Copyright © 1996. Depósito legal pp. 76-0010 ISSN 0378-1844. INTERCIENCIA 21(6): 239-245

Forma correcta de citar este articulo: LINO PIZZOLON 1996. IMPORTANCIA DE LAS CIANOBACTERIAS COMO FACTOR DE TOXICIDAD EN LAS AGUAS CONTINENTALES. INTERCIENCIA 21(6): 239-245. URL: http://www.interciencia.org.ve


IMPORTANCIA DE LAS CIANOBACTERIAS COMO FACTOR DE TOXICIDAD EN LAS AGUAS CONTINENTALES

LINO PIZZOLON

Lino Pizzolon, Laboratorio de Ecología Acuática. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia. 9200 Esquel (Chubut). Argentina.


RESUMEN

Entre las consecuencias más indeseables de la eutrofización se encuentran la proliferación de microalgas y la deriva en la estructura de la comunidad del fitoplancton hacia el predominio de cianobacterias. La colmatación de los filtros de las plantas potabilizadoras es un problema relativamente común y conocido. Sin embargo, la aparición de cepas tóxicas durante una floración, es un particular sobre el cual no se ha llamado la atención suficientemente en los países latinoamericanos. En las últimas décadas se han aislado e identificado diversas biotoxinas de cianobacterias (neurotoxinas, hepatotoxinas), cuya toxicidad es cien veces mayor que la del cianuro de sodio. Las neurotoxinas son alcaloides que actúan como potentes bloqueadores neuromusculares y producen la muerte por parálisis respiratoria. Las hepatotoxinas son péptidos que producen la muerte por destrucción y hemorragia hepática; como efecto crónico, en bajas concentraciones, estimulan el crecimiento de tumores. Se conocen muchos factores ambientales que favorecen la producción de las floraciones, pero las causas por las cuales aparecen cepas tóxicas en ellas permanecen un tanto oscuras. La identificación taxonómica no es suficiente para evidenciar la presencia de cepas tóxicas en una floración. Si bien se han hecho avances importantes, aún no hay un método estandarizado y rápido para detectar toxicidad Por este motivo, son importantes las medidas preventivas. Los géneros más comúnmente implicados en los incidentes de envenenamiento en distintas partes del mundo son Microcystis, Anabaena, y Aphanizomenon. También han producido eventos de toxicidad en aguas continentales, otros doce géneros de cianobacterias y uno de dinoflagelados. Con frecuencia creciente se han verificado casos de intoxicaciones masivas como consecuencia de la introducción de las toxinas algales en la red de distribución urbana. Algunos síntomas pueden confundirse con los de enfermedades infecto-contagiosas transmisibles por el agua. En el medio rural se ha comprobado la muerte de ganado, animales domésticos, aves y otros animales silvestres, en coincidencia con densas floraciones tóxicas. Lejos de tratarse de eventos ocasionales y aislados, se estima que irán en aumento con la misma celeridad con que se incrementa el número de ambientes eutrofizados. Mientras algunos países de la O.E.C.D. han puesto en marcha programas nacionales o regionales sobre algas tóxicas, en Latinoamérica el problema continúa generalmente siendo subestimado o ignorado. Se requiere detectar los ambientes de riesgo, prevenir a las poblaciones potencialmente afectadas, actualizar a los profesionales y técnicos sobre este riesgo de toxicidad, sus síntomas, consecuencias y tratamientos. Si bien se están descubriendo antídotos y existen diversas tecnologías para interrumpir momentáneamente una floración, la disminución de su frecuencia e intensidad requiere el control de la eutrofización y la gestión integrada de las cuencas hidrográficas. El problema de las cianobacterias tóxicas en las aguas continentales, es de igual o mayor magnitud y complejidad que el de las mareas rojas en las aguas marinas. PALABRAS CLAVE / Eutrofización / Fitoplancton / Cianobacterias / Floración / Toxinas / Agua potable /


Este trabajo tiene por objeto llamar la atención sobre un aspecto de los procesos de eutrofización poco mencionado en los países latinoamericanos, como es la aparición de cepas tóxicas durante las floraciones de cianobacterias y sus efectos sobre la salud humana, los animales domésticos, el ganado y sobre los ecosistemas acuáticos en general. El mimo se inició como consecuencia de un estudio de la comunidad fitoplanctónica de la Laguna Willimanco (Patagonia argentina) en relación con la aptitud de sus aguas para uso doméstico. Algunas revisiones destacables sobre el problema son las de Paerl (1988), NRA (1990), Lawton y Codd (1991), y Carmichael y Falconer (1993). Las biotoxinas de las cianobacterias se encuentran entre los venenos más poderosos que se conocen (Reynolds 1991). Los primeros datos ciertos sobre la producción de toxinas algales en aguas dulces datan de 1878, año en que se documentó una mortandad de ovejas, vacas, caballos y perros por una floración Nodularia spumigena en Australia (Lawton y Codd, 1991). Casos de intoxicación similares comenzaron a mencionarse frecuentemente desde el período de postguerra. En la década del 70 se aislaron e identificaron las primeras toxinas de cianobacterias y desde entonces se han hecho avances decisivos en el conocimiento de su biología molecular, efectos y antídotos.

Factores que llevan al predominio de las cianobacterias

Los procesos de eutrofización producen cambios cuantitativos y cualitativos en la comunidad del fitoplancton. Aumenta la frecuencia y densidad de las floraciones y las cianobacterias desplazan a las diatomeas, clorofíceas o crisofíceas. En ambientes altamente eutrofizados suelen predominar durante la mayor parte del año. Estos hechos se han verificado en muchos trabajos limnológicos. Se han formulado diversas hipótesis al respecto. El predominio de cianobacterias en muchos lagos mesotróficos y eutróficos hacia el final del verano y en otoño se explicaría por su capacidad para fijar nitrógeno molecular (Margalef 1983; Pick y Lean 1987; Paerl 1988). En ese momento el nitrógeno suele ser el nutriente limitante de la productividad primaria y las cianobacterias tendrían ventajas competitivas en esta situación. Se asume que es limitante cuando la relación N-(NO3+NO2+NH4): P-PO4 es menor que 5 o la relación Total N:Total P es menor que 25 (Forsberg et al. 1978). No sólo son importantes las relaciones sino los valores absolutos. En lagos mesotróficos o eutróficos estratificados, puede predecirse que si la concentración de P-PO4 en primavera, es superior a 10 m g l-1, existe una alta probabilidad de floraciones durante el verano (Reynolds 1991). La temperatura elevada es otro de los factores mencionados, pero existen muchas excepciones. Según Shapiro (1990), el predominio de las cianobacterias se explicaría en todos los casos por su elevada capacidad para absorber bióxido de carbono disuelto, aun en concentraciones muy bajas. Esta ventaja competitiva se debe a que la anhidrasa carbónica de las cianobacterias, se localiza en la membrana celular, mientras que en las algas eucarióticas se encuentra localizada en el interior de las células, sobre la membrana del cloroplasto (Olofsson 1980). El pH elevado favorece el desarrollo de las cianobacterias, por su capacidad para transformar los iones bicarbonato y carbonato en bióxido de carbono (Olofsson 1980; Shapiro 1990). De hecho, las cianobacterias son las únicas algas que desarrollan biomasas importantes en ambientes naturalmente alcalinos y salinos (Fogg et al. 1976; Skulberg et al. 1984). En cuerpos de agua someros su concentración suele aumentar durante los años secos. Otro tipo de factor implicado en su predominio, es la baja tasa de filtración por el zooplancton, sea porque son poco palatables (Shapiro 1990), o porque interfieren mecánicamente el proceso o porque se inhiben cuando hay cepas tóxicas en el medio (Lampert 1987). Cualquiera sea el mecanismo involucrado, el predominio de las cianobacterias en muchos ecosistemas acuáticos es una respuesta del ambiente a la eutrofización cultural (Suess 1981; Skulberg et al. 1984; Smith et al. 1987; Pick y Lean 1987; NRA 1990). La composición del fitoplancton está relacionada con el tipo y las modalidades de uso de la tierra en la cuenca hidrográfica, v.g., la densidad de habitantes, tratamiento de los efluentes cloacales, uso de fertilizantes, deforestación, carga animal y otros. La cantidad de fósforo excretada por una vaca equivale a la de veinte personas (Vallentyne 1978).

Escenario para la producción de floraciones en superficie.

Floración es un término utilizado para indicar el crecimiento explosivo de microalgas, generalmente de una sola especie, que encuentra ventajas competitivas sobre otras, y se desarrolla hasta alcanzar densidades de 105 - 2x105 células por mililitro, o más (Reynolds 1991). Otros autores indican que una densidad superior a 104 Cél. ml-1, es suficiente para hablar de floración (Paerl 1988). Una floración puede o no ser visible a simple vista. Aquellas cianobacterias con vesículas de gas, en ciertas condiciones, suben y se acumulan en la superficie formando una pátina verde más o menos viscosa (Fig. 1). En otros casos la floración no se percibe a simple vista porque las células permanecen dispersas en todo el volumen de agua o se concentran a cierta profundidad (Walsby 1988; Viner 1989), formando estratos de muy poco espesor.


Fig. 1. Floración de Oscillatoria sp. acumulada por el viento contra el murallón de la represa de Salto Grande (Argentina-Uruguay), sobre el río Uruguay.


El mecanismo de flotación permite que las células se posicionen en los estratos más favorables a sus requerimientos fisiológicos (Walsby 1988) y se desencadenen en respuesta a ciertas condiciones ambientales. En general, la formación de espumas requiere un período calma de vientos, fuerte insolación, temperaturas altas y aguas estratificadas (Reynolds et al. 1987; Walsby 1988; Zohary y Breen 1989; NRA 1990). Por tal motivo, suelen producirse en bahías cerradas, más o menos protegidas del viento o de otros factores de turbulencia. La velocidad de migración vertical es asombrosa en especies como Microcystis aeruginosa, pudiendo llegar hasta 140 m por día (Paerl 1988). Por lo que un breve período de calma puede inducir su acumulación en superficie.

En todo ambiente con una floración en superficie pueden suceder dos cosas: o bien que se levante un viento fuerte, > 5-4 m s-1, que dispersará nuevamente las células en la columna de agua, o bien que sople una brisa suave, <5-4 m s-1 (Fig. 3), que empujará la pátina verde hacia una orilla (Zohary y Breen 1989; van der Veer et al. 1993). Allí se acumulará, formando una jalea verde y viscosa (Figs. 1 y 2), que se descompone con el pasar de los días. En este estadio despide un olor desagradable que se contagia al agua. Los olores de las floraciones de Microcystis atraen en particular a los perros, que se revuelcan en ella y luego se lamen, por lo que son los animales que más fácilmente ingieren dosis letales de toxina (Reynolds, com. pers.). La permanencia de las espumas en superficie depende del tipo de ambiente, de su estado trófico, aportes de nutrientes, cambios bruscos de temperatura, ruptura de la estabilidad por vientos y por turbinado del agua, en el caso de represas. La periodicidad con que se producen puede ser diaria, anual o a intervalos no predecibles. Los acinetos de cianobacterias se conservan viables en los sedimentos por varios años, dando origen a una nueva floración apenas vuelven las condiciones favorables (Paerl 1988). En casos extremos, pueden acumularse algunos decímetros de espumas en verdaderos bancos flotantes. Las células de la capa superior, expuestas directamente a la luz solar, se destruyen y blanquean por foto-oxidación, se deshidratan y finalmente forman una costra dura de algunos milímetros de espesor (Fig.2), que contribuye a darle más solidez y permanencia a la floración (Zohary y Breen 1989)


Fig. 2. Factores de concentración de cianobacterias con vesículas gasíferas a considerar en la estimación de riesgos de envenenamiento. 1. Flotación y acumulación en el estrato superficial. 2. Empuje por el viento y acumulación en las orillas. 3. Concentración adicional en los filtros de las plantas potabilizadoras. La preponderancia de cada factor no es igual en todos los ambientes.


Fig. 3. Factores ambientales y antrópicos que incrementan la densidad de cianobacterias. La co-ocurrencia de los mismos o de algunos de ellos aumenta la probabilidad de producción de eventos de alta toxicidad.


Efectos sobre el ecosistema

Además de los problemas de toxicidad implícitos, las floraciones producen, por otras vías, un deterioro general de la calidad del agua. Algunas especies de Anabaena liberan metabolitos fuertemente olorosos (Silva et al. 1994). Tanto la descomposición en las orillas, como la sedimentación y descomposición de esta biomasa en el fondo, requieren cantidades muy grandes de oxígeno y otros donadores de electrones. Las condiciones altamente reductoras favorecen la producción de metano sulfhídrico y otros compuestos con azufre, que también contagian sabores y olores desagradables al agua. Las interacciones tróficas posibles son complejas y la hipótesis de una posible concentración de toxinas en las cadenas tróficas acuáticas no está suficientemente esclarecida. Se mencionan algunos casos de mortandad de aves acuáticas y de peces provocados por ingesta directa de algas, por la acumulación de toxinas o por las condiciones de anoxia. En otros, en cambio, los peces coexisten con floraciones tóxicas.

Las floraciones son una de las características de los ecosistemas sobrealimentados. La carga externa de nutrientes que reciben es mayor que la que pueden mantener en circulación y por lo tanto expulsan biomasa o nutrientes hacia sus fronteras (Margalef 1981): orillas, sedimentos e interfase agua-aire. En este sentido, las floraciones de cianobacterias pueden considerarse como una forma por la cual los ecosistemas bajo tensión se desprenden del exceso de biomasa y nutrientes.

Problemas taxonómicos y cepas tóxicas

Las cianobacterias son las principales responsables de los eventos de intoxicación en aguas dulces, y en unos pocos casos también en aguas marinas. Los dinoflagelados también pueden causar problemas de toxicidad, pero en las aguas continentales estos casos son excepcionales (Tabla I).

Tabla I MICROALGAS DE AGUAS CONTINENTALES IMPLICADAS EN EVENTOS DE ENVENENAMIENTO EN DISTINTAS PARTES DEL MUNDO

Cianobacterias:

 
 

Anabaena circinalis
flos-aquae
hassallii
lemmermanii
solitaria
spiroides
venenosa

 

Anabaenopsis milleri

 

Aphanizomenon flos-aquae

 

Coelosphaerium kutzingianum

 

Cylindrospermopsis raciborskii

 

Cilindrospermum sp.

 

Gloeotrichia echinulata
pisum

 

Gomphosphaeria lacustris
naegeliana

 

(=Coelosphaerium naegelianum)

 

Microcystis aeruginosa
incerta
viridis
wesenbergii
cf botrys

 

Nodularia spumigena

 

Nostoc sp.
rivulare
paludosum

 

Oscillatoria sp.
agardhii
agardhii var. isothrix
formosa
rubescens
mougetii
tenuis

 

Pseudanabaena catenata

 

Schizothrix calcicola

 

Synechocystis sp.

Dinoflagelados:

 
 

Peridinium polonicum
volzii

(Paerl, 1988; Sivonen et al., 1990; NRA, 1990; Lawton y Codd, 1991; Beyruth et al. 1992; Skulberg et al. 1993, Bruno et al. 1992)

 

Las especies del género Microcystis son responsables de más del 60 % de los casos de intoxicación en todo el mundo. La ecología de las especies tóxicas y no tóxicas no está clara por lo que es lícito hablar de toxicidad a nivel de género, es decir de Microcystis sp. (Ohtake et al. 1989), independientemente de la especie presente. La toxicidad depende de las cepas y no de las especies, pudiendo coexistir en un mismo sitio cepas de la misma especie, tóxicas y no tóxicas (Sirenko 1980; Margalef 1983; Ohtake et al. 1989; Skulberg et al. 1993). Solamente para Microcystis sp. se han identificado no menos de 68 cepas diferentes, entre los cuales la proporción entre tóxicos y no tóxicos varía entre 6 y 86 %.(Shirai et al. 1991). El examen microscópico, si bien es importante, no puede decidir la presencia o ausencia de toxicidad. Ni el olor, apariencia, textura u otra característica permiten detectar la presencia de cepas tóxicas (NRA 1990) Las cepas se definen por características fisiológicas y genéticas a partir de un cultivo puro, aislado a partir de la población natural. Para dar una idea de las dificultades de identificación de este grupo de microalgas, téngase presente la propuesta de clasificarlas no por el Código de Nomenclatura Botánica sino por el de las Bacterias (Margalef 1983; Skulberg et al. 1993). El número de células de las colonias de Microcystis y la forma en que se agregan, depende de la turbulencia del medio, inducida por el viento (Robarts 1984) y de la temperatura (Margalef 1983). Con referencia a Gomphosphaeria lacustris, Coelosphaerium kützinghianum y otras similares, Hutchinson (1967; y Huber-Pestalozzi (1975), señalan la gran dificultad para distinguir entre ellas. El género Anabaenopsis incluye organismos del género Cylindrospermopsis y a la inversa. En el género Planktothrix se incluyeron especies de Oscillatoria agardhii/rubescens. En general la taxonomía de todo el grupo está en constante estado de evaluación y cambio, y por lo tanto es inevitable suponer un cierto grado de incertidumbre en la misma (Metting y Pyne 1986; Skulberg et al. 1993). En la Tabla I se presenta una lista actualizada de especies implicadas en eventos de envenenamiento en distintas partes del mundo.

La toxicidad de una floración presenta grandes variaciones aun de un día a otro, por factores ambientales: presencia de especies competidoras, envejecimiento y otros, siendo por lo tanto difícil de predecir (Sirenko 1980; NRA 1990; Repavich et al. 1990). Puesto que la identificación taxonómica es insuficiente, como regla práctica se debe sospechar la existencia de toxicidad ante la sola presencia de alguno de los géneros mencionados en la Tabla I.

 

Identificación de las toxinas

El conocimiento de las toxinas de las cianobacterias es reciente. Entre las técnicas empleadas para su aislamiento e identificación se encuentran la HPLC (High Performance Liquid Chromatography), el análisis estereoquímico, la espectroscopía de resonancia magnética nuclear (Lawton y Codd 1991) y otras. Estas técnicas son muy sofisticadas para un laboratorio standard. El único método de rutina disponible para verificar la presencia de toxicidad es el bioensayo en ratas mediante la inyección intraperitoneal del extracto obtenido de un cultivo axénico o de una floración natural (NRA 1990; Sivonen et al. 1990). Alternativamente se utilizan también pollitos (Santinelli, Com. Pers.). El ensayo es similar al que se realiza rutinariamente para evidenciar la concentración de veneno paralizante de moluscos (VPM) en moluscos bivalvos. Pueden hacerse también con muestras de la floración secadas al aire y liofilizadas (Yu et al. 1990), lo cual resulta útil para estudios extensivos. El bioensayo con ratas permite distinguir la presencia de hepatotoxinas de las neurotoxinas y aun entre diferentes tipos de neurotoxinas; sin embargo, no las detecta en concentraciones bajas. Recientemente se han hecho avances importantes en técnicas inmunoenzimáticas que permitirían detectar toxinas disueltas aun en bajas concentraciones en forma relativamente rápida y estandarizada (Lawton et al. 1990; Carmichael 1992).

 

Biotoxinas algales, efectos letales y subletales

Las toxinas producidas por las cianobacterias se clasifican en dos grupos principales, las neurotoxinas (alcaloides) y las hepatotoxinas (péptidos monocíclicos) (Carmichael 1992).

La mayor parte de los eventos de intoxicación en el mundo han sido provocados por hepatotoxinas. Se clasifican en dos tipos principales, microcistinas y nodularinas. La intoxicación aguda produce disgregación de los hepatocitos, necrosis de los capilares sanguíneos y la muerte por hemorragia intrahepática. Las microcistinas constituyen un conjunto de más de cuarenta pentapéptidos o heptapéptidos producidos particularmente por cepas de Microcystis. Algunos se denominaron inicialmente como cianoginosinas, cianoviridina o factor de muerte rápida. Los síntomas de intoxicación en ratas son debilidad, vómito, extremidades frías, piloerección, diarrea, respiración pesada y muerte debido a shock circulatorio, en horas o en algunos días. El peso del hígado puede aumentar hasta dos o tres veces. Estas biotoxinas actúan inhibiendo las fósfatasas de proteínas y con ello el mecanismo de regulación de la arquitectura celular. (NRA 1990; Repavich et al. 1990; Nakano et al. 1991; Carmichael y Falconer 1993). Inicialmente los síntomas de intoxicación se confundieron con los del cólera (Azis 1974, en Margalef 1983). Sin embargo, Ikawa y Sasner (1990; en Beyruth et al. 1992) identificaron un factor diarreico originado en bacterias asociadas a las floraciones. Las hepatotoxinas, en estado puro, tienen una toxicidad intermedia entre la del veneno de la cobra y la del curare. Es suficiente una dosis de 0,03-0,3 mg por kilogramo de peso corporal para matar en pocas horas un animal experimental (Metting y Pyne 1986; Reynolds 1991). Se encuentran por lo tanto entre los venenos más poderosos que se conocen. Para lograr los mismos efectos con cianuro de sodio se requiere una dosis 100 veces mayor. Para ingerir una dosis letal de Microcystis, deberían beberse cinco litros de agua con una población de unas 200.000 cél.ml-1 (Reynolds 1991). Instintivamente el hombre evita dichas aguas, por lo que no existen casos documentados de muertes humanas. Sin embargo, con concentraciones aún mucho más bajas, se observan síntomas clínicos subletales, caracterizados por desórdenes gastrointestinales, alergias, irritaciones en la piel y en los ojos de nadadores y bañistas (NRA 1990). Las gastroenteritis se deben a que las microcistinas deforman y matan las células de la pared intestinal (Falconer et al. 1992; Carmichael y Falconer 1993). Las toxinas de Microcystis son endotoxinas, es decir no se liberan al agua a menos que se produzca la destrucción de las células.

Además de los efectos agudos mencionados, la ingesta continuada de dosis subletales de hepatotoxinas tiene efectos crónicos graves bien comprobados, tales como la producción y estimulación de tumores hepáticos (Lawton y Codd 1991; Carmichael y Falconer 1993, Carmichael 1994). Se sospecha que la elevada tasa de cáncer de hígado en ciertas partes de China se debe a la exposición prolongada a pequeñas dosis de microcistinas. En cultivos bacterianos y linfocitos humanos producen mutagénesis y ruptura de cromosomas (Repavich et al. 1990) y descendencia teratológica en ratas. Hay además, evidencias crecientes de la producción de neumonías severas, por disminución de las defensas corporales.

Las neurotoxinas son alcaloides cuya toxicidad supera a la de los hepatotóxicos. De hecho, en los casos de especies que producen tanto hepatotoxinas como neurotoxinas (Anabaena flos-aquae, A. Spiroides, A. Circinalis, Aphanizomenon flos-aquae y Oscillatoria), éstas últimas actúan más rápido y dominan los síndromes clínicos (Carmichael 1992; Carmichael y Falconer 1993). Las neurotoxinas interfieren en distintas formas con la transmisión de impulsos en la unión neuro-muscular, provocando parálisis en los músculos respiratorios y la muerte por asfixia aun en minutos, después de ingeridas (Repavich et al. 1990, Carmichael 1994). Entre los síntomas de intoxicación en animales domésticos y silvestres, se mencionan tambaleo, temblor y fasciculación muscular, jadeo, descarga de moco nasal, diarrea, rechinar de dientes, cianosis, convulsiones y muerte por paro respiratorio. Los pájaros pueden presentar el cuello rígido arqueado en forma de S (opistotono). La anatoxina a, es una neurotoxina producida principalmente por cepas de Anabaena y Oscillatoria. Actúa como despolarizante post-sináptico en la unión neuromuscular. La LD50 de toxina purificada es 0.2 g/kg de peso corporal en ratas y para ingerirla bastan unos pocos mililitros de material fresco de la floración. Algunas cepas de Anabaena flos-aquae, liberan una toxina diez veces más letal que la anatoxina a, denominada anatoxina a(s) por el síntoma de la hipersalivación. Es un compuesto fosforado orgánico, con efectos similares a los del parathion o malathion. Actúa como un inhibidor irreversible de la colinestersa. Es inestable y se descompone a temperaturas mayores de 40ºC o bajo condiciones alcalinas. Algunas cepas de Aphanizomenon flos-aquae, Anabaena flos-aquae y Anabaena circinalis producen además saxitoxinas y neosaxitoxinas, compuestos similares al veneno paralizante de moluscos producido por los dinoflagelados marinos (Carmichael y Falconer 1993; Carmichael, 1994).

 

Problemas en las plantas potabilizadoras

La colmatación de los filtros de las plantas potabilizadoras a causa de las microalgas es un hecho relativamente frecuente. Una densidad de 5000-6000 cél.ml-1 de Aulacoseira granulata, son suficientes para disminuir críticamente la capacidad de filtración en las plantas de potabilización (Sastre et al. 1991), debiendo precipitarse con un polielectrolito, en un paso previo. Si las algas son filamentosas tienen mayor probabilidad de ser retenidas. Si son tóxicas, su acumulación en los filtros y la ruptura de células por efecto de la cloración o por envejecimiento, puede liberar cantidades considerables de toxina (NRA 1990), haciendo que sea altamente riesgosa su introducción en la red de distribución urbana, o en natatorios o abrevaderos para animales (Berg et al. 1987). Algunas microcistinas, tienen un tiempo de residencia largo (> 50 días), por lo que su efecto residual en un cuerpo de agua podría permanecer durante meses después de una floración (Watanabe et al. 1992). Otros autores indican sólo tres semanas para la desaparición del 99 % de la microcistina-LR, a una tasa de 0.25/día (Kenefick et al. 1992).

Es importante mencionar además, que durante la cloración de aguas tomadas de un embalse con densas poblaciones de microalgas, aumenta la concentración de trihalometanos (THM) y ácidos haloacéticos (HAA), por reacción del cloro con las substancias orgánicas disueltas excretadas por las algas. La cianobacterias liberan proporcionalmente grandes cantidades de substancias orgánicas disueltas (Fogg et al. 1973). Los THM y HAA se han demostrado altamente cancerígenos y su dosaje en aguas de consumo humano es obligatorio en muchos países, no debiendo superar los 100 m g l-1. Propuestas más recientes exigen bajar dicho máximo a 60 m g l-1 (Suess 1981; D'Aquino 1991; Pérez Gattorna 1996).

La probabilidad de que se alcancen concentraciones algales de riesgo depende de diversos factores de concentración (Fig. 3). La coincidencia de todos ellos puede aumentar en varios órdenes de magnitud la densidad de células original. La concentración potencial de células en las espumas (Fig. 3) puede calcularse suponiendo que todas las células en ,suspensión, suben y se acumulan en una delgada capa de apenas unos milímetros de espesor (Reynolds 1991).

 

Control de las floraciones

El difundido tratamiento con sulfato de cobre libera la mayor parte del contenido de toxinas de las células (Falconer y Carmichael 1993). Por lo tanto el sulfato de cobre no debe usarse cuando están presentes algunas de las especies potencialmente tóxicas. Kenefick et al. (1992) sugieren utilizar hidróxido de callo porque abate las algas sin liberar toxinas y además coprecipita el fósforo disuelto con lo cual se reduce el crecimiento de la población algal. Se están ensayando herbicidas tales como el DCMU (diclorofenil-dimetilurea), o alguicidas encontrados en Oscillatoria late-virens (Bagchi et al. 1993). También se está ensayando un herbicida/alguicida producido por Scytonema hofmanni, denominado cianobacterina, que bloquea el transporte de electrones fotosintético (Lee y Gleason 1992) y el herbicida atrazina y sus productos de degradación (Stratton 1984).

Existen múltiples procedimientos y tecnologías para interrumpir una floración en el ambiente natural. Sin duda ello es importante para el suministro de agua en algunos períodos críticos. Pero limitarse a interrumpir una floración, equivale a suprimir los síntomas de la enfermedad sin resolver el problema en su origen, es decir los procesos de eutrofización y el deterioro de la calidad del agua a nivel de las cuencas hídricas.

 

El caso de la Laguna Willimanco

La Laguna Willimanco es un ambiente utilizado alternativamente en el verano o durante los periodos de lluvia, como fuente de agua de consumo para la ciudad de Esquel (25.000 habitantes). En un estudio anual del fitoplancton se evidenció el predominio de Gomphosphaeria lacustris Chodat (Pizzolon y Hechem 1992), una cianobacteria con vesículas de gas, mencionada entre las especies potencialmente tóxicas. La densidad máxima observada superó las 8.500 cél.ml-1. Sabiendo que la profundidad media de la Laguna es de 9 metros, la acumulación potencial en superficie, en una capa de 10 cm de espesor, suria de 7.65 x 105 cél.ml-1. Estas cifras representan situaciones de alto riesgo. Microcystis minutissima y Microcystis sp. aparecen a fines del verano, siendo menos importantes en densidad. La probabilidad de que se produzcan espumas es muy pequeña debido a los vientos que imperan en el lugar. De hecho no se encontraron antecedentes de floraciones superficiales en este ambiente. Sin embargo se han verificado con baja frecuencia trastornos gastrointestinales agudos en coincidencia con la introducción de sus aguas en la red urbana. Lamentablemente, la falta de un sistema riguroso de comunicación y control no ha permitido identificar inequívocamente la etiología de tales trastornos. Las toxinas de G. lacustris no han sido aún estudiadas. En algunas observaciones ocasionales se ha encontrado Microcystis sp. en el agua de red. Los bioensayos de toxicidad de G. lacustris, fueron negativos (H. Silva, com. pers.). Sin embargo, debe tenerse en cuenta que se realizaron con cultivos in vitro, algunos meses después de extraídos. Desde el puso de vista de la gestión ambiental, este estudio mostró que la laguna es un ambiente de riesgo y dejó fuera de duda la necesidad de recurrir a otras fuentes hídricas para satisfacer las necesidades crecientes de la ciudad.

 

Extensión y magnitud del problema

Se han documentado eventos de intoxicación y muerte de animales en países de todos los continentes; sin embargo, sólo en unos pocos se han realizado estudios extensivos. En 686 ambientes de Gran Bretaña, las cianobacterias resultaron dominantes en el 87 % de los casos, de los cuales el 68 % dio resultados positivos a las pruebas de toxicidad (Reynolds 1991). En el estado de Wisconsin (EE.UU.) se verificó la presencia de cepas tóxicas en el 25 % de 98 ambientes muestreados (Repavich et al. 1990). Prácticamente en todos los países europeos se han verificado floraciones tóxicas y casos de intoxicación (Skulberg et al. 1984). Las flotaciones en ríos pueden producir problemas de envenenamiento a lo largo de cientos de kilómetros. Los fenómenos de eutrofización cultural inciden no solamente sobre las aguas continentales, sino también sobre las aguas costeras marinas de todo el mundo. También en este medio se han verificado intoxicaciones por flotaciones de cianobacterias (Hallegraeff 1993).

Los embalses destinados al suministro de agua potable se encuentran entre los ambientes de mayor riesgo para la salud humana. En Portugal, las microcistinas afectan a más de dos millones de personas, con síntomas de intoxicación aguda y gran riesgo de intoxicación crónica (Vasconcelos et al. 1993). Beyruth et al. (1992) mencionan numerosas gastroenteritis y dermatitis asociadas con el agua de la red urbana proveniente de la represa de Guarapiranga, en coincidencia con una floración de Anabaena solitaria. Estos autores llaman la atención sobre el riesgo para la salud de tres millones de personas de la ciudad de San Pablo, Brasil. En Argentina, el ambiente de mayor riesgo probablemente sea el embalse San Roque, que provee de agua a la ciudad de Córdoba, de alrededor de un millón de habitantes. Presenta densas poblaciones de Anabaena spiroides y Microcystis aeruginosa, positivas al bioensayo en ratas (Prósperi, com. pers.). Las áreas rurales y pequeñas ciudades y poblaciones son igualmente ambientes de riesgo por el escaso conocimiento del problema y de las Trinas de prevención.

La mortandad de ganado y de peces en acuicultura puede representar pérdidas económicas muy importantes. En algunos países latinoamericanos se han documentado aisladamente casos de muerte de animales domésticos o silvestres y efectos agudos en la población o en bañistas. Sin embargo el escaso conocimiento del problema que prima a nivel profesional y de los usuarios, hace que el mismo pase desapercibido, y que los síntomas de intoxicación y/o la muerte de animales se atribuyan a otras causas.

Durante los primeros meses de este año se produjo la muerte de personas en un instituto de hemodiálisis, en Caruaru, Brasil, intoxicadas con biotoxinas de cianobacterias (Calcagno, com. pers.). Este es el primer caso documentado de muerte de seres humanos. Este hecho lamentable es suficientemente elocuente sobre los riesgos de intoxicaciones masivas. La toxicidad por cianobacterias debe además, considerarse como un problema de magnitud creciente paralelo con el deterioro generalizado de la calidad de las aguas superficiales.

 

Conclusión

Debido a las dificultades de identificación taxonómica y de determinación química de las toxinas respectivas, hasta que no se disponga de ensayos rápidos para comprobar la toxicidad de las cepas presentes, debe suponerse que toda floración de cianobacterias es tóxica. La elevada toxicidad y la elevada frecuencia de ambientes positivos al bioensayo, hacen que el problema de las cianobacterias tóxicas en las aguas dulces tenga tanta o más importancia que el de las marcas rojas en las aguas marinas.

Los ambientes de riesgo son particularmente aquellos lagos o embalses eutróficos, que presenten o hayan presentado floraciones ocasionales, utilizados para el suministro de agua para consumo humano o que se utilizan con fines recreativos o para abrevamiento de animales domésticos y ganado. Las flotaciones pueden producirse tanto en lagos, lagunas y embalses como en ríos. Debe tenerse presente que no siempre son visibles a simple vista, como espumas o pátinas en superficie, y que en los filtros de las plantas potabilizadoras las microalgas pueden alcanzar acumulaciones de riesgo, aun cuando las mismas no se produzcan en el ambiente natural. Por lo expresado, el conocimiento de la comunidad fitoplanctónica y de sus variaciones temporales, es insustituible como parámetro de calidad del agua y debiera incluirse como obligatorio en toda legislación ambiental y programas de muestreo ad hoc.

Es urgente la identificación de los ambientes de riesgo y la coordinación de esfuerzos a distintos niveles, para detectar situaciones de peligro, advertir a la población y emprender programas de manejo integrado de cuencas que tiendan a reducir la eutrofizacíón.

 

AGRADECIMIENTOS

El presente trabajo se realizó como parte del PI Nro. 108/89 del Consejo de Investigaciones de la Universidad Nacional de la Patagonia y del Convenio entre la UNP y la Cooperativa 16 de Octubre, Anexo de Trabajo Nro. 1. Se agradece a todos aquellos que de una u otra forma facilitaron el acceso a distintas fuentes de información y a los revisores anónimos por las sugerencias y el estímulo proporcionado.

 

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