, y la bahía (Leorri et al., 2008). Los principales ríos son el Nervión y el Ibaizabal, 

descargando sus principales afluentes en este. 

El estuario del Nervión se sitúa en el borde S del Golfo de Bizkaia (5 

500860/4797114.92UTM), en la costa norte de la Península Ibérica (Figura 2). Fue, 

originalmente, el área estuarina más extensa de la costa Cantábrica (Hazera, 1968). 

Geológicamente, el estuario se encuentra dentro de la Cuenca Vasco-Cantábrica, en el 

sinclinorio de Bizkaia (orientación NO-SE), concretamente en el flanco S. El origen de la ría 

se relaciona con la Falla de Otxandio, transcurriendo esta paralela a la dirección de las 

fracturas (NO-SE). Respecto a los materiales que la rodean, encontramos edades del 

Cretácico Superior y Paleógeno de la margen derecha, mientras edades más antiguas, 

Aptiense-Albiense (Cretácico Inferior), en la margen izquierda (Carril, 1998) (Figura 3). 

Destacar que, en las facies pertenecientes al Aptiense, presenta carbonato de Fe (siderita), 

el cual fue intensamente explotado durante los siglos XIX y XX (Aranguren et al., 1990). 

3.2. El estuario de Saja-Besaya 

Este estuario mesomareal presenta una anchura aproximada de 150 m y una longitud de 5,5 

km, constituido mayormente por llanuras intermareales. Mencionar que son los ríos Saja y 

Besaya su aporte principal de agua dulce (Serrano, 2020). 



9 
 

El estuario de Saja-Besaya o de San Martín de la Arena (Cantabria, 404489/ 4787398 UTM) 

se localiza a lo largo de los municipios de Miengo, Polanco y Suances, en la costa norte de la 

Península Ibérica (Figura 2) (Serrano, 2020). 

Geológicamente, el estuario se encuentra dentro de la Cuenca Vasco-Cantábrica, en su sector 

noroccidental, en el anticlinal de Santillana del Mar (orientación NNE-SSO) (Figura 3). 

Respecto a los materiales encontramos, de mayor a menor antigüedad, afloramientos 

detríticos, areniscas y arcillas, del tránsito Jurásico-Cretácico. Posteriormente, facies 

detríticas y carbonáticas del Cretácico Inferior (Rat, 1959). Por último, más materiales 

detríticos y carbonáticos pertenecientes al Cretácico Superior (Bustillo y Fort, 1990). 

Figura 2. Situación geográfica de ambos estuarios, (A) estuario de Saja-Besaya y (B) estuario del Nervión, junto 

a la localización de los puntos de muestreo. 



10 
 

Figura 3. Situación geológica de ambos estuarios: (A) estuario de Saja Besaya y (B) estuario del Nervión. 

3.3. Contexto histórico 

3.3.1. Estuario del Nervión 

La ría, hoy en día, prisionera entre diques, siendo asiduamente excavada por las dragas, no 

conserva un solo trazado original, debido a la antropización impulsada por la transformación 

económica de Bilbao a partir de 1857 (Leorri y Cearreta, 2009). La intensiva explotación del 

mineral de Fe y su consiguiente desarrollo industrial derivó en una alta ocupación poblacional 

que concluyó con el casi total apoderamiento del área perteneciente a los dominios 

intermareales. Como consecuencia, el estuario original se redujo a un simple canal mareal. 

La minería y la industria siderúrgica asociada a ésta produjeron una catastrófica 

transformación ambiental en Bilbao durante los siglos XIX y XX. Desde el inicio del siglo XX, 

las aguas de la ría se caracterizaban por presentar altos contenidos en nutrientes y materia 

orgánica, unas condiciones de relativa acidez y bajas concentraciones de oxígeno disuelto. 

La zona más perjudicada de la ría se situaba entre la desembocadura del río Asua y de la 

misma ría (Leorri y Cearreta, 2009).  

Con el objetivo de recoger las aguas residuales y tratarlas en plantas de depurado, se pone 

en marcha el “Plan de Saneamiento Integral” del Consorcio de Aguas Bilbao Bizkaia en 1990 



11 
 

(Bilbao-Ría 2000, 2003). En la actualidad, la ría ha pasado de ser una ría muy contaminada a 

una con un estado ecológico moderado/bueno, debido principalmente a la construcción de 

una Estación Depurado de Aguas Residual (Pouso et al., 2018). 

3.3.2. Estuario de Saja-Besaya 

El estuario de Saja-Besaya, considerado uno de los ecosistemas costeros más contaminados 

del norte de España (Irabien et al., 2008; Ecologistas en Acción, 2011), debe esta 

transformación a una antropización derivada de la explotación de los depósitos de Reocín.  

La explotación de Reocín comenzó en época romana, pero tras ser redescubiertos en 1856, 

se inició una nueva explotación más intensiva, en la que se realizó una explotación a cielo 

abierto y, posteriormente, a través de galerías a partir del siglo XX (Castro et al., 2001). Este 

trabajo continuó hasta su cierre en 2003 por agotamiento de los recursos, y, tras su cierre, 

ésta fue inundada.  

La canalización del estuario produjo un cambio en la sedimentación al reducir los niveles de 

energía hidrodinámica en las llanuras intermareales. Debido a esto, se favoreció una intensa 

sedimentación fangosa y acumulación de sedimentos finos contaminados provenientes de las 

minas e industrias establecidas en la parte superior del estuario.  

La actividad industrial de las diferentes plantas, complejos y grupos junto a la actividad minera 

y canalización mencionada, fueron el foco de innumerables vertidos de sustancias 

contaminantes a las aguas del estuario durante décadas, originando su transformación. 

Anterior al cese de dicha actividad, en el año 2001, se instaló la Estación Depuradora de 

Aguas Residuales (EDAR) en el estuario medio. Aunque a causa de su baja capacidad de 

depuración de aguas, ha operado en un régimen irregular. Hoy en día no se ha detectado una 

mejora efectiva en la calidad ambiental en los sedimentos desde el cierre de la mina (Serrano, 

2020). 

3.4. Antecedentes 

En los últimos años se han realizado diversos estudios para la evaluación y seguimiento de la 

situación ambiental de ambos estuarios, mostrando su transformación a lo largo del tiempo. 

Respecto al estuario del Nervión, en las últimas décadas, se han realizado diversos trabajos 

de investigación para estudiar, con diferentes enfoques, tanto la existencia y distribución de 

los EPT como las afecciones derivadas de la contaminación en el estuario y su consiguiente 

evolución ambiental (Seebold et al., 1982; Cearreta et al., 2000; Sanz-Landaluze et al, 2004; 



12 
 

Leorri et al., 2008; Gredilla et al., 2013; Fdez-Ortiz de Vallejuelo et al., 2014). Se destaca el 

trabajo realizado por el grupo Harea-Geología Litoral que desde el año 1997 evalúa el proceso 

de su recuperación ambiental periódicamente paralelo al proyecto Ría Bilbao 2000, a través 

del estudio de los foraminíferos bentónicos y de las características geoquímicas de los 

sedimentos superficiales y del registro sedimentario de sus zonas intermareales.  

Aunque los últimos estudios realizados (Pouso et al., 2018; Serrano, 2020; Núñez, 2021) 

muestran una mejora ambiental, actualmente tres puntos, entre ellos Axpe, siguen superando 

valores de concentración perjudiciales para los organismos bentónicos estuarinos. Además, 

en otros muchos otros puntos, igualmente, se siguen superando los valores de fondo natural 

Holoceno calculados por Cearreta et al. (2000) y Rodríguez et al. (2006) (Tabla 1).  

En cuanto al estuario de Saja-Besaya, los primeros estudios comenzaron en 1986 realizados 

por García-Sepúlveda et al. (1986), mientras continuaba la actividad minera de Reocín, 

reportando elevados niveles de metales pesados y compuestos orgánicos en los sedimentos 

superficiales y del registro reciente. Los estudios, Coz et al. (2007) e Irabien et al. (2008), 

evidenciaron que, a pesar del cierre de la mina en 2003, se seguían encontrando niveles altos 

en metales pesados, especialmente en Pb (2220 mg kg⁻¹), Zn (11.200 mg kg⁻¹) y Cd (26.4 mg 

kg⁻¹). Además, en el trabajo de Irabien et al. (2008), el estudio micropaleontológico mostró un 

empobrecimiento en foraminíferos bentónicos en los sedimentos recientes (2,5 m de 

profundidad), los cuales, tras datarlos, se relacionaron con la actividad minera de Reocín y la 

canalización del estuario en 1878. 

Debido a las condiciones del estuario, se han realizado diversas investigaciones con 

diferentes enfoques, que han ido estudiando y cuantificando la evolución ambiental (Sámano 

et al., 2014, Serrano et al., 2016, García Alba et al., 2016, García et al., 2017, Bárcena et al., 

2017, Serrano, 2020). Los diferentes trabajos muestran que, a pesar del cese de la actividad 

minera, la inundación de la mina sigue produciendo graves impactos en el estuario (Serrano, 

2020). Ello deriva en que, actualmente, el estuario no muestre una mejora ambiental efectiva. 

Cabe destacar, además, la asimetría que presenta el estuario tanto en la concentración de 

metales pesados como en la cantidad de foraminíferos como se destaca en el último trabajo 

realizado, siendo la margen izquierda la más perjudicada (Serrano, 2020). 

 Cd Ni Pb Zn As Hg 

Nervión 0,24 23 21 63 16 0,13 

Saja-Besaya 0,24 13 13 47 8 0,13 

 
Tabla 1. Valores de fondo (mg kg⁻¹) utilizados para los sedimentos de ambos estuarios. 

 



13 
 

 

 

 

  



14 
 

4. METODOLOGÍA 

4.1. Material y método de muestreo 

En este trabajo se han utilizado las 36 muestras obtenidas en la campaña realizada en el 

estuario del Nervión, provenientes del TFG realizado por Núñez en 2021 y de los trabajos 

realizados en Saja-Besaya (Serrano, 2020). En el muestreo se recogieron muestras 

superficiales de sedimento intermareal, de los dos primeros milímetros aproximadamente, con 

el objetivo de obtener los materiales oxigenados más recientes (Leorri et al., 2008). Para ello 

se utilizó una espátula de plástico, con el fin de evitar cualquier tipo de contaminación metálica 

o alteración que pudieran provocar otros materiales. Respecto a la elección de las zonas de 

muestreo, que se estableció en ambos muestreos, se tuvo en consideración principalmente la 

facilidad de acceso y características sedimentológicas (Tada y Suzuki, 1982). En cuanto a las 

fechas de las campañas, las muestras del estuario de Saja-Besaya, se recogieron en la 

bajamar aprovechando las mareas vivas entre abril y mayo en el 2015 y las del estuario del 

Nervión durante la bajamar de febrero en el 2020. En el laboratorio, las muestras se 

introdujeron en una estufa, donde se calentaron a 45ºC durante 24h para eliminar la humedad, 

posteriormente fueron homogeneizadas y molidas mecánicamente hasta <2 mm con la ayuda 

de un mortero de ágata para evitar cualquier posible contaminación. 

Para la realización del bioensayo seleccionado y realizar la primera aproximación a la 

evaluación del riesgo ecotoxicológico, se han seleccionado 6 de las muestras, concretamente 

dos muestras del estuario del Nervión (Galindo y Axpe) y cuatro (SUA-4, SUA-18, SUA-19 y 

SUA-20) pertenecientes al estuario Saja-Besaya (Figura 2). Las muestras seleccionadas para 

el bioensayo se eligieron, en el caso del estuario del Nervión, considerando incluir dos puntos 

de alta contaminación no contiguos entre ellos, debido a que podría haber una influencia muy 

directa. En el caso del estuario de Saja-Besaya se escogieron muestras del estuario superior, 

ubicadas en márgenes diferentes. El interés de esta zona no sólo recae en su contenido de 

metales pesados y la variabilidad que presentan en ambas márgenes cercanas, sino que 

también en la diferencia de foraminíferos que presentaban ambas márgenes (Serrano, 2020), 

siendo la margen derecha más abundante tanto en la asociación viva como muerta.  

4.2. Caracterización geoquímica de los sedimentos 

Las muestras molidas se introdujeron en una probeta y fueron enviadas a Activation 

Laboratories Ltd. (Actlabs, Ontario, Canadá) para el análisis geoquímico (As, Ba, Cd, Cr, Cu, 

Hg, Ni, Pb, Zn, Fe y S). Allí fueron digeridas con agua regia durante dos horas a 95ºC, 

posteriormente se enfriaron y se diluyeron con agua desionizada para finalmente ser 



15 
 

analizadas mediante espectroscopía de plasma ICP-OES (plasma de acoplamiento inductivo-

espectrofotómetro de emisión óptico). Para el control de calidad se utilizaron materiales de 

referencia certificados (GXR-1, GXR-4 y GRX-6), duplicado de muestras y blancos reactivos 

del método. 

4.3. Índices de calidad para la determinación de contaminación por metales en 

sedimentos  

Un índice medioambiental se define como un modelo aplicado para cuantificar el estado y las 

tendencias de las condiciones fisicoquímicas y biológicas del medio ambiente. Estos suelen 

ir acompañados de umbrales para la gestión e indican un grado de contaminación (Rees et 

al., 2008). Aunque existen diversos índices, en este trabajo se emplean aquellos basados en 

la relación entre contenido total del metal (Anexo I) y el valor de fondo, los cuales determinan 

la contaminación o enriquecimiento de un metal. Para el estudio de la contaminación se han 

utilizado el factor de contaminación (FC), el índice de carga de contaminación (PLI) y el índice 

de geoacumulación (Igeo). 

El Factor de Contaminación (FC) representa la relación de un valor de metal individual a los 

valores de fondo en el sedimento. Este se calcula aplicando la siguiente fórmula: 

FC = 
𝐶𝑚𝑒𝑡𝑎𝑙

𝐶𝑓𝑜𝑛𝑑𝑜
 

Siendo Cmetal la concentración del metal de estudio y Cfondo la concentración de fondo de ese 

metal en los sedimentos. 

El índice de Carga Contaminación (ICC) permite evaluar el nivel de carga de contaminación 

de una muestra, en función de todos los metales analizados. Este índice se define como la 

raíz n-ésima de las multiplicaciones de metales del factor de contaminación (CF) (Islam et al., 

2015): 

ICC = [FC1 x FC2 x FC3 x FC4 … x FCn] 1/n 

Una vez obtenidos tanto el FC como el ICC se pueden clasificar utilizando la escala de 

contaminación correspondiente propuesta por Müller (1979), la cual es la misma para ambos 

índices (Tabla 2). 

 



16 
 

FC ICC Grado de contaminación 

< 1 No contaminado 

1-3 Ligeramente contaminado 

3-12 Contaminado 

12-48 Contaminación fuerte 

> 48 Contaminación extrema 

 
Tabla 2. Clasificación de los sedimentos según la escala establecida por Müller (1981) en base al FN y ICC. 

El índice de geoacumulación (Igeo) es utilizado para estudiar el aporte antrópico de 

determinados elementos en el entorno. Este evalúa cuantitativamente la concentración de los 

sedimentos por metales pesados. Este índice permite con la escala establecida por Müller 

(1981) (Tabla 2) categorizar el grado de contaminación de los sedimentos desde no 

contaminados a muy altamente contaminados. Se calcula mediante la fórmula propuesta por 

(Müller, 1981): 

Igeo = log2 
𝐶

1.5×𝑐𝑓𝑛
 

Donde c es la concentración real de un contaminante dado en el sedimento y cfn es la 

concentración de fondo estimada para ese contaminante en el área estudiada (Cearreta et al., 

2000; Rodríguez et al., 2006) (Tabla 3). 

Igeo Clasificación 

< 1 No contaminado 

1-2 Muy poco contaminado 

2-3 Ligeramente contaminado 

3-4 Moderadamente contaminado 

4- 5 Altamente contaminado 

> 5 Extremadamente contaminado 

 
Tabla 3. Clasificación de los sedimentos según la escala establecida por Müller (1981) en base al Igeo. 

En el caso de obtener concentraciones por debajo del límite de detección, se utilizará el propio 

valor límite de detección para la estimación.  

4.4. Bioensayo Ostracodtoxkit F. 

La ecotoxicidad que presentaban las muestras se determinó a partir de la prueba de toxicidad 

de ostrácodos, siguiendo el protocolo el Ostracodtoxkit F, Ostracod sediment toxicity test 

(Microbiotests.com, s.f.). El bioensayo consiste en una prueba de contacto directo con los 



17 
 

sedimentos, durante 6 días, utilizando neonatos del ostrácodo bentónico Heterocypris 

incongruens.  

Este bioensayo, en comparación con los bioensayos convencionales, incorpora los 

organismos de prueba a los kits en forma "inactiva" o "inmovilizada", de tal manera que 

pueden incubarse o activarse en función de la necesidad antes de la realización de las 

pruebas de toxicidad.  

El primer paso es producir la eclosión de los quistes de ostrácodos, la cual debe iniciarse 52 

horas antes del comienzo de la prueba de toxicidad. Para ello, se colocan los quistes del vial 

en una placa de Petri con 10 ml de agua dulce estándar para ser incubados a 25ºC (± 1ºC) 

durante 52 horas con una iluminación continua (fuente de luz mínima 3000-4000 lux) (Figura 

4). El agua dulce estándar utilizada fue preparada utilizando la fórmula de “agua sintética 

moderadamente dura” según la US EPA, la cual fue aireada durante 15 minutos antes de 

usarla.  

 

Figura 4. Quistes de H. incongruens en placa Petri. 

Transcurridas 48 horas de incubación, se procede a una prealimentación mediante algas 

verdes (Scenedesmus Spec.) diluidas en agua dulce estándar, añadiendo unas gotas. La 

preparación del alimento se realiza mediante la dilución de perlas de algas, obteniendo la 

liberación de las microalgas. Por ello, tras verter el medio de almacenamiento, se agregaron 

7 ml de medio de disolución de matriz, para proceder a una mezcla de la muestra mediante 

agitación manual. Una vez obtenida la disolución completa de las perlas, la muestra fue 

centrifugada dos veces durante 10 minutos a 3000 rpm, retirando el sobrenadante y 

añadiendo 10 ml de agua destilada entre ambos procedimientos. Por último, se volvió a retirar 

el agua y se añadieron 10 ml de agua dulce estándar para homogeneizar la muestra. Tras 



18 
 

ello, se transfirieron las algas a un matraz aforado de 25 ml el cual se enrasó con agua dulce 

estándar.  

La incubación debe continuar durante 4 horas más en las mismas condiciones, transcurridas 

las 52 horas, tan pronto como fue posible después de la eclosión, se determinó la longitud 

media de los ostrácodos. Para ello, con ayuda de una micropipeta de vidrio, se transfirieron 

10 ostrácodos de la placa de Petri a una placa de multipocillo de fondo delgado. Una vez 

transferidos los ostrácodos, se inmovilizaron utilizando una solución fijadora de Lugol y, tras 

esperar unos minutos, se midió la longitud con una hoja micrométrica y la ayuda de una lupa 

binocular. Con los datos de longitud obtenidos se calculó una media para conocer la longitud 

media inicial.  

Posteriormente, se trasladaron 10 ejemplares del crustáceo a cada placa de multipocillos que 

fuera a contener sedimentos. En total, se realizaron 3 réplicas por cada muestra, incluyendo 

el sedimento de referencia. Por lo que, en cada pocillo se preparó con 1000 μl del sedimento 

a evaluar o la referencia, 2 ml de la suspensión de algas sin diluir y 5 ml de agua dulce 

estándar. Se realizó otra incubación durante 6 días, a 25ºC y en ausencia de luz. Transcurrido 

este periodo, los ostrácodos fueron recuperados de los pocillos múltiples para determinar el 

porcentaje de mortalidad y realizar las mediciones de longitud de los ostrácodos 

supervivientes para calcular la inhibición del crecimiento. La mortalidad (M) se calculó con la 

siguiente fórmula: 

M (%) = 
𝐼−𝐹

10
×100 

Siendo I los individuos inicialmente en cada pocillo los cuales en nuestro caso serían 10 y F 

los individuos vivos tras la exposición de 6 días al sedimento. 

Una vez obtenida la mortalidad se calculó el índice de supervivencia (SO): 

SO (%) = 
𝑆𝑀−𝑆𝐹

𝑆𝐹
×100 

Siendo SM los supervivientes en la muestra a estudiar y SF los supervivientes en la muestra 

de referencia. A partir de este índice, se puede determinar el grado de toxicidad (Tabla 4). 

 

 



19 
 

Índice de supervivencia (%) Toxicidad 

[0 - 0.25] Baja toxicidad 

[0.25 - 0.5] Moderada toxicidad 

[0.5 - 0.75] Alta toxicidad 

[0.75 - 1.00] Muy alta toxicidad 

 
Tabla 4. Clasificación del grado de toxicidad en base al índice de supervivencia. 

Por último, se calculó la inhibición del sedimento a partir de la diferencia entre la media de la 

longitud inicial y final obtenidas de la siguiente manera 

IC= 100- (
𝑅

𝑆
×100) 

Siendo R el incremento de crecimiento en los ostrácodos en contacto con el sedimento de 

referencia y S el incremento de crecimiento de los ostrácodos en el sedimento a evaluar. Este 

índice sólo es válido para los sedimentos que muestran una mortalidad inferior al 30%, ya que 

este evalúa el efecto “subletal” de las sustancias tóxicas, por lo que no tiene sentido evaluarlo 

cuando el efecto “letal” es alto.  

Para que el bioensayo fuera válido y poder utilizar sus resultados deben cumplirse dos 

criterios: el primero es que la mortalidad en el sedimento de referencia no puede superar el 

20%. y, el segundo, que el incremento de longitud medio en el sedimento de referencia debía 

ser, de al menos, de factor 1.5. 

4.5. Análisis estadístico 

El análisis estadístico de datos se realizó mediante el software Statgraphics Centurion XVIII y 

el lenguaje de programación R. El software Statgraphics Centurion XVIII es una potente 

herramienta para el análisis estadístico, visualización de datos y análisis predictivo. Mientras 

que R, es un lenguaje de programación enfocado en el análisis estadístico.  

Por un lado, a través del software Statgraphics Centurion XVIII, se ha realizado un análisis de 

la varianza simple con el fin de evaluar si los elementos de cada estuario presentan o no 

diferencias estadísticamente significativas en cuanto al contenido en EPT. En el caso de que 

las variables no cumplan las hipótesis de partida para la realización del ANOVA simple, se 

realizó la prueba no paramétrica de Kruskal Wallis.  

Por otro lado, utilizando R, se pretende determinar las variables que presentan una relación 

significativa tanto entre elementos potencialmente tóxicos y respecto al crecimiento, junto a 



20 
 

su grado de correlación. Para, finalmente, realizar diferentes modelos de regresión lineales 

simples mostrando la relación entre el crecimiento y cada elemento potencialmente tóxico 

independientemente. Igualmente, obtener la varianza que mostraba la capacidad de la 

variable de explicar el modelo y realizar modelos multivariante.  

Para ello, con anterioridad, se obtuvieron las variables con mayor correlación e interés 

respecto al crecimiento mediante una matriz de correlación, utilizando los datos del análisis 

geoquímico y bioensayo, independientemente de la zona. Para estudiar los elementos 

seleccionados, se utiliza un modelo de regresión lineal simple, por consiguiente, se estudia la 

distribución de los datos. Y, posteriormente, se utiliza el coeficiente de correlación de Pearson 

para obtener el grado de relación existente entre las dos variables. Para determinar si la 

correlación es significativa o no, se ha realizado un test de correlación donde se ha utilizado 

una significación de 0.1.  

  



21 
 

5. RESULTADOS 

5.1. Análisis geoquímico 

Los elementos potencialmente tóxicos (As, Ba, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn), elementos 

más relevantes desde el punto de vista de contaminación de suelos y sedimentos, presentan 

grandes variaciones en las diferentes muestras seleccionadas, exceptuando el mercurio (Hg), 

el cual presenta muy poca variación (Tabla 5) (Serrano, 2020; Núñez, 2021). El contenido de 

todos los elementos analizados se muestra en el Anexo II.  

 
Tabla 5. Concentraciones de los elementos potencialmente tóxicos más relevantes en las muestras analizadas. 

 

El arsénico presenta su valor máximo en la muestra Axpe (157 mg kg⁻¹), destacando sobre el 

valor máximo del estuario Saja-Besaya (67 mg kg⁻¹). Igualmente, el valor mínimo se encuentra 

en la muestra SUA-19 (13 mg kg⁻¹) de este mismo estuario, seguido por SUA-4 con 29 mg 

kg⁻¹.  

El bario tiene su máximo en la muestra Galindo (202 mg kg⁻¹), seguido de SUA-4 (92 mg kg⁻¹). 

La muestra Axpe con un valor de 45 mg kg⁻¹, sería la siguiente concentración más elevada. 

En contraposición, en el estuario Saja-Besaya, la muestra SUA-18 presenta el valor mínimo 

(11 mg kg⁻¹), seguido SUA-20 con 28 mg kg⁻¹.  

El cadmio muestra valores relativamente bajos, exceptuando en la muestra SUA-18 que 

presenta su valor máximo (42,2 mg kg⁻¹), seguido de SUA-20 (12,6 mg kg⁻¹). Por otro lado, 

los valores mínimos se encuentran en las 2 muestras del estuario del Nervión, Galindo (1,9 

mg kg⁻¹) y Axpe (2,9 mg kg⁻¹).  

En el cromo se destacan los puntos Galindo (85 mg kg⁻¹) y Axpe (75 mg kg⁻¹) por presentar 

los valores máximos. En contraposición, en el estuario Saja-Besaya, se muestran valores 

  As Ba Cd Cr Cu Fe Hg Mn Ni Pb Zn 

mg kg-1 mg kg-1 
mg kg-

1 
mg kg-1 mg kg-1 % mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 

ESTUARIO 
NERVIÓN 

Galindo 33 202 1,9 75 153 5,95 < Id 637 52 152 572 

Axpe 157 45 2,9 85 654 10,7 < Id 964 60 649 1860 

ESTUARIO 
SAJA-BESAYA 

SUA-4 29 92 6,3 17 22 2,48 1 206 17 351 3250 

SUA-18 67 11 42,4 28 71 3,77 5 499 26 2870 
>1000

0 

SUA-19 13 44 3,8 39 102 1,49 < Id 105 24 221 1970 

SUA-20 49 28 12,6 15 32 2,66 2 250 16 1080 5850 

LÍMITE DETECCIÓN 2 10 0,5 1 1 0,01 1 5 1 2 2 



22 
 

menores, siendo 15 mg kg⁻¹ en SUA-20 la menor concentración, seguido de SUA-4 con 17 

mg kg⁻¹.  

El cobre presenta su máximo en Axpe (654 mg kg⁻¹), donde cuadriplica los valores del resto 

de muestras, de 153 mg kg⁻¹ (Galindo) y 102 mg kg⁻¹ (SUA-19). Por lo tanto, los valores de 

cobre destacan en el estuario del Nervión por ser relativamente altos. El mínimo se encuentra 

en SUA-4 con 22 mg kg⁻¹, seguido por SUA-20 con 32 mg kg⁻¹.  

El mercurio muestra su máximo en SUA-18 con 5 mg kg⁻¹, el resto de las muestras, 

exceptuando SUA-20 (2 mg kg⁻¹) y SUA-18 (1 mg kg⁻¹), presentan valores inferiores al límite 

de detección, por lo que destaca el estuario del Nervión por su baja concentración en mercurio.  

El hierro presenta concentraciones relativamente bajas y similares en las diferentes muestras, 

aunque destacan las muestras Galindo y Axpe por presentar la mayor concentración: 5,95% 

y 10,7%, respectivamente. Por otro lado, el mínimo está en SUA-19 (1,49%), seguido de SUA-

20 (2,66%) y SUA-4 (2,48 %).  

El manganeso presenta sus valores máximos en las muestras Axpe (964 mg kg⁻¹) y Galindo 

(637 mg kg⁻¹), destacando por lo tanto las muestras del estuario del Nervión con las mayores 

concentraciones. Respecto a los valores mínimos, corresponden a los de SUA-19 (105 mg 

kg⁻¹) seguido de SUA-4 (206 mg kg⁻¹) y SUA-20 (250 mg kg⁻¹).  

El níquel presenta sus valores máximos en las muestras Axpe (60 mg kg⁻¹) y Galindo (52 mg 

kg⁻¹), pertenecientes al estuario del Nervión, que duplican y casi triplican los valores 

pertenecientes al estuario de Saja-Besaya. Respecto a los valores mínimos, estos se 

encuentran en SUA-19 (16 mg kg⁻¹), seguido de SUA-4 (17 mg kg⁻¹). 

El plomo presenta sus valores máximos en SUA-18 (2870 mg kg⁻¹) y SUA-20 (1080 mg kg⁻¹), 

los cuales destacan bastante respecto al siguiente máximo (649 mg kg⁻¹), ubicado en Axpe. 

El valor mínimo se da en Galindo (152 mg kg⁻¹), seguido de SUA-19 (221 mg kg⁻¹) y SUA-4 

(351 mg kg⁻¹).  

El zinc presenta su valor máximo en SUA-18, superando el límite de detección y casi 

duplicando el siguiente valor más elevado, 5850 mg kg⁻¹ en SUA-20. El resto de los valores 

son 3250 mg kg⁻¹ (SUA-4), 1970 mg kg⁻¹ (SUA-19) y 1860 mg kg⁻¹ (Axpe), que siguen siendo 

ciertamente elevados en comparación al mínimo, 572 mg kg⁻¹ en Galindo. Los dos valores 

mínimos corresponden a las dos muestras del estuario del Nervión.  



23 
 

5.2. Indicadores de contaminación 

Los índices muestran diferentes grados de contaminación en ambos estuarios, los cuales 

exponen una clara diferencia en los grados de contaminación, siendo el de Saja-Besaya el 

más contaminado (Tablas 6 a 8). En el Anexo III se adjuntan los resultados de los cálculos. 

  Clasificación en base al Igeo 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 

ESTUARIO 
DEL NERVION 

La Ribera       

Zorroza       

Elorrieta       

Burtzeña       

Asua       

Rontegi       

Galindo       

Erandio       

Simondrogas       

Axpe       

Gobelas       

Benedicta       

Arriluze       

ESTUARIO 
DE 

SAJA-BESAYA 

SUA-22       

SUA-21       

SUA-1       

SUA-20       

SUA-2       

SUA-3       

SUA-19       

SUA-18       

SUA-4       

SUA-5       

SUA-6       

SUA-7       

SUA-17       

SUA-9       

SUA-10       

SUA-16       

SUA-8       

SUA-15       

SUA-14       

SUA-11       

SUA-12       

SUA-13       

 
Tabla 6. Clasificación de la contaminación de cada EPT en cada estuario en base al Igeo. 

 

Los resultados del Igeo (Tabla 6) muestran una clara diferencia respecto a la contaminación 

relacionada con cada elemento en los dos estuarios. Ninguno de los estuarios presenta una 

contaminación de Ni. El As es el siguiente elemento que menos contaminación presenta en 

ambos estuarios, aunque este es ciertamente superior en el estuario Saja-Besaya, sobre todo 



24 
 

en los puntos correspondientes a la parte superior del estuario (18 y 22). En el caso del Cd, 

en el estuario del Nervión presenta en general un bajo grado de contaminación, exceptuando 

los puntos Axpe y Gobelas. Sin embargo, en el estuario de Saja-Besaya, todos los puntos 

muestran una extrema contaminación, exceptuando SUA-2. En el caso del Hg, en el estuario 

del Nervión todos los puntos presentan una ligera contaminación, menos en los puntos 

Simondrogas y Gobelas, que presentan una alta contaminación. En Saja-Besaya la 

contaminación es superior, presentando un estado que varía desde ligeramente a 

extremadamente contaminado (SUA-22), dependiendo de la muestra. Por último, el Pb y el 

Zn presentan un comportamiento similar a rasgos generales respecto al grado de 

contaminación, aunque el Zn presente mayor grado, siendo mayor la contaminación en el 

estuario Saja-Besaya en ambos casos.  

En lo referente a las muestras seleccionadas en el estuario del Nervión, las muestras Galindo 

y Axpe, presentan un menor grado de contaminación respecto a las muestras en el estuario 

de Saja-Besaya (SUA-4, SUA-18, SUA-19 y SUA-20). Se da una excepción en la muestra 

SUA-20, la cual presenta el menor grado de contaminación.  

  Clasificación en base al FC 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 

 ESTUARIO 
DEL NERVION 

La Ribera       

Zorroza       

Elorrieta       

Burtzeña       

Asua       

Rontegi       

Galindo       

Erandio       

Simondrogas       

Axpe       

Gobelas       

Benedicta       

Arriluze       

ESTUARIO 
DE 

SAJA-BESAYA 

SUA-22       

SUA-21       

SUA-1       

SUA-20       

SUA-2       

SUA-3       

SUA-19       

SUA-18       

SUA-4       

SUA-5       

SUA-6       

SUA-7       

SUA-17       

SUA-9       

SUA-10       

SUA-16       

SUA-8       



25 
 

SUA-15       

SUA-14       

SUA-11       

SUA-12       

SUA-13       

 
Tabla 7. Clasificación de la contaminación de cada EPT en cada estuario en base al FC. 

 

Los resultados de contaminación en base al FC muestran, en ambos estuarios, como los 

elementos Ni y As son los que menos grado de contaminación presentan. En el caso del 

estuario del Nervión aparecen, en general, en menor grado.  

En el caso del estuario del Nervión, los elementos Cd, Zn y Hg muestran una contaminación 

alta en la muestra Axpe. En el caso de Gobelas, el Cd, Pb y Hg muestran un grado de 

contaminación alta. En el resto de puntos de muestreo, el grado varía desde un estado 

ligeramente contaminado a contaminado.  

Respecto al estuario de Saja-Besaya, los elementos Cd, Pb y Zn presentan una 

contaminación extrema en diferentes puntos. El Hg solamente presenta ese grado en SUA-

22, donde el resto de valores varía desde contaminado a contaminación fuerte. 

En relación a las muestras seleccionadas en el estuario del Nervión, las muestras Galindo y 

Axpe, presentan un menor grado de contaminación que las del estuario de Saja-Besaya (SUA-

4, SUA-18, SUA-19 y SUA-20), siendo la ubicada en Galindo la que menor grado de 

contaminación presenta.  

  Clasificación en base al ICC 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 
Nervión       

Saja-Besaya       

 
Tabla 8. Clasificación de la contaminación de cada EPT en cada estuario en base al ICC. 

 

Por último, el ICC muestra como el Ni tiene una contaminación ligera en ambos estuarios y el 

As ligera en Nervión y moderada en Saja-Besaya, siendo ambos elementos los que menor 

grado de contaminación muestran. Respecto al Cd, Pb, Zn y Hg presentan menor grado en el 

estuario del Nervión (entre ligeramente contaminado y contaminado) respecto al de Saja-

Besaya (entre contaminación fuerte y extrema contaminación).  

Analizando cada estuario independientemente se puede ver cómo la contaminación no es 

homogénea y que presenta cierto gradiente, ya sea ascendente o descendente. 



26 
 

5.3. Ensayo de toxicidad Ostracodtoxkit F. 

El ensayo de toxicidad Ostracodtoxkit F muestra una gran sensibilidad al contenido de EPT 

encontrados en las diferentes muestras (Tabla 9). Los resultados obtenidos son muy diversos, 

mostrando valores de mortalidad muy elevados, obteniendo en SUA-19 un 100% de 

mortalidad y en SUA-18 un 93 %. Por otro lado, la muestra Axpe muestra un 3.33%, siendo 

este punto el que presenta menor toxicidad aguda para el organismo analizado, donde da 

valores inferiores que los de referencia. Respecto al resto de muestras, de menor a mayor 

mortalidad, tenemos: Galindo (6,67%), SUA-4 (13,33%) y SUA-20 (50%).  

 Mortalidad (%) Inhibición del crecimiento (%) Índice de supervivencia (%) 

Referencia 6,67% - - 

SUA-4 13,33% 20,80% -7,00% 

SUA-18 93,33% - -93,00% 

SUA-19 100,00% - -100,00% 

SUA-20 50,00% - -46,00% 

Axpe 3,33% 24,82% 4,00% 

Galindo 6,67% 7,13% 0,00% 

 
Tabla 9. Valores de mortalidad, inhibición del crecimiento e índice de supervivencia obtenido 

.  

Una vez evaluada la mortalidad aguda, expresada como % de mortalidad, en los organismos 

vivos, a los 6 días se han evaluado efectos subletales, concretamente la inhibición del 

crecimiento. Los resultados muestran que la menor inhibición se presenta en Galindo (7,13%), 

mientras que la mayor inhibición se da en la muestra Axpe (24,82%), con SUA-4 entre medias 

(20,8%) (Tabla 9).  

Por último, se obtuvo el índice de supervivencia, el cual mostró una mayor supervivencia en 

la muestra Axpe, seguida de la Referencia y Galindo, donde éste fue igual. Por otro lado, la 

muestra SUA-19 mostró un nulo índice de supervivencia (Tabla 9). Utilizando los índices de 

supervivencia se ha obtenido el grado de toxicidad (Tabla 10). 

 

SUA-4 SUA-18 SUA-19 SUA-20 AXPE GALINDO 

SO (parametros de superviviencia) -0,07 -0,93 -1 -0,46 0,04 0 

Resultados de toxicidad Baja Extrema Extrema Moderada Baja Baja 

 
Tabla 10. Valores del grado de toxicidad obtenido en cada muestra. 

 

En la Tabla 10, se puede observar como la muestra SUA-19 es la que mayor grado de 

toxicidad muestra, con una toxicidad extrema, al igual que SUA-18. Las muestras SUA-4, 



27 
 

Axpe y Galindo, de mayor a menor grado, muestran un grado de toxicidad bajo, mientras que 

en la muestra SUA-20 esta es moderada. 

5.4. Análisis estadístico 

Los resultados del análisis de la varianza muestran que no existen diferencias 

estadísticamente significativas entre los dos estuarios considerados en cuanto al contenido 

en EPT. 

Los resultados del análisis de la matriz de correlación de Pearson realizado en cada estuario 

sugieren que todos los elementos presentan una correlación positiva entre ellos y, algunos, 

coeficientes elevados (Figura 5). En el caso del estuario del Nervión, los elementos presentan 

relaciones significativas entre ellos, en orden de mayor a menor son: Pb-As, Pb-Zn, As-Zn y 

As Cd. En el estuario de Saja-Besaya solamente existen dos relaciones significativas, las 

existentes entre el plomo y el cinc y el cinc con el arsénico. 

 

Figura 5. Relación entre los elementos en los diferentes estuarios (A. Nervión y B. Saja-Besaya). 

Por otra parte, la matriz de correlación de Pearson, realizada considerando los resultados del 

bioensayo realizado junto al contenido total en EPT en las muestras seleccionadas para el 

mismo, muestra una correlación positiva entre los elementos Cd, Pb, Zn, Hg y S, con un 

coeficiente de correlación >0.86 y una correlación inversa de dichos elementos respecto al Ba 

(<-0.85). Respecto a la relación de los diferentes elementos con el crecimiento del crustáceo, 

los resultados obtenidos muestran dos tendencias opuestas, los elementos que se relacionan 

inversamente con el crecimiento (Cd, Pb, Zn, Hg y S) y el Ba que se relaciona positivamente. 

El grado de afección obtenido de cada elemento es diferente (Tabla 11), en base a la 



28 
 

reducción del crecimiento, se obtiene que el S es el que mayor reducción produce, seguido 

por el Zn, Cd y Pb. El Ba, por el contrario, provoca un aumento del crecimiento (0.0017 mm/ 

unidad). Respecto al Hg, debido a su poca variación de concentraciones en las muestras, no 

se ha podido calcular su afección respecto al crecimiento. Las varianzas que presentan los 

modelos regresivos realizados son ciertamente bajas (<0.66), exceptuando la del S (>0.86).  

  

 
 

Figura 6. Matriz de correlación de los diferentes elementos potencialmente tóxicos junto al crecimiento 

 

 Cd Pb Hg Zn S 

Reducción del crecimiento/unidad (mm) 0,1181 0,10865 - 0,12395 0,19495 

Varianza del modelo 0,6452 0,4472 - 0,6555 0,8691 

 
Tabla 11. Resultados de la reducción del crecimiento y varianza del modelo obtenidos en los modelos de 

regresión realizados. 

 
Por último, no se ha podido obtener ningún resultado al realizar un modelo de regresión lineal 

multivariante debido a la escasez de datos, sufriendo el llamado “desastre de la 

dimensionalidad”. Por ello, no se obtiene significación pese a tener un coeficiente de 

determinación muy alto.  



29 
 

6. DISCUSIÓN 

Los EPT presentan una gran variabilidad a lo largo de ambos estuarios, a pesar de ello, se 

pueden distinguir ciertas tendencias. En el caso del Nervión, se puede ver una tendencia de 

aumento de las concentraciones hacia el estuario medio-inferior, la cual se observa 

igualmente en los índices de contaminación, mientras que en el estuario de Saja-Besaya no 

hay aparentemente una tendencia tan clara, además, si consideramos ambas márgenes de 

manera independiente, podemos encontrar una gran variabilidad. Ambas tendencias 

mencionadas pueden observarse igualmente en los índices de contaminación. A través de 

éstas, se reconocen cinco puntos de contaminación claros (Figura 7), tres de ellos en el 

estuario Saja-Besaya, correspondientes a los puntos SUA-22, SUA-20 y SUA-18, y dos en el 

caso del estuario del Nervión, Axpe y Galindo. Todos los puntos localizados en el estuario de 

Saja-Besaya corresponden a la margen izquierda en el estuario superior, los cuales se sitúan 

bastante próximos entre sí. Entre estos puntos se ubican dos muestras (SUA-21 y SUA-19) 

que presentan concentraciones mucho más bajas. Esta intercalación supone considerar cada 

punto de manera independiente respecto a los otros. En la margen derecha no se localiza 

ningún punto que presente concentraciones similares a éstos, por lo que se observa una 

mayor concentración de EPT en una margen respecto a la otra. En el estuario del Nervión, los 

puntos de contaminación se sitúan en el estuario medio (Galindo) y en el estuario inferior 

(Axpe). Además, como las muestras dispuestas entre ambos puntos contaminados presentan 

una concentración menor, se descarta una posible relación entre ambos.  

Los resultados de los diferentes indicadores calculados son coherentes entre ellos, aunque 

los del Igeo corresponden en general a un menor grado de contaminación en la mayoría de 

los casos. Esta diferencia podría estar relacionada con la saturación del índice FC y ICC, ya 

que el Igeo permite clasificar la contaminación en 6 grados diferentes y los otros índices 

solamente en 5. Eso puede explicar porque en muchos casos el Igeo presenta un grado de 

contaminación menor. En base a ello y al hecho de que el Igeo es mucha más utilizado tanto 

a nivel europeo como mundial (Goya-Heredia y Zafra-Mejía, 2020), se ha tomado este índice 

como el más representativo.  

 



30 
 

 

Figura 7. Distribución de los EPT en el estuario del Nervión y de Saja-Besaya, junto a los focos de contaminación 

en cada estuario. 

Las muestras seleccionadas para el bioensayo, en base a los índices de contaminación, 

presentan el siguiente orden, de mayor a menor contaminación: SUA-20 SUA-18 >SUA-4 > 

SUA-19 > Axpe > Galindo. Estos resultados no concuerdan exactamente a los obtenidos en 

el bioensayo, ya que, en base a éste, las muestras más tóxicas, presentarían el siguiente 

orden: SUA-19, SUA-18, SUA-20, SUA-4, Galindo y Axpe. Por lo que, exceptuando la muestra 

SUA-19, a grandes rasgos se seguiría manteniendo la misma relación, puesto que Galindo y 

Axpe muestran una baja contaminación, lo cual es totalmente coherente con los resultados 

obtenidos de los índices. No obstante, debido a que el bioensayo es una herramienta más 

sensible y completa para el estudio de la toxicidad y que en el ensayo se realizaron tres 

réplicas por muestras, donde los resultados en todas fueron coherentes, se consideran estos 

resultados más concluyentes que los obtenidos a partir de los índices. Además, debe tenerse 

en cuenta que en el bioensayo solo se considera la fracción biodisponible, mientras que en la 

caracterización geoquímica se considera el total de los EPT. Estos resultados vuelven a 

destacar la diferencia existente entre ambas márgenes del estuario Saja-Besaya, resaltando 

la mayor contaminación de la margen izquierda.  

A partir de los resultados estadísticos, se ha podido cuantificar el grado de afección que 

presentan los diferentes elementos en base a la inhibición de crecimiento, por lo que se 

obtiene el siguiente orden: Zn > Cd > Hg > Pb. Debido a que el S no es un EPT, ni hay 



31 
 

bibliografía que exponga su toxicidad respecto a los ostrácodos, el hecho de que sea uno de 

los elementos que mayor afección genera en el crecimiento debe ser objeto de estudios más 

detallados con más muestras. Por lo tanto, este no se debe aceptar como un elemento tóxico, 

sino relacionarlo con la presencia de otro elemento realmente nocivo, como puede ser el Cd, 

ya que ambos elementos presentan la mayor correlación. Según estudios realizados, el 

ostrácodo Heterocypris incrongruens respecto a los EPT, el cual sigue el siguiente orden: Cd2+ 

>> Hg2+ > Cu2+> Cr6+>Ni2+≈ Mn+7>Zn2+>Pb2+>Li1+>Fe3+ (Kudłak et al., 2011). Si lo comparamos 

con los resultados obtenidos, se puede observar como el Zn presenta un mayor grado de 

sensibilidad que el cadmio. Lo cual es aceptable, ya que, aunque tenga un menor grado de 

sensibilidad, este presenta mayores concentraciones siendo de media 450 veces mayor que 

el Cd, cuyo valor coincide aproximadamente con la abundancia relativa del Zn respecto al Cd 

en la corteza terrestre. Otro resultado destacable es la relación positiva que presenta el Ba 

respecto al crecimiento, puesto que no hay bibliografía que apoye esta relación, esto no debe 

relacionarse como un efecto positivo de este elemento, si no que su presencia podría estar 

relacionada con la disminución o no presencia de elementos verdaderamente nocivos para el 

ostrácodo. Por último, el grado de sensibilidad del ostrácodo no explica el valor inesperado de 

toxicidad de la muestra SUA-19, pero, aun así, el resto de resultados obtenidos quedan 

respaldados por los del bioensayo, lo que les aporta un mayor grado de fiabilidad. Los 

elevados resultados de la mortalidad de SUA-19 no pueden ser interpretados con la 

sensibilidad del ostrácodo o relacionarse con algún punto de contaminación. Debido a ello, 

hay que considerar otros posibles factores, como algún componente que pudiera haber 

generado una acidez del medio. 

Todos los resultados, tanto geoquímicos como los procedentes del bioensayo, muestran que 

el estuario Saja-Besaya presenta una peor calidad ambiental, a diferencia del estuario del 

Nervión, cuyos datos muestran una mejor calidad en cuanto al contenido en EPT. Aunque 

ambos estuarios han sido tratados con depuradoras, su diferente funcionamiento temporal es 

muy notable. Mientras en Nervión se observaron mejoras significativas que continúan 

actualmente, no es el caso de Saja-Besaya, cuya depuradora se sitúa junto una de las 

muestras más contaminadas (SUA-18). Esta gran diferencia, mencionada ya en el trabajo de 

Serrano (2020), se ha relacionado con el impacto que sigue teniendo la inundación de la mina 

en el entorno de Saja- Besaya. El hecho de un posible foco activo en el estuario de Saja-

Besaya es preocupante, el cual se debería caracterizar y aislar lo antes posible. 

Por último, respecto a las limitaciones de este trabajo, se han obtenido ciertos resultados que 

no se han podido interpretar a partir de los datos obtenidos. Además, como se ha mencionado, 

el hecho de utilizar valores de fondo genéricos para estuarios ha propiciado una incertidumbre 



32 
 

en varios resultados. En relación al análisis estadístico realizado con los datos del bioensayo, 

debe considerarse la baja cantidad de datos utilizada, y que, aunque son mayormente 

coherentes y algunos modelos de regresión lineal presenten varianza elevada, no son 

resultados totalmente fiables. En próximas investigaciones, en el caso del estuario de Saja-

Besaya, sería de interés estudiar y caracterizar la diferencia de condiciones ambientales 

encontradas en ambas márgenes recomendando el uso de diferentes bioensayos y el posible 

foco de contaminación relacionado con la inundación de la mina. Además, debido a su grado 

de contaminación, sería necesario estudiar y plantear posibles remediaciones o acciones que 

mejoren el ecosistema, aunque esto sea complicado debido a la gran variabilidad que 

presentan los EPT. En el estuario del Nervión, debido a su mejora ambiental a lo largo del 

tiempo, simplemente se aconseja una continuación de la monitorización, puesto que, dentro 

de sus sedimentos, siguen significativas concentraciones de EPT que podrían ser 

resuspendidos.  

 

  



33 
 

7. CONCLUSIONES 

A partir del trabajo realizado, se han obtenido las siguientes conclusiones: 

● Los EPT de las muestras estuarinas estudiadas muestran una gran variabilidad en 

ambos estuarios, donde se han podido localizar 5 puntos de contaminación  

● Actualmente ambos estuarios presentan diferentes grados de contaminación y 

toxicidad, aunque el estuario Saja-Besaya muestra peores condiciones ambientales, 

indicando una gran contaminación persistente. Por el contrario, el estuario del Nervión 

presenta condiciones de gran mejora ambiental, siendo comparativamente el menos 

contaminado.  

● Es de suma importancia estudiar y explicar tanto la diferencia que presentan ambas 

márgenes, como la razón por la cual el estuario Saja-Besaya no presenta una mejora 

ambiental significativa.  

● La contaminación persistente del estuario de Saja-Besaya requiere una intervención 

inmediata junto al estuario del Nervión, aunque presenta unas mejores condiciones. 

Dicha remediación será compleja debido a la gran variabilidad que presentan los EPT 

a lo largo de ambos estuarios.  

● La relación entre el contenido EPT y la toxicidad es muy relevante, por lo que es 

altamente recomendable la utilización de bioensayos a la hora de caracterizar el riesgo 

de sedimentos contaminados por EPT.  

 

  



34 
 

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https://doi.org/10.1016/j.copbio.2015.03.013


39 
 

9. ANEXOS 

Anexo I. Concentraciones de los elementos (Cd, Ni, Pb, Zn, As, Hg) en las muestras de ambos 

estuarios 

 
Cd Ni Pb Zn As Hg 

mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 mg kg-1 

ESTUARIO 
DE 

SAJA-
BESAYA 

SUA-1 41 20 229 1780 21 1 

SUA-2 11 11 118 799 12 1 

SUA-3 18 13 396 2760 32 2 

SUA-4 22 17 351 3250 29 1 

SUA-5 24 12 477 5260 35 2 

SUA-6 29 21 303 2200 25 1 

SUA-7 39 21 631 4840 40 4 

SUA-8 33 17 765 6320 36 3 

SUA-9 45 21 484 5250 43 4 

SUA-10 28 16 533 5650 34 3 

SUA-11 46 24 636 5280 43 4 

SUA-12 29 19 389 4340 35 2 

SUA-13 38 30 378 3020 43 2 

SUA-14 20 15 454 3580 38 2 

SUA-15 20 16 417 2550 42 2 

SUA-16 32 20 325 3030 24 2 

SUA-17 21 12 183 1480 16 1 

SUA-18 71 26 2870 10000 67 5 

SUA-19 102 24 221 1970 13 <Id 

SUA-20 32 16 1080 5850 49 2 

SUA-21 20 10 198 1730 15 1 

SUA-22 61 19 855 8960 49 10 

ESTUARIO 
DEL 

NERVION 

La Ribera <Id 25 34 158 9 <Id 

Zorroza <Id 26 59 234 14 <Id 

Elorrieta 1,1 18 71 256 20 <Id 

Burtzeña <Id 11 49 104 10 <Id 

Asua 1,5 28 112 311 23 <Id 

Rontegi 1,3 32 120 344 24 <Id 

Galindo 1,9 52 152 572 33 <Id 

Erandio 0,9 22 127 289 23 <Id 

Simondro
gas 

1,6 24 113 345 32 4 

Axpe 2,9 60 649 1860 157 <Id 

Gobelas 3,2 27 259 547 84 4 

Benedicta 0,7 17 97 312 37 <Id 

Arriluze 1,5 10 89 700 54 <Id 

Límite de detección 0,5 1 2 2 2 1 

 

 



40 
 

Anexo II. Concentraciones de los elementos en las muestras seleccionadas para el bioensayo 

(Serrano, 2020; Núñez, 2021). 

 
ESTUARIO 
NERVIÓN 

ESTUARIO SAJA-BESAYA LÍMITE 
DETECCIÓN  Galindo Axpe 4 18 19 20 

Ag mg kg-1 2,2 1,2 < 0.2 0,4 1,7 < 0.2 0,2 

Cd mg kg-1 1,9 2,9 6,3 42,4 3,8 12,6 0,5 

Cu mg kg-1 153 654 22 71 102 32 1 

Mn mg kg-1 637 964 206 499 105 250 5 

Ni mg kg-1 52 60 17 26 24 16 1 

Pb mg kg-1 152 649 351 2870 221 1080 2 

Zn mg kg-1 572 1860 3250 >10000 1970 5850 2 

Al % 1,11 1,07 1,1 1,26 1,11 0,8 0,01 

As mg kg-1 33 157 29 67 13 49 2 

B mg kg-1 14 35 17 16 19 14 10 

Ba mg kg-1 202 45 92 11 44 28 10 

Be mg kg-1 1,2 2,3 1,2 1,5 0,9 1,1 0,5 

Bi mg kg-1 <2 2 < 2 < 2 < 2 < 2 2 

Ca % 4,92 7,35 1,99 3,67 2,28 2,39 0,01 

Co mg kg-1 10 24 7 10 5 7 1 

Cr mg kg-1 75 85 17 28 39 15 1 

Fe % 5,95 10,7 2,48 3,77 1,49 2,66 0,01 

Ga mg kg-1 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 10 

Hg mg kg-1 < 1 < 1 1 5 < 1 2 1 

K % 0,21 0,2 0,26 0,29 0,24 0,2 0,01 

La mg kg-1 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 10 

Mg % 0,49 0,55 0,94 1,23 0,61 0,98 0,01 

Na % 0,575 0,855 0,63 0,536 0,828 0,615 0,001 

P % 0,319 0,226 0,044 0,054 0,355 0,041 0,001 

S % 0,35 0,59 0,8 3,35 0,96 1,3 0,01 

Sb mg kg-1 5 15 2 5 4 2 2 

Sc mg kg-1 3 3 2 2 < 1 1 1 

Sr mg kg-1 188 259 41 53 82 45 1 

Ti % < 0,01 0,06 < 0.01 < 0.01 
< 

0.01 
< 0.01 0,01 

Te mg kg-1 < 1 < 1 < 1 4 < 1 < 1 1 

Tl mg kg-1 < 2 < 2 < 2 < 2 < 2 < 2 2 

U mg kg-1 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 10 

V mg kg-1 24 31 18 23 21 15 1 

W mg kg-1 < 10 < 10 < 10 17 < 10 < 10 10 

Y mg kg-1 8 7 5 8 5 5 1 

Zr mg kg-1 2 5 2 2 2 1 1 

 

  



41 
 

Anexo III. Resultados de los diferentes índices calculados (Igeo, F, ICC) en las muestras de 

ambos estuarios.  

  Clasificación en base al Igeo 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 

ESTUARIO 
DEL 

NERVION 

La Ribera 0,474 -0,465 0,1102 0,74154 -1,415 2,35845 

Zorroza 0,474 -0,408 0,9054 1,30812 -0,778 2,35845 

Elorrieta 1,611 -0,939 1,1725 1,43776 -0,263 2,35845 

Burtzeña 0,474 -1,649 0,6374 0,1382 -1,263 2,35845 

Asua 2,059 -0,301 1,8301 1,71853 -0,061 2,35845 

Rontegi 1,852 -0,109 1,9296 1,86402 0 2,35845 

Galindo 2,4 0,5919 2,2706 2,59763 0,4594 2,35845 

Erandio 1,322 -0,649 2,0114 1,61268 -0,061 2,35845 

Simondrogas 2,152 -0,524 1,8429 1,86821 0,415 4,35845 

Axpe 3,01 0,7984 4,3648 4,29884 2,7097 2,35845 

Gobelas 3,152 -0,354 3,0395 2,53315 1,8074 4,35845 

Benedicta 0,959 -1,021 1,6226 1,72316 0,6245 2,35845 

Arriluze 2,059 -1,787 1,4985 2,88897 1,1699 2,35845 

ESTUARIO 
DE 

SAJA-
BESAYA 

SUA-22 7,405 -0,037 5,4544 6,98973 2,0297 5,68038 

SUA-21 5,796 -0,963 3,344 4,617 0,3219 2,35845 

SUA-1 6,831 0,0365 3,5538 4,65811 0,8074 2,35845 

SUA-20 6,474 0,1158 0,2565 0,08656 0,2489 4,63123 

SUA-2 4,933 -0,826 2,5972 3,5025 0 2,35845 

SUA-3 5,644 -0,585 4,344 5,2909 1,415 3,35845 

SUA-19 8,146 0,2996 3,5025 4,80443 0,1155 2,35845 

SUA-18 7,624 0,415 7,2014 7,14816 2,4811 4,68038 

SUA-4 5,933 -0,198 4,1699 5,52667 1,273 2,35845 

SUA-5 6,059 -0,7 4,6124 6,2213 1,5443 3,35845 

SUA-6 6,332 0,1069 3,9578 4,96374 1,0589 2,35845 

SUA-7 6,759 0,1069 5,0161 6,10124 1,737 4,35845 

SUA-17 5,866 -0,7 3,2303 4,39183 0,415 2,35845 

SUA-9 6,966 0,1069 4,6335 6,21855 1,8413 4,35845 

SUA-10 6,281 -0,285 4,7726 6,32448 1,5025 3,94342 

SUA-16 6,474 0,0365 4,0589 5,42555 1 3,35845 

SUA-8 6,518 -0,198 5,2939 6,48616 1,585 3,94342 

SUA-15 5,796 -0,285 4,4185 5,17673 1,8074 3,35845 

SUA-14 6,997 0,2996 5,0275 6,22677 1,8413 4,35845 

SUA-11 5,796 -0,379 4,5411 5,66619 1,663 3,35845 

SUA-12 6,332 -0,037 4,3182 5,94393 1,5443 3,35845 

SUA-13 6,722 0,6215 4,2768 5,42078 1,8413 3,35845 

  

 



42 
 

 

  Clasificación en base al FC 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 

ESTUARIO 
DEL NERVION 

La Ribera 2,083 1,087 1,619 2,50794 0,5625 7,69231 

Zorroza 2,083 1,1304 2,8095 3,71429 0,875 7,69231 

Elorrieta 4,583 0,7826 3,381 4,06349 1,25 7,69231 

Burtzeña 2,083 0,4783 2,3333 1,65079 0,625 7,69231 

Asua 6,25 1,2174 5,3333 4,93651 1,4375 7,69231 

Rontegi 5,417 1,3913 5,7143 5,46032 1,5 7,69231 

Galindo 7,917 2,2609 7,2381 9,07937 2,0625 7,69231 

Erandio 3,75 0,9565 6,0476 4,5873 1,4375 7,69231 

Simondrogas 6,667 1,0435 5,381 5,47619 2 30,7692 

Axpe 12,08 2,6087 30,905 29,5238 9,8125 7,69231 

Gobelas 13,33 1,1739 12,333 8,68254 5,25 30,7692 

Benedicta 2,917 0,7391 4,619 4,95238 2,3125 7,69231 

Arriluze 6,25 0,4348 4,2381 11,1111 3,375 7,69231 

ESTUARIO 
DE 

SAJA-BESAYA 

SUA-22 254,2 1,4615 65,769 190,638 6,125 76,9231 

SUA-21 83,33 0,7692 15,231 36,8085 1,875 7,69231 

SUA-1 170,8 1,5385 17,615 37,8723 2,625 7,69231 

SUA-20 133,3 1,2308 83,077 124,468 6,125 15,3846 

SUA-2 45,83 0,8462 9,0769 17 1,5 7,69231 

SUA-3 75 1 30,462 58,7234 4 15,3846 

SUA-19 425 1,8462 17 41,9149 1,625 7,69231 

SUA-18 295,8 2 220,77 212,766 8,375 38,4615 

SUA-4 91,67 1,3077 27 69,1489 3,625 7,69231 

SUA-5 100 0,9231 36,692 111,915 4,375 15,3846 

SUA-6 120,8 1,6154 23,308 46,8085 3,125 7,69231 

SUA-7 162,5 1,6154 48,538 102,979 5 30,7692 

SUA-17 87,5 0,9231 14,077 31,4894 2 7,69231 

SUA-9 187,5 1,6154 37,231 111,702 5,375 30,7692 

SUA-10 116,7 1,2308 41 120,213 4,25 23,0769 

SUA-16 133,3 1,5385 25 64,4681 3 15,3846 

SUA-8 137,5 1,3077 58,846 134,468 4,5 23,0769 

SUA-15 83,33 1,2308 32,077 54,2553 5,25 15,3846 

SUA-14 191,7 1,8462 48,923 112,34 5,375 30,7692 

SUA-11 83,33 1,1538 34,923 76,1702 4,75 15,3846 

SUA-12 120,8 1,4615 29,923 92,3404 4,375 15,3846 

SUA-13 158,3 2,3077 29,077 64,2553 5,375 15,3846 

 

 

 



43 
 

  Clasificación en base al ICC 

  Cd Ni Pb Zn As Hg 

Nervión 4,847 1,0431 5,1777 5,6074 1,7928 9,52097 

Saja-Besaya 130,3 1,3454 33,009 73,3977 3,8424 15,7842 

 


		2022-07-28T22:30:16+0200
	GARCIA LORENZO MARIA DE LA LUZ - 48400969E


		2022-07-28T22:54:53+0200
	NUÑEZ ASENSIO, NEREA (AUTENTICACIÓN)