Cianotoxinas: efectos ambientales y sanitarios. Medidas de prevención

Enrique Arturo Cantoral Uriza1; Antonia Dolores Asencio Martínez2; Marina Aboal Sanjurjo3

1. Unidad Multidisciplinaria de Docencia e Investigación, Facultad de Ciencias, Laboratorio de Ecología Acuática y Algas, Universidad Nacional Autónoma de México, Campus Juriquilla, 76230 Querétaro, México. cantoral@ciencias.unam.mx, Universidad Nacional Autónoma de México, Facultad de Ciencias, Laboratorio de Ecología Acuática y Algas, Universidad Nacional Autónoma de México, Querétaro , Mexico, E-mail: , 2. Departamento de Biología Aplicada (Botánica), Facultad de Ciencias Experimentales, Universidad Miguel Hernández, Campus de Elche, E-03202, Alicante, España, Departamento de Biología Aplicada, Facultad de Ciencias Experimentales, Universidad Miguel Hernández, Alicante , España , 3. Laboratorio de Algología, Departamento de Biología Vegetal, Facultad de Biología, Universidad de Murcia, Campus de Espinardo, E-30100 Murcia, España, Universidad de Murcia, Departamento de Biología Vegetal, Facultad de Biología, Universidad de Murcia, Murcia , Spain



Resumen

Antecedentes:

Ante los eventos de florecimientos de cianobacterias cada vez más frecuentes a nivel global, cuyos efec tos son tóxicos y negativos para la salud humana, las mascotas, los animales del campo, la vida acuática y silvestre, es indispensable hacer pública la información más relevante respecto a este tema, ya que estos eventos tendrán cada vez más una mayor incidencia y frecuencia en un contexto de calentamiento global.

Objetivos:

Entre los objetivos principales de esta investigación destacan exhibir los impactos ambientales que causan las cianotoxinas, así como sus causas, y reconocer la falta de conocimiento sobre éstas, lo que ha impedido emprender medidas que disminuyan sus efectos negativos.

Métodos:

Se llevó a cabo una revisión de diversos estudios abarcando aspectos históricos e incorporando los primeros estudios hasta el contexto actual, con el fin de mostrar una breve descripción de las cianotoxinas más importantes y frecuentes en las aguas continentales.

Resultados:

Fue posible evidenciar los principales daños que cau san en vertebrados y las consecuencias que provocan en los ecosistemas acuáticos, así como los niveles de referencia para evitar intoxicaciones por ingestión o contacto; también averiguar los métodos que se emplearon para su detección.

Conclusiones:

Es necesario hacer hincapié en la urgencia de atender integralmente los florecimientos algales y su monitoreo sistemático.

Received: 2016 May 12; Accepted: 2017 May 25

hbio. 2017 ; 27(2)

Keywords: Palabras clave: Ambientes de agua dulce, cianotoxinas, hepatotoxinas, monitoreo, neurotoxinas, prevención.
Keywords: Key words: Cyanotoxins, freshwater environments, hepatotoxins, monitoring, neurotoxins, prevention.

INTRODUCCIÓN

Los cianoprocariotas (Cyanophyceae, Cyanobacteria) son un grupo de algas procariotas (tanto unicelulares como pluricelulares) que realizan fotosíntesis oxigénica, con un registro fósil desde el Precámbrico (Ko márek & Anagnostidis, 1999). Han tenido mucho tiempo para propagar se en todos los ambientes acuáticos de todos los biomas de la Tierra, en sus lagos, ríos, lagunas, humedales, mares, e incluso algunas viven de forma subaérea en una diversidad de sustratos y emplean la hume dad atmosférica. Se encuentran distribuidas en todos los continentes y en todas las latitudes. Algunas de sus especies habitan en condiciones muy extremas, como manantiales termales arriba de 80 °C, rocas de desiertos extremadamente cálidos o extremadamente fríos, regiones tropicales, en la Antártida, lagos hipersalinos, pantanos o en biotopos de zonas volcánicas (Komárek & Anagnostidis, 1999; Whitton & Potts, 2002). Esta viabilidad y diversidad está probablemente relacionada con sus capacidades adaptativas. Se conocen alrededor de 2698 especies y se estima que hay 6280 aún por describir (Nabout et al., 2013).

El presente trabajo desarrolla los siguientes temas: florecimientos de cianobacterias, toxinas y tipos: neurotoxinas, hepatotoxinas y der matoxinas; métodos de detección; efectos en la salud y en los ecosis temas; algunos estudios de cianobacterias bentónicas; los niveles de referencia; una síntesis de la información disponible en América Latina y un planteamiento a manera de conclusión. Con lo anterior se pretende mostrar un panorama de las investigaciones sobre cianobacterias tóxi cas de los principales ambientes continentales, sus consecuencias en los humanos y en los ecosistemas, así como exponer la importancia de atender integralmente la gestión de los florecimientos.

FLORECIMIENTOS DE CIANOBACTERIAS

Se ha detectado y documentado de forma sistemática y continua desde los años 80 del siglo XX, que algunas de estas algas muestran crecimientos masivos en las aguas lénticas conocidos como blooms (del inglés) o florecimientos, los cuales se presentan en verano y a principios del otoño bajo condiciones calmadas o de poco viento, de medias a altas temperaturas del agua (15-30 °C), pH entre 6.0 y 9.0 y nutrientes abundantes (fosfato y frecuentemente nitratos) (Dow & Swoboda, 2000). Las condiciones antes mencionadas son ideales para su crecimiento, ya que las cianobacterias son eficientes para asimilar compuestos nitrogenados y fosfatados con una alta concentración en el agua. Los crecimientos masivos forman masas flotantes visibles de cianobacterias, muchas veces en las orillas de los lagos y embalses, y si llegan a ingerirse puede ser fatal (Carmichael, 1994a). Se ha obser vado que la mayoría de los incidentes por envenenamiento, tanto en animales como en humanos, estuvieron asociados con la formación de este tipo de blooms.

Se conocen informes de la dinastía china Han sobre bajas en las tropas por intoxicación al beber agua de un río que era de color verde, aproximadamente hace mil años (Bartram et al., 1999). En 1189, Gerald de Gales documentó que el lago Llangorse de “ponerse de color verde brillante, (…) se convirtió en escarlata” a lo largo de su viaje a través del país de Gales (Belov et al., 1999). Los primeros registros de los floreci mientos algales que permitieron suponer que las cianobacterias eran tóxicas ocurrieron en Australia, y llamaron la atención de los científicos por los reportes de agricultores y veterinarios sobre el envenenamiento de animales. Francis (1878) describió tales florecimientos en el estua rio del río Murray como “una espesa espuma, como una pintura verde aceitosa, de alrededor de dos a seis pulgadas de grosor. Los animales que bebieron del agua murieron de forma rápida y terrible” (Sivonen & Jones, 1999).

Algunas especies de cianobacterias pueden producir toxinas con efectos adversos para distintas formas de vida, incluidos los huma nos, y dentro de la misma población de cianobacterias pueden existir grupos de organismos (cepas) productores y no productores (Roset et al., 2001). Esto dio pie a que se realizaran estudios para entender qué es lo que ocurría, así se llegó a determinar que las causantes de estos incidentes eran las toxinas contenidas en cianobacterias de ciertas es pecies planctónicas que formaban esos florecimientos, a las cuales se les llamó cianotoxinas.

FICOTOXINAS DE CIANOBACTERIAS

Las toxinas de cianobacterias se han nombrado cianotoxinas, y son metabolitos secundarios biológicamente activos que se dan en la for mación de fotopigmentos y se acumulan en el citoplasma (Paerl & Millie, 1996). Son péptidos no ribosomales que inhiben las proteínas fosfatasas en eucariotas, que no son utilizados inicialmente por los organismos en el metabolismo (Carmichael, 1992; Lukac & Aegerter, 1993), algunos de los cuales pueden tener un potencial farmacológico. Se suelen agrupar de diferentes maneras y, según su impacto en los or ganismos que los ingieren, se han clasificado en tres grupos: 1) las que causan envenenamiento letal agudo (neurotoxinas y hepatotoxinas), 2) las que no son altamente letales pero muestran una mayor bioactividad selectiva (citotoxinas) (Carmichael, 1992) y 3) las que generan irritación en la piel o dermatotóxicas (Lucena, 2008).

Neurotoxinas. Causan envenenamiento letal agudo, son producidas principalmente por especies y cepas de los géneros: Anabaena, Apha nizomenon (Mahmood & Carmichael, 1986), Oscillatoria (Sivonen et al., 1989), Trichodesmium (Hawser et al., 1991) y Cylindrospermopsis (Mahmood & Carmichael, 1986; Sivonen et al., 1989; Carmichael et al., 1990; Hawser et al., 1991).

Actúan en la transmisión del impulso nervioso y pueden provocar la muerte por parálisis muscular y un consecuente paro respiratorio (Lu cena, 2008). Existen diversas variantes químicas, las más importantes son: anatoxina-a, homoanatoxina-a, anatoxina-a (s), n-éster de fosfato de metilo hidroxiguanidina, afanotoxinas I y II (saxitoxina y neosaxitoxi na) y la b-N-metilamino-L-alanina (BMAA).

Efectos de las neurotoxinas. La anatoxina-a es producida por algunos linajes de Anabaena. El compuesto es una amina secundaria y un aná logo estructural de la cocaína y del neurotransmisor acetilcolina. Los signos de envenenamiento que se han detectado en varios organismos son: tambalearse al caminar, fasciculaciones musculares, respirar con dificultad, convulsiones y rigidez (en aves). La muerte por falla respi ratoria ocurre en minutos o a pocas horas dependiendo de la especie y de la dosis (Repavich et al., 1990; Keevil, 1991; Carmichael, 1992, 1994a; Hunter, 1995). La dosis letal intraperitoneal (DL50) conocida para ratón es de 200 mg kg-1 del peso corporal, con una sobrevivencia de 4 a 7 minutos (Carmichael & Biggs, 1978; Carmichael & Gorham, 1978). Se detecta a través de cromatografía líquida de alta eficacia (HPLC, por sus siglas en inglés) y cromatografía de gases y captura de electrones (Carmichael, 1994b).

La anatoxina-a (s) es detonante de salivación en vertebrados, se produce por cepas de Anabaena flos-aquae Brébisson ex Bornet et Flauhault (Mahmood & Carmichael, 1986; Matsunaga et al., 1989). Ocasiona síntomas similares a los de la anatoxina-a, con adición de ataxia (falta de coordinación en diferentes partes del cuerpo), diarrea, hipersalivación y temblores.

La homoanatoxina-a ha sido purificada de Oscillatoria formosa Bory ex Gomonty, caracterizada como un alcaloide amino secundario, anatoxina-ade metilo. Es un potente agente bloqueador muscular con una DL50 en ratón de 250 mg kg-1 del peso corporal (Skulberg et al., 1992). La toxicosis es letal, provoca parálisis corporal, convulsiones y muerte por falla respiratoria.

La n-éster de fosfato de metilo hidroxiguanidina se encuentra na turalmente en forma organofosforada, funciona como un inhibidor de la acetil colinesterasa, similar a los pesticidas organofosfatados (p. ej. malatión y paratión). La dosis letal intraperitoneal DL50 para ratón es de 20 mg kg-1 del peso corporal, 10 veces más letal que la anatoxina-a. Son estables en ácido, pero no en condiciones básicas.

Las afanotoxinas I y II (saxitoxina y neosaxitoxina) son alcaloides neurotóxicos de Aphanizomenon flos-aquae Brébisson ex Bornet & Flauhault (Sawyer et al., 1968). Interfieren con la neurotransmisión (p. ej. impulsos nerviosos que bloquean los canales de sodio de las neu ronas que cruzan el axón de la membrana). La saxitoxina se encuentra también en Lyngbya wollei (Farlow ex Gomont) Speziale et Dyck (Car michael et al., 1997; Onodera et al., 1997). Se ha reportado en lagos de EE.UU. e Italia. Suelen estar asociadas con dinoflagelados marinos (p. ej. Alexandrium tamarense [Lebour] Balech) que son responsables de la parálisis en humanos por envenenamiento debido al consumo de peces contaminados y las muertes masivas de animales marinos, asociadas con las mareas rojas en aguas costeras de todo el mundo. Su consumo puede provocar respiración irregular, disminución de la co ordinación, retorcimiento y muerte por fallas respiratorias (Carmichael, 1992, 1994a; Keevil, 1991; Hunter, 1995). La DL50 intraperitoneal usada en ratón por células de cepas cultivadas es aproximadamente de 5 mg kg-1 (cada gramo de células liofilizadas es 1.3 mg afanatoxina I y 0.1 mg de afanatoxina II) (Mahmood & Carmichael, 1986).

La sustancia b-N-metilamino-L-alanina (BMAA) es un aminoácido neurotóxico que afecta el cerebro, la médula espinal y los nervios peri féricos, está asociado al Alzheimer y es producida por todos los grupos taxonómicos de cianobacterias (Cox et al., 2005; Lage et al., 2016).

Hepatotoxinas. Ocasionan el tipo más común de intoxicación rela cionado con las cianobacterias y un envenenamiento letal agudo. De acción más lenta, pueden causar la muerte en horas o pocos días (Ro set et al., 2001). Son péptidos (Bishop et al., 1959) y fueron carac terizadas (Botes et al., 1982) como heptapéptidos cíclicos (como las microcistinas) que se han aislado de Microcystis, Anabaena flos-aquae Brébisson ex Bornet et Flauhault, Nostoc rivulare Kützing ex Bornet et Flahault, Oscillatoria agardhii Gomont y Cylindrospermopsis racibors kii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Carmichael, 1992) y como pentapéptidos cíclicos (nodularinas) de Nodularia spumigena Mertens ex Bornet et Flahault. De las variantes químicas conocidas, las más importantes son: microcistinas, cilindrospermopsina y nodularina.

Se conocen más de 80 tipos químicos de microcistinas (MC). Las más frecuentes son las que presentan L-aminoácidos, como Adda y el D-Glu libre, que son hepatotóxicas. Los L-aminoácidos más comunes son leucina (L), arginina (R) y tirosina (Y). Los acrónimos se conforman con los aminoácidos y se nombran las microcistinas más frecuentes: MC-LR, MC-RR y MC-YR (Ramírez-García et al., 2004). Las que presen tan una alta toxicidad se reconocen con el grupo MC-LR.

Las cilindrospermopsinas son peptidotoxinas sintetizadas por Cilin drospermum raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Aus tralia) y Aphanizomenon ovalisporum Forti (Israel). Las C-citotoxinas son las menos estudiadas, la mayoría son metabolitos secundarios. Algunos tienen propiedades antialgales, antimicóticas o antibacteriales, y algunas otras actividades antitumorales en líneas de tejido celular (Gerwick et al., 1994; Patterson et al., 1994). Las más conocidas son las escitoficinas y la cianobacterina.

Las escitoficinas son toxinas lipofílicas producidas por Scytonema pseudohofmanni Bharadwaja, ligeramente tóxicas para el ratón (DL50 de 650 mg kg-1 del peso corporal). Tienen una fuerte actividad cito tóxica en cultivos celulares (p. ej. carcinoma epidérmico en humano y fibroblastos en ratón). Adicionalmente tienen una importante vía activa contra la leucemia linfocítica (cuando se implanta intraperitonealmente) y el carcinoma de pulmón (Moore et al., 1986; Carmichael et al., 1990). La cianobacterina, sintetizada por Scytonema hofmanii C. Agardh ex Bornet et Flahault, es un compuesto que contiene cloro con un grupo funcional diarilo sustituido por gamma-lactona que muestra una acti vidad anticianobacteriana, por lo que se ha propuesto como un posible algicida (Mason et al., 1982; Gleason & Paulson, 1984), ya que inhibe el transporte de electrones en el fotosistema II y es tóxico para algas y plantas vasculares (Eon-Seon & Gleason, 1994).

Efectos de las hepatotoxinas. Producen lesiones al hígado que pue den provocar la muerte por hemorragia intrahepática y choque hipo volémico (Lucena, 2008). En dosis no letales se les ha relacionado con efectos carcinogénicos. Las hepatotoxinas son fuertes inhibidores de las proteínas serina fosfatasa de tipo 1 y 2. Estas enzimas son impor tantes en varios procesos como el crecimiento celular y la supresión de tumores, por lo que son posibles promotores de cáncer. Llegan al hígado por los receptores de ácidos biliares (Runnegar et al., 1981; Falconer, 1991) y favorecen la pérdida de contacto entre los hepatocitos provocando vacuolización y cambio en la arquitectura del hígado, lo que ocasiona graves lesiones internas y forma un edema hepático que se puede observar en la necropsia (Roset et al., 2001).

Los principales signos de envenenamiento que presentaron los animales de laboratorio (ratones y conejos) fueron anorexia, diarrea, palidez de las membranas mucosas, vómito, debilitamiento y muerte (después de 1 a 2 horas) por hemorragia intrahepática, necrosis del hígado y desintegración de su arquitectura (p. ej. parénquima hepático y shock hipovolémico). Actualmente son conocidas más de 8 nodulari nas distintas, clasificadas de acuerdo con las variaciones en su grado de metilación, composición e isomerización de sus aminoácidos. La microcistina-LR (MC-LR) es un estimulador extremadamente potente de tumores en animales de laboratorio (Nishiwaki-Matsushimaet al., 1992) y se considera el más eficaz carcinógeno del hígado.

Citotoxinas. Las citotoxinas son capaces de causar daños a diversos órganos y sistemas como hígado, corazón, riñones, estómago, sistema vascular y linfático y glándulas adrenales (Falconer & Humpage, 2006).

Dermatoxinas. Las dermatoxinas no son letales para los organismos, pero provocan irritación en la piel por contacto (Lucena, 2008). Se han definido dos grupos químicos: aplisiatoxinas y lingbiatoxinas, principal mente de cianobacterias marinas. Tienen efectos inflamatorios y se ha observado que son potentes promotores de tumores relacionados con la proteína quinasa C (Sivonen & Jones, 1999).

MÉTODOS DE DETECCIÓN DE TOXINAS DE CIANOBACTERIAS

Con base en la investigación acerca de las cianotoxinas, se han de sarrollado diversos métodos para su detección, clasificados en bio lógicos y fisicoquímicos. Dentro de los biológicos están: ensayos con ratones, que son de alto costo y de reproducibilidad limitada (Pérez & Aga, 2005); los bioensayos con organismos acuáticos, donde se em plearon principalmente Daphnia y Artemia y algunos otros en pruebas con peces y anfibios (Baganz et al., 1998; Ramírez-García et al., 2004); ensayos alternativos, como el cultivo de hepatocitos de rata y las prue bas con fibroblastos de hámster, aunque en este último se enmascaran los resultados por falsos positivos y negativos (Runnegar et al., 1981; Kotaket al., 1995; Ramírez-García et al., 2004); ensayos enzimáticos, como la inhibición de la enzima fosfatasa, que consiste en la afectación de procesos biológicos por cianotoxinas in vitro (Ramírez-García et al., 2004); estudios inmunológicos, donde se emplean anticuerpos mono clonales con kits ELISA (acrónimo en inglés de enzyme-linked immuno sorbentassa o ensayo por inmunoabsorción ligado a enzimas) para mi crocistinas que se visualizan por una reacción de la enzima peroxidasa, con buen nivel de detección en microgramos (Chu et al., 1990). Por otro lado, destacan las aproximaciones genéticas, donde secuencias de rARN y ADN permiten diferenciar a nivel de género cepas tóxicas en las poblaciones (Tillett et al., 2001; Ramírez-García et al., 2004), y el análisis cuantitativo de la PCR (siglas en inglés de la reacción en cadena de la polimerasa), que se realiza en tiempo real a través de un chip que mide la expresión de los genes involucrados en la biosíntesis de las microcistinas de cianobacterias (Sipari et al., 2010). Las aplica ciones tecnológicas actuales han permitido el desarrollo de una técnica novedosa que mide la MC-LR a través de un sensor fotoeléctrico que muestra alta selectividad y sensibilidad (Chen et al., 2012).

Entre los métodos fisicoquímicos destacan la detección de micro cistinas con el análisis de HPLC (acrónimo en inglés de high performan ce liquid chromatography o cromatografía líquida de alta eficacia) que realiza una separación líquida combinada con un detector ultravioleta (UV) a 238 nm (Pérez & Aga, 2005) con límite de detección inferior a 1 mg/l (Carmichael, 1994b); la cromatografía de gases que valora la oxidación de microcistinas que produce un ácido 3-metoxi-2-metil-fenilbutanoico que es detectado a un nivel de 0.43 ng dependiendo de la concentración de la toxina (Gilroy et al., 2000).

EFECTO DE CIANOTOXINAS EN EL ECOSISTEMA

Una de las causantes antrópicas que potenciaron estos florecimientos en diversas regiones del mundo fue la incorporación de agua de de secho a los lagos y ríos producida en las ciudades, las industrias y las actividades agrícolas. Este hecho ha incrementado los niveles de nitró geno y fósforo en diversas formas químicas, lo que ha causado eventos temporales donde las cianobacterias aumentan en poco tiempo su bio masa y, por tanto, la concentración de las cepas con cianotoxinas que potencian los efectos negativos en la salud humana y los ecosistemas acuáticos. De las 2698 especies conocidas de cianobacterias (Nabout et al., 2013), alrededor de 13 géneros y 17 especies reúnen a las po blaciones que han mostrado ser altamente tóxicas en diversas regiones del mundo: Canadá, Dinamarca, Egipto, Finlandia, Francia, Noruega, Ja pón, China, Suiza, Inglaterra, Grecia, Estados Unidos de América, Nue va Zelanda, Israel, Hungría, Alemania, Irlanda, Italia, España, Escocia y Brasil (Sivonen & Jones, 1999; Aboal & Puig, 2005). Las investigaciones sobre florecimientos de cianobacterias tóxicas en regiones tropicales y subtropicales son escasas en la literatura (Sivonen & Jones, 1999; Vasconcelos et al., 2010).

Las actividades agrícolas estimulan la aparición de florecimientos de cianobacterias por la escorrentía de fósforo (Hallegraeff, 1993) y otros nutrientes como el amonio en las aguas colindantes, por ejemplo, de No dularia spumigena Mertens ex Bornet et Flahault en el mar Báltico y en el estuario Peel-Harvey, Australia. Se ha detectado que en algunas poblacio nes de Nodularia y Microcystis se producen péptidos hepatotóxicos y en Anabaena y Aphanizomenon, alcaloides neurotóxicos que puede matar a los animales domésticos y silvestres que beben de las orillas de los estanques eutróficos, lagos y embalses (Edler et al., 1985).

La producción de toxinas en cuerpos de agua de regiones templa das se encuentra influenciada por 3 grandes factores, los cuales difie ren en la magnitud de la respuesta tóxica: 1) dinámica del fitoplancton (la abundancia relativa o biomasa de especies productoras de toxinas); 2) presencia variable de distintas cepas de cianobacterias productoras y no productoras de toxinas; y 3) efectos de las variables ambientales en la producción de toxinas (Kotak et al., 1995, 2000; Chorus et al., 2001). Durante el verano de agosto de 1982, un florecimiento de Nodu laria spumigena provocó la muerte de 9 perros que tuvieron contacto con el agua de mar a lo largo de la costa sueca del mar Báltico. En un día, los perros que estuvieron expuestos mostraron los primeros signos y entre 1 y 15 días después murieron o fueron sacrificados. En siete de los nueve casos los perros mostraron ictericia (piel y ojos amarillos por exceso de bilirrubina), deshidratación y anemia. El ensayo de toxicidad de Nodularia spumigena en ratón reveló 40 unidades letales por gra mo de biomasa algal liofilizada (Edler et al., 1985). La mayoría de los informes sobre envenenamiento por toxinas de microalgas indican que ocurrieron en ambientes de agua dulce, pero son cada vez más comu nes y se dan en áreas más extensas, llegando a las costas (Fetscher et al., 2015).

Dentro de los factores que afectan la producción de toxinas, Si vonen (1990) encontró que existía un nivel de saturación de 0.4 mg/L de fósforo para la MC-RR en Oscillatoria agardhii Gomont. Por debajo de este nivel, el crecimiento fue inhibido y la producción de toxinas disminuyó de 5.8 a 2.2 mg/g. De 0.4 a 5.5 mg/L, el crecimiento y la producción de toxinas no se afectó. La limitación de fósforo influye en la proporción de MC-LR y MC-RR. Cuando el contenido de fósforo disminuyó de 2.5 a 1 mg/g, el contenido de toxinas en las células se incrementó para MC-LR de 88 a 339 mg/g y para MC-RR de 467 a 773 mg/g. La variante de microcistina más tóxica es la MC-LR, que muestra un incremento con la limitación de fósforo (Zurawell et al., 2005).

En lagos templados de Alberta, Canadá, la dinámica de las toxinas en las comunidades del fitoplancton puede estar relacionada con los cambios en la concentración y en las proporciones de nitrógeno (N) y fósforo (P) (Kotak et al., 1995). Se observó una reducción abrupta en la concentración de MC-LR en el fitoplancton cuando las proporciones de N total y P total (NT:PT) excedieron de 5:1 (Kotak et al. 2000). Se ha ob servado que cuando las cianobacterias tóxicas no son dominantes, las toxinas que producen se diluyen por la biomasa total del fitoplancton no tóxico (Chorus et al., 2001). Por esta razón, Kotak y colaboradores (1995) recomiendan expresar la concentración de toxinas por unidad de biomasa de la especie tóxica que lo produce (p. ej. mg de toxina/g de Microcystis aeruginosa).

Desde un punto de vista ecológico, la producción de toxinas en las cianobacterias parece ser un mecanismo defensivo para disminuir la herbivoría por el zooplancton y protozoarios, pues les resta la apeten cia por la toxicidad acumulada en las cianobacterias (Lampert, 1982; Christoffersen, 1996; Lucena, 2008). En estudios sobre los efectos de las microcistinas en organismos del zooplancton se ha descubierto que en el caso de cepas de cianobacterias formadoras de colonias, la di ferente composición de mucílago (tales como polisacáridos) da lugar a diferentes viscosidades que modifican la actividad de inhibición (Hen ning et al., 2001).

Las cianotoxinas muestran permanencia en el ambiente, depen diendo de la eficiencia de la degradación: fotólisis, hidrólisis y degra dación bacteriana. Las microcistinas y nodularinas pueden persistir 21 días, 2 a 3 meses, hasta 6 meses. En aguas superficiales, se ha repor tado que las cilindrospermopsinas pueden permanecer de 11 a 15 días (Fetscher et al., 2015). La anatoxina-a ha mostrado una vida media de 14 días en condiciones normales de luz con pH básico y concentracio nes iniciales bajas, pero una vida media más corta de 1 a 2 horas con alta intensidad de luz y es relativamente estable bajo condiciones neu tras y ácidas. Para las saxitoxinas en agua superficial se ha observado la persistencia de 1 a 2 meses.

Los florecimientos de cianobacterias con cepas tóxicas en los ríos, lagos y embalses alteran los patrones normales de sucesión del fito plancton provocando efectos directos o indirectos. Entre los directos destacan las afectaciones de las toxinas en los peces, invertebrados y otra fauna acuática, ya que disminuyen su diversidad y alteran las inte racciones entre los organismos dentro de la comunidad: desde los virus y bacterias, el plancton (zoo y fitoplancton) y hasta los peces (Figueredo & Giani, 2001; Havens, 2008). En cuanto a los efectos indirectos figura la disminución y muerte de plantas acuáticas cuando el fitoplancton crece abundantemente y provoca el decaimiento del oxígeno disuelto y también genera cambios en la estructura de la comunidad de peces de agua fría, por ejemplo, si los refugios del verano se pierden debido a la anoxia hipolimnética (Havens, 2008).

Los resultados obtenidos en experimentos de inhibición entre al gas, bacterias y microcistinas son contradictorios. Algunos autores no encontraron ningún efecto relevante (Casamatta & Wickstrom, 2000), pero otros mostraron claros efectos inhibidores de las cianobacterias y microcistinas en el crecimiento de algunas cepas de algas y bacterias (Valdor & Aboal, 2007; Leão et al., 2009a; Miguéns & Valério, 2015). Sin embargo, tales efectos eran rápidamente reversibles (Leão et al., 2009b). Se desconoce la importancia o significado de estos fenómenos en la naturaleza (Aboal, 2013). Por otro lado, hay evidencia de que un pH alto durante intensos florecimientos de cianobacterias puede ser tóxico para ciertas especies de peces (Kann & Smith, 1999), aunque esto presumiblemente podría ocurrir con los florecimientos de cual quier tipo de fitoplancton (bacterianos o de algas) o en praderas densas de plantas. El agotamiento del oxígeno que se produce en el agua du rante la senescencia del florecimiento también puede tener impactos biológicos, siendo el más evidente la muerte de peces. También hay observaciones de los efectos adversos de altos niveles de amoniaco durante el envejecimiento del florecimiento (Havens, 2008).

Se han detectado efectos letales en macroinvertebrados causados por cianobacterias, por ejemplo, en el lago Elphinstone, Australia, donde disminuyó su abundancia total y riqueza con el aumento en la toxicidad de Microcystis (White et al., 2005); hubo también consecuencias graves en moscas debido a la bioacumulación de microcistinas que provoca ron daño histológico, el cual lesionó la grasa corporal y alteró el sistema traqueal (Liarte et al., 2014). En relación con diversos análisis acerca de alimentación de macroinvertebrados con cianobacterias, se ha detec tado que las larvas de cangrejos de río y los juveniles fueron resisten tes a Microcystis aeruginosa; se acumuló hasta 3 mg microcistina/g de peso en seco del cangrejo. Al parecer existe una aparente resistencia a las toxinas de cianobacterias, lo que ha sugerido el uso de cangrejos de río para contrarrestar cianobacterias en las aguas hipereutróficas (Vasconcelos, 1999; Vasconcelos & Pereira, 2001). O bien, emplear a las moscas de mayo Ecdyonurus angelieri Thomas como indicadores tempranos de la producción de cianotoxinas en los cauces de agua dulce, por su sensibilidad (Liarte et al., 2014).

La exposición de peces a las microcistinas puede inducir alteracio nes del comportamiento y/o del desarrollo en diversas especies. Baganz y colaboradores (1998) demostraron que la MC-LR causa cambios que dependen de la dosis en la actividad locomotora de Danio rerio Hamil ton (pez cebra). La toxicidad estuvo ligada a la dosis y el diferencial, a la relación con la fase de desarrollo, de tal manera que en la fase juvenil parecían ser menos sensible que los embriones y las larvas (Liu et al., 2002). En estudios con plantas acuáticas, los macrófitos (Myriophyllum spicatum Linneo, Ceratophyllum demersum Linneo, Elodea canadensis Michaux) y plantas de cultivo expuestas o regadas en experimentos con agua que contiene cianobacterias, mostraron inhibición del crecimiento y la acumulación de toxinas (Codd et al., 1999; McElhiney et al., 2001).

Los organismos acuáticos pueden estar en contacto con endotoxi nas y exotoxinas durante largos períodos, y pocos estudios han evalua do los efectos crónicos en los organismos. Menos atención han recibido las investigaciones sobre la acumulación y la transferencia de estas toxinas en las cadenas tróficas de lagos y embalses durante los flore cimientos. Se requieren más trabajos acerca de los herbívoros, como los protozoos, cuyas poblaciones pueden no sólo ser afectados por la exposición a la toxina o la ingestión de cianobacterias tóxicas. Poco se ha hecho en la fisiología y ecología de las diferentes especies y cepas de cianobacterias en los florecimientos. Tomando en cuenta la distribución cosmopolita de estas cianobacterias en aguas dulces, aún se requiere un esfuerzo significativo para entender mejor la ecología de los florecimientos de cianobacterias y sus toxinas asociadas (Zurawell et al., 2005).

ESTUDIOS SOBRE CIANOBACTERIAS BENTÓNICAS

Los ríos son ambientes dinámicos y por su estructura y funcionamiento se han desarrollado múltiples estudios (Allan, 1995). Son fundamenta les en la conectividad del agua de las cuencas a lo largo de diferentes paisajes del territorio por donde fluyen. Por lo anterior, es necesario ampliar la investigación acerca de diferentes aspectos de las cianobac terias bentónicas por su potencial papel en los procesos de toxicidad. Existen algunas revisiones sobre su papel en la producción de toxinas, sobresalen dos muy completas y complementarias (Aboal, 2013; Qui blier et al., 2013). Trabajos de investigación realizados en corrientes calcáreas mediterráneas del sureste de España han registrado grandes variaciones del caudal durante todo un ciclo anual, con períodos de sequía seguidos de inundaciones. Los flujos más elevados se dieron generalmente en otoño-invierno y los más bajos en verano. En estas corrientes, las comunidades bentónicas están dominadas por las ciano bacterias durante todo el año al formar tapetes y colonias permanentes, frecuentemente incrustadas en el sustrato y constituidas las capas ba sales de las colonias por células senescentes, mientras que las capas superiores, por células en crecimiento activo (Aboal, 2013). Detectaron, en general, las mayores concentraciones de toxinas intracelulares en verano y las más bajas en invierno. El período seco del verano es segui do por un otoño-invierno lluvioso y algunas veces por inundaciones que pueden llegar a destruir los crecimientos bentónicos y liberar toxinas en el agua (Aboal, 2013).

En la última década se reportaron numerosos envenenamientos de animales, los cuales se han relacionado con las cianobacterias ben tónicas tóxicas. Actualmente, hay una creciente preocupación por el riesgo que representan estas algas para la salud humana, en particular cuando se emplea el agua como fuente de agua potable, con evidencia de efectos tóxicos por crecimientos algales (Vasconcelos et al., 2010; Quiblier et al., 2013). En la mayoría de los países que cuentan con observaciones de cianobacterias bentónicas tóxicas, su conocimiento se encuentra fragmentado y han sido generalmente descriptivos a los eventos de toxicosis en animales. A medida que cambian las condicio nes climáticas globales y las presiones antropogénicas sobre los cursos de agua, es probable que se intensifiquen los eventos de toxicidad rela cionados con estos grupos (Aboal, 2013; Quiblier et al., 2013).

NIVELES MÁXIMOS DE REFERENCIA PARA CIANOTOXINAS

En 1998, la Organización Mundial de la Salud (OMS) estableció como valor provisional de referencia, 1 mg/litro como nivel máximo aceptable para el consumo oral diario de MC-LR, en aguas de abastecimiento público (Gupta, 1998) y es también la concentración máxima para pre venir la inducción de tumores (Roset et al., 2001). En el año 2000, las cianobacterias y cianotoxinas se incorporaron en la legislación brasile ña respecto a la calidad del agua potable (Azevedo et al., 2002) y en Canadá, en 2003 (Health Canada, 2003).

La Unión Europea dispone de legislación reguladora para el agua de consumo humano (98/93/CE) y algunos países cuentan con sus propias regulaciones y consideran el intervalo de 1 a 1.5 ppb (partes por billón) como el límite para el agua bebible (Ministerio de Sanidad y Consumo del Reino de España, 2003, R.D. 140/2003). Australia es una de las regiones del mundo donde los florecimientos han afectado de manera importante las actividades económicas ligadas al agua y a la salud de las personas. Por ello, han invertido en la medición de las cianotoxinas y han propuesto un máximo admitido de 1.3 mg/l, considerando la talla promedio de los australianos (NHMRC, 2004).

En relación a las actividades recreacionales en agua, no existe le gislación. Sin embargo, con el fin de prevenir los riesgos de contacto, la OMS sugiere prohibir el acceso a las zonas de recreo cuando se tengan más de 20,000 células de cianobacterias potenciales de toxicidad por ml de agua (Quesada et al., 2006). En Australia cuentan con una guía para el manejo del riesgo, que posibilita tomar las medidas preventivas que eviten intoxicaciones por contacto o ingestión de aguas recreacio nales con florecimientos (NHMRC, 2006).

REFERENCIAS PARA AMÉRICA LATINA

Los estudios realizados sobre cianotoxinas en aguas continentales de regiones tropicales y templadas de América Latina son escasas; desta ca la tragedia que llamó la atención mundial sobre las muertes de pa cientes con diálisis en la ciudad de Caruaru, Pernambuco, Brasil (Codd et al., 1999; Komárek et al., 2001; Dörr et al., 2010). Después de ello, se desarrollaron diversos trabajos, por ejemplo, los realizados en cuerpos de agua de São Paulo, donde encontraron cadenas tóxicas que en aná lisis de células cultivadas causaron la muerte aguda de ratones al apli carles experimentalmente inyecciones por vía intraperitoneal, después de mostrar signos neurotóxicos similares a los causados por toxinas paralíticas en moluscos, que se atribuyeron a varias saxitoxinas. Se tra ta de la primera evidencia de toxinas paralíticas producidas por Cylin drospermopsis raciborskii y es también el primer registro de toxinas de cianobacterias en los países de América del Sur (Lagos et al., 1999). Respecto a otros países de la región, en fechas relativamente recientes, se ha realizado para Uruguay un manual de cianobacterias planctóni cas que describe claramente los florecimientos, como analizarlos, las especies de cianobacterias involucradas, entre otros temas (UNESCO, 2009). Para Argentina, una revisión sobre microcistinas, efectos en la salud humana y animal y los métodos de detección (Pérez et al., 2008). Se hizo también una revisión en la última década sobre la evolución de los estudios en Argentina, Brasil, Chile y Uruguay sobre florecimientos, caracterización de microcistinas, efectos y áreas de atención (Dörr et al., 2010). En otra publicación sobre tratamiento de agua, se mostró, en condiciones de laboratorio, que el cloro junto con el carbón activado en polvo tienen mejor efectividad para la remoción de microcistinas que el método de absorción sólo con carbón activado en polvo (Rosales et al., 2012).

En Costa Rica sobresale una publicación sobre microcistinas en plantas de tratamiento de agua para consumo humano del área me tropolitana (Avendaño & Arguedas, 2006), los autores argumentan que en la época de lluvias encontraron valores por debajo de los límites de la OMS (1 mg/litro, Gupta, 1998) y en la época de secas excedieron dichos valores.

Para México se han registrado diferentes florecimientos de ciano bacterias en la región centro de México, destaca el primer reporte de los perfiles de MC’s y las concentraciones en los florecimientos recogi dos con un enfoque de múltiples técnicas: moleculares, inmunológicas y químicas en diferentes cuerpos de agua (Vasconcelos et al., 2010). Se realizaron estudios en lagos urbanos donde encontraron MC-LR en con centraciones que pueden ser perjudiciales para la salud (Oliva-Martínez et al., 2008; Arzate-Cárdenas et al., 2010; Vasconcelos et al., 2010). Des cribieron toxinas en el lago de Pátzcuaro, Michoacán (Tomasini-Ortiz et al., 2012), hallaron MC-LR relacionada con Aphanizomenon gracile Lem mermann, Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing, Microcystis pulvera (Wodd) Migula y Anabaena affinis Lemmermann. En otras investigaciones le han dado seguimiento temporal (2009-2011) a florecimientos de cia nobacterias y sus toxinas (Sánchez-Chávez et al., 2011). En el mismo lago descubrieron MC-LR en peces zooplanctívoros llamados “charales”, en hígado y músculo de carpas omnívoras, en vísceras y músculo de fitoplanctívoros (Goodea sp.), todo ello es relevante debido a que de es tas especies se consumen todas sus partes (Berry et al., 2011). En un estudio sobre zooplancton en una importante presa de Valle de Bravo, que lleva agua a la Ciudad de México, observaron la presencia ocasional de cianobacterias Anabaena spp. y Microcystis spp. con valores bajos de microcistinas dentro de los rangos de la OMS (Figueroa-Sánchez et al., 2014), pero en otra época (julio 2001) se han registrado cifras por arriba de la norma (Ramírez-García et al., 2004). La mayoría de los sitios estu diados están relacionados con alguna actividad humana, ya sea como fuente de agua potable, riego (agricultura) o zona de recreo, por lo que el riesgo para la salud humana puede ser alto si no se controla o maneja adecuadamente (Vasconcelos et al., 2010).

COMENTARIOS FINALES

Se conocen cada vez mejor las condiciones ambientales que provocan los eventos de florecimientos algales en regiones templadas, asimis mo, las especies de cianobacterias que producen las toxinas y qué tipo daño provocan en la salud y en algunos organismos que habitan en los ecosistemas acuáticos. También se sabe que estos eventos ocurren con mayor frecuencia y se tiene conocimiento de que las hepatotoxinas son las más frecuentes en los florecimientos a lo largo de los cuerpos acuáticos continentales y las microcistinas, los representantes más co munes. La OMS ha propuesto algunos niveles de referencia para evitar intoxicaciones, así como instrucciones para no estar en contacto con los florecimientos y reducir los riesgos de afectación.

Por lo anterior, es necesario contar con apropiados valores de refe rencia para proteger la salud humana y la vida silvestre (Fetscher et al., 2015). Las principales áreas donde se debe prestar más atención por las afectaciones que se pudieran generar a la salud pública y a los eco sistemas acuáticos, radica en zonas acondicionadas para el agua de riego, el consumo de agua y el uso de agua recreacional. Un acelerador de que las algas muestren crecimientos masivos evidentes, ha sido la descarga de nitrógeno y fósforo que llegan a las aguas, producto de las actividades humanas. Aquí es, en primera instancia, donde se tiene que actuar con el fin de minimizar los impactos de toxicidad. De igual forma, es necesario realizar procesos de depuración funcionales que eviten el incremento masivo de nutrientes.

Es de suma importancia señalar que ante escenarios de cambio climático global, los eventos que producen la aparición de blooms se guramente serán cada vez más frecuentes y abarcarán mayores exten siones globales de incidencia, lo que requerirá que tanto las regiones templadas como las tropicales estén preparadas para minimizar los riesgos potenciales. Aun cuando son pocos los países que han puesto atención en el tema, es deseable emprender acciones globales a través de instituciones integrales, como la Organización Mundial de la Salud, donde se puedan intercambiar datos e información para monitorear a nivel regional y global.

También es apremiante implementar políticas ambientales y en materia de salud pública que atiendan esta problemática. Además, se requiere un sistema de seguimiento en los organismos responsables de la gestión del agua, para medir y recabar información para los diferen tes usuarios. Plantear la conveniencia de revisar cuerpos de agua con descargas cerca de las ciudades como centros de uso y consumo, sería una opción ideal. La visión de cuenca puede ayudar a contextualizar los procesos que se generan en el territorio y a predecir, con la informa ción sistematizada de las actividades y sus efectos, la presencia de los crecimientos algales, conocer las concentraciones, su temporalidad e identificar los efectos negativos para que puedan planearse acciones de control y manejo de cuencas.

Adicionalmente, habrá que trabajar en tecnologías que posibiliten de forma eficiente la detección y cuantificación de toxinas y controlar y disminuir los florecimientos algales. Para ello, se pueden incorporar los sistemas de información geográfica y la modelación (Ibarra-Montoya et al., 2012) como apoyo para ubicar los sitios temporales con mayor probabilidad en donde se puedan formar estos florecimientos, ya sea con imágenes, dirección de vientos, datos de la fisicoquímica del agua, caracterización de especies, entre otros, y georreferenciar las fuentes naturales, las actividades agrícolas, urbanas e industriales en las cuen cas, con especial atención a las estaciones climáticas ligadas a las épocas calurosas (Roset et al., 2001).

En conclusión, se requiere apoyar la investigación que permita en tender en cada región la estructura y funcionamiento de los sistemas acuáticos. Es necesario continuar también con los estudios básicos de sistemática y ecología de cianobacterias regionales, la composición de especies, los datos ambientales propios, las relaciones bióticas involu cradas, las concentraciones de nitrógeno y fósforo y sus proporciones (N:P), que deriven en aplicaciones técnicas y mejoren la gestión del agua a través de planes de manejo integrales. Lo anterior sugiere la creación de una red de control con el fin de detectar cianobacterias que puedan provocar, aun en pequeñas zonas urbanas, impactos nega tivos potenciales a largo plazo, y que monitoree el suministro de agua potable y el agua empleada para el riego de vegetales, así como para la vida silvestre (Aboal & Puig, 2005). Será fundamental analizar la co nectividad entre las redes hídricas de los ríos, los lagos y embalses, las lagunas y el mar, en especial, en los sitios donde se emplea el agua para consumo humano, el riego y la cría de especies como alimento. Debería ser una prioridad emprender indagaciones científicas en Amé rica Latina para conocer las especies de cianobacterias de las regiones tropicales donde todavía se encuentran especies desconocidas y por tanto su toxicidad, para generar datos de referencia y programas de manejo.

Se ha mostrado con este trabajo que los métodos de análisis para la detección de las cianotoxinas requieren de una inversión importan te que no siempre es accesible para todas las regiones del mundo. Por ello, es necesario actuar, y será deseable generar alternativas viables, como mirar y aprender del uso de las cianobacterias en las culturas mesoamericanas (Godínez et al., 2001), emplear ecotecnias de humedales artificiales con base en filtros de arena, roca y plantas acuáticas (Quiroz, 2011), que asimilen y disminuyan las concentra ciones de nitrógeno y fósforo, y posibiliten prevenir la formación de florecimientos en las aguas de uso humano que se distribuyan a pe queñas poblaciones rurales. Finalmente, será necesario revalorar los procesos globales de desarrollo económico y medir sus efectos en los diferentes ecosistemas acuáticos para emprender una educación ambiental a través de procesos participativos y de involucramiento en la cultura del agua.


AGRADECIMIENTOS

Al programa PASPA-DGAPA-UNAM por el apoyo otorgado al primer autor para estancia sabática. Al Departamento de Biología Vegetal de la Universidad de Murcia, España, por las facilidades de trabajo. A los revisores anónimos que con sus comentarios mejoraron el escrito.

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