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© Ana Mª Cameán / Manuel Repetto, 2012 Reservados todos los derechos No está permitida la reproducción total o parcial de esta publicación, ni su tratamiento informático, ni la transmisión de ninguna forma o por cualquier medio, ya sea electrónico, mecánico por fotocopia, por registro u otros métodos, sin el permiso y por escrito de los titulares del Copyright. Ediciones Díaz de Santos Albasanz, 2 28037 Madrid www.diazdesantos.com.es ediciones@diazdesantos.es ISBN 978-84-9969-207-4

Esta monografía está formada por un capítulo del libro:

TOXICOLOGÍA ALIMENTARIA de Ana Mª Cameán y Manuel Repetto (Directores) (Obra completa publicada por Ediciones Díaz de Santos). Puede ocurrir que en el texto de esta monografía se haga referencia o citen otras páginas que correspondan a otros capítulos de la obra completa, esto sería normal al haberse respetado la paginación original. Obra completa: ISBN 978-84-9969-208-1 (Libro electrónico) Obra completa: ISBN 978-84-7978-727-1 (Libro en papel)

Introducción a las cianobacterias. Cianobacterias potencialmente tóxicas.Cianotoxinas. Microcistinas en el medio ambiente. Fuentes de exposición. Lascianobacterias como complemento alimentario. Acumulación de microcistinasen alimentos. Efectos tóxicos. Mecanismo de acción. Bibliografía.

TOXINAS DE CIANOFÍCEAS9

Isabel M.a Moreno, Ángeles Jos, Silvia Pichardo, Guillermo Repetto, Ana M.a Cameán

Las cianobacterias o algas cianofíceas (algasverdes-azuladas) son protofitas pigmentadas quecontienen alrededor de unos 150 géneros y unas2.000 especies. Son las procariotas fototróficasmás diversas y extendidas, permitiendo las dife-rencias en su organización celular con respecto aotras algas un tratamiento taxonómico indepen-diente de las mismas (Skulberg et al., 1993).

Debido a su capacidad de realizar fotosínte-sis aerobia (utilizando oxígeno) y a su morfolo-gía, que se corresponde con la de un alga, el tra-tamiento de las cianofíceas puede seguir lasreglas del Código de Nomenclatura Botánica(1972). Sin embargo, las características propiasde las bacterias que poseen estas algas verde-azuladas, también permitiría una clasificaciónbasándose en el Código de Nomenclatura de lasBacterias (1975).

Introducción a lascianobacterias

Su facilidad de crecimiento favorece su apari-ción tanto en el suelo como en el medio acuático,preferentemente en aguas dulces con pH alcali-nos o neutros y temperaturas entre 15 y 30 °C.Requieren alta concentración de nutrientes,principalmente nitrógeno y fósforo.

Las floraciones de estas algas se distribuyenampliamente en las aguas superficiales, y la apa-rición de las mismas en determinadas condicio-nes ambientales (Carmichael, 1994) es ubicua,de forma que se reconoce a escala mundial queen la mayoría de los países se presentan estoscrecimientos anormales (Sivonen, 1996; Fastneret al., 1999; Mankiewicz et al., 2001).

Las cianobacterias han sido objeto de aten-ción en el campo de la biotecnología, ya quepueden emplearse como suplementos en la ali-mentación debido a que algunas especies pre-sentan un alto contenido en proteínas, vitaminasy pigmentos (Falch et al., 1995).

Sin embargo, algunas especies de cianobac-terias producen potentes toxinas, capaces de ori-ginar efectos agudos y crónicos en el hombre y

baena, Aphanizomenon, Microcystis, Nodularia,Oscillatoria (Carpenter y Carmichael, 1995;Holte et al., 1998).

Estudios de campo y trabajos de laboratoriocon cultivos de cianobacterias han revelado queexisten especies con variedades productoras detoxinas y variedades no productoras, conside-rándose las toxinas como metabolitos secunda-rios (Carmichael, 1992).

La presencia de especies toxigénicas se pro-duce comúnmente entre el plancton de las aguasfluviales, aunque se ha comprobado la existen-cia de algunas cianobacterias planctónicas mari-nas (Codd, 1998).

Se han aislado y caracterizado diversas toxinasproducidas por cianobacterias, cuyos efectostóxicos principales son: neurotóxicos, hepatotó-xicos y dermatotóxicos (estos últimos produci-dos por cianobacterias marinas) (Sivonen,1998).

Las toxinas producidas por las cianobacte-rias pueden clasificarse de la siguiente manera:

— Hepatotoxinas: afectan principalmente alhígado. Son de estructura peptídica, diferen-ciándose los siguientes tipos:

• Microcistinas (MC): se conocen más de 70variantes, dependiendo de los aminoáci-dos que constituyan su estructura (Fastner

Cianotoxinas

170 Toxicología alimentaria

animales, considerándose tóxicas más del 50%de estas floraciones (Roset et al., 2001).

Las cianobacterias presentan una importantediversidad de formas. Difieren en su morfolo-gía, estructura y funciones, y en su respuesta alos estímulos medioambientales, (Skulberg etal., 1993).

La forma y el tamaño celular juegan unimportante papel en su clasificación. Las ciano-bacterias unicelulares tienen formas esféricas,ovoides o cilíndricas y se reproducen por fisiónbinaria. Pueden aparecer en forma de célulasaisladas o agregadas en colonias irregulares. Lamorfología de la colonia variará con los factoresde crecimiento medioambientales.

La filamentosa es típica de un cierto númerode cianobacterias y sus repetidas divisionescelulares dan lugar a una estructura multicelularllamada tricoma siendo frecuente las variacio-nes en la morfología del mismo: recto, espirala-do, etc. (Figura 9.1). Otras características espe-ciales incluyen: una diferenciación de ciertascélulas en heterocistos, estructuras fijadoras denitrógeno, y en acinetos, estructuras dondealmacenan sustancias de reserva (Figura 9.2).

Existen alrededor de unas 40 especies toxi-génicas identificadas y los géneros mayormenteimplicados en floraciones tóxicas son: Ana-

Cianobacteriaspotencialmente tóxicas

Figura 9.1. Morfología de cianobacterias: unicelular y filamentosas (recta y espiralada).

Microcystis aeruginosa Aphanizomenon issatchenkoii Anabaena circinalis

et al., 2002). Son heptapéptidos cíclicosque contienen aminoácidos D y L. Secaracterizan por sus dos aminoácidos D,llamados N-metil-dihidroalanina (Mdha)y ácido 3-amino-9-metoxi-2,6,8-trimetil-10-fenildeca-4,6 dienoico (ADDA). LosL-aminoácidos de las posiciones 2 y 4 sonvariables y son los que diferencian unasMC de otras (Figura 9.3) (Carmichael,1992). En la posición 2 los L-aminoácidosmás comunes son, leucina (L), arginina (R)y tirosina (Y). En la posición 4 el aminoá-cido más frecuente es arginina (R), seguidade alanina (A), leucina (L), tirosina (Y),homoarginina (Har), etc. (Sivonen, 1998).Dichos aminoácidos en las posiciones 2 y4 se identifican con un sufijo de dos letras;por ejemplo MC-LR contiene leucina (L)en la posición 2 y arginina (R) en la posi-ción 4. Las toxinas más frecuentes en

aguas naturales y de las que existen másestudios toxicológicos son MC-LR, MC-RR y MC-YR.

• Nodularinas: la mayor variación estruc-tural de estas hepatotoxinas ha sidoencontrada en la especie Nodularia spu-migena. Su estructura es pentapeptídicacíclica (Carmichael, 1992).

• Cilindrospermopsinas: son alcaloides de laguanidina, producida por Cylindrosper-mopsis raciborskii (Sivonen, 1996) y actú-an como inhibidores de la síntesis de pro-teínas. Además de afectar al hígado,también ejercen su acción en el riñón, pul-món, glándulas adrenales e intestino.Existen diversas variantes de esta toxina(Codd et al., 1999a). El citocromo P-450interviene en su metabolismo dando lugara metabolitos más potentes que la toxinaoriginal (Carmichael, 1997).

Toxinas de cianofíceas 171

Figura 9.2. Heterocistos y acinetos de un tricoma.

Figura 9.3. Estructura general de las MC.

OCH3

CH3 CH3

CH3

COOH

COOH

NH

NH

NH

HN

OO

O

O

N

O24

CH3

CH2

H3C

H3C

MC-LR MC-RR MC-YRR: Arg R: Arg R: ArgR’: Leu R’: Arg R: Tyr

— Neurotoxinas: bloquean la neurotransmi-sión y causan la muerte por una rápida parálisisrespiratoria (Sivonen, 1998). Son de estructuraalcaloide, diferenciándose varios tipos:

• anatoxina-a: específica de cianobacterias.• homoanatoxina-a: forma metilada de la

anterior. Ambas son agonistas colinérgicosnicotínicos postsinápticos y agentes blo-queantes neuromusculares.

• anatoxina-a (s): es guanidina-éster metilfosfato y actúa como inhibidora de coli-nesterasas, específica de cianobacterias. Las de su nombre es debida a la hipersaliva-ción que produce en mamíferos.

• saxitoxina: producida por algas marinas yalgunas cepas de Aphanizomenon flos-a-quae.

• neosaxitoxina: también producida poralgas marinas. Estas dos últimas actúanbloqueando los canales de sodio (Car-michael,1994; Codd et al., 1999a).

— Lipopolisacáridos (LPS): las cianobacte-rias contienen endotoxinas lipopolisacarídicasen su envoltura celular. Los LPS procedentes decianobacterias han sido menos estudiados quelos producidos por bacterias heterotróficas, yaque tienen bajos niveles de toxicidad. Los LPSde Microcystis, en comparación con los deSalmonella, son 10 veces menos tóxicos. Laexposición a LPS procedentes de cianobacteriasaisladas o cultivadas ha causado una reducciónen las actividades del glutatión soluble y micro-sómico en el pez cebra (Best et al., 2002).Además, la exposición a LPS de cianobacteriasingeridos a través del agua de bebida, ha provo-cado, mediante la producción de angiotensina II(AII), un aumento del consumo de agua porparte de los peces expuestos, lo que pareceaumentar la tasa de exposición a otras cianoto-xinas e incluso a otros contaminantes presentesen las aguas, como plaguicidas. Es necesario lle-var a cabo nuevas investigaciones para determi-nar el mecanismo de acción de estos LPS y losposibles efectos de estas endotoxinas en otrasespecies acuáticas y terrestres (Best et al., 2003).

A pesar de que en Europa se han detectado flo-raciones de cianobacterias en numerosos países(Codd et al., 1999a; Pomati et al. 2000; Blomet al., 2001), los estudios acerca de la toxicidadde las floraciones en la región Mediterránea noson muy abundantes, a excepción de las llevadasa cabo en Portugal, Francia, Marruecos (Oudraet al., 2001) y España (Moreno et al., 2003a;Moreno et al., 2004a).

Los primeros casos de floraciones tóxicas sedetectaron a partir de los animales afectados trasel consumo de aguas contaminadas y se estimaque la implicación de estas microalgas en la pro-ducción de intoxicaciones es superior a la espe-rada inicialmente (Sivonen y Jones, 1999).

Las floraciones productoras de hepatotoxinasson más frecuentes a escala mundial que las deneurotoxinas. Estas pueden presentarse comoresultado del aumento de la eutrofización, gene-ralmente de naturaleza antropogénica, de losecosistemas acuáticos (Mankiewicz et al., 2001).Esto es cada vez más frecuente, principalmenteen algunas regiones donde el crecimiento de laactividad agrícola e industrial ha sufrido un rápi-do aumento, unido a que estos procesos no hanestado seguidos por un desarrollo adecuado delos tratamientos de aguas residuales (Azevedo etal., 2002). Algunos autores sugieren que es posi-ble que todas las reservas de agua a escala mun-dial puedan tener cianobacterias en un momen-to dado (Sivonen, 1996; Fastner et al., 1999;Mankiewicz et al., 2001).

1. Distribución de las toxinas en lasreservas de agua dulce

Las floraciones de cianobacterias se están con-virtiendo en un importante problema en la cali-dad del agua en muchos países del mundo (Parky Watanabe, 1996) debido a la producción dehepatotoxinas y neurotoxinas que las conviertenen un riesgo para la salud, tanto para humanos

Microcistinas en el medioambiente

172 Toxicología alimentaria

como para diversas especies animales (Premazziet al., 1993; Falconer et al., 1994; Pouria et al.,1998; Jochimsen et al., 1998; Singh et al., 1999;Chorus et al., 2000) tras ingestión de las célulasintactas de cianobacterias o bien de MC extra-celulares (Yu, 1989; Penaloza et al., 1990;Andersen et al., 1993; Carmichael y Falconer,1993; Rodger et al., 2003; Jochimsen et al., 1998;Zimba et al., 2001) ya que estas son liberadas alagua tras la ruptura celular (Li et al., 2003).

La población de cianobacterias puede estardominada por una única especie o estar com-puesta por varias, algunas de la cuales puedenser no tóxicas. Incluso en una floración consti-tuida por una única especie, pueden existir varie-dades tóxicas y no tóxicas; también puede ser queuna de las variedades sea mucho más tóxicaque las otras, siendo necesario el aislamiento encultivo de las variedades de cianobacterias paraconfirmar su toxicidad (Sivonen y Jones, 1999).

La producción de MC por las especies Micro-cystis viridis y Microcystis aeruginosa está des-crita en todo el mundo. Se ha observado una fuer-te correlación estadística entre la abundancia deM. aeruginosa y la concentración de MC-LR, porlo que la presencia de dicha alga puede emplearsecomo indicador de la presencia potencial de MC-LR en las muestras analizadas (Kotak et al., 1994).

Otras especies como Anabaena sp. Oscilla-toria agardhii, Oscillatoria rubescens y Nostocse han descrito como productoras de MC local-mente (Sivonen y Jones, 1999).

Las concentraciones de MC-LR intracelula-res son usualmente superiores a las encontradasdisueltas en agua (Kotak et al., 1994). Los nive-les de MC extracelulares se ven afectados por lapropia descomposición de las algas, que se pro-duce bajo condiciones aeróbicas y en oscuridad;tras la ruptura de las células se produce una libe-ración de toxinas al agua, aumentando de formaconsiderable los niveles extracelulares de estas(Tsuji et al., 1996). Se ha comprobado queestas toxinas permanecen frecuentemente en lossuministros de agua de consumo público, supo-niendo un grave riesgo para la salud humana (Liet al., 2003) ya que pueden causar efectos tóxi-cos tanto agudos como crónicos.

En función de los distintos estudios toxicoló-gicos existentes hasta ahora se han establecidodiversos límites de seguridad para MC en aguas.La OMS ha adoptado (WHO, 1998) un valorguía provisional de 1,0 μg/L de MC-LR en aguasde bebida, comprendiendo tanto las MC intracomo las extracelulares, cuando la exposición seaa corto plazo. Se propuso asimismo un nivel deseguridad en aguas de 0,1μg/L de MC cuando laexposición sea a largo plazo. Incluso, Ueno et al.proponen un valor guía de seguridad en aguas,para exposiciones a largo plazo, de tan solo 0,01μg/L de MC basándose en la posible correlaciónentre la incidencia de cáncer primario hepático enalgunas zonas de China y la presencia de MCen ríos, lagos, etc. (Ueno et al., 1996).

En la mayoría de los países europeos, losorganismos responsables del abastecimiento deagua potable y las agencias de medio ambientehan incluido planes de vigilancia y control de cia-nobacterias y sus toxinas, con el objeto de asegu-rar la calidad del suministro de las aguas pota-bles y evitar intoxicaciones. En algunos paísescomo Gran Bretaña, cuentan con legislación ymétodos normalizados; en España la legislaciónreferente a los niveles de MC en aguas, vienerecogida en el Real Decreto 140/2003, de 7 defebrero, por el que se establecen los criteriossanitarios de la calidad del agua de consumohumano. En él se establece el límite de 1 μg/L deMC-LR en dichas aguas, siendo obligatoria ladeterminación de este parámetro cuando existansospechas de eutrofización en las aguas de cap-tación, teniéndose que realizar la determinaciónde MC a la salida de la Estación de Tratamientode Agua Potable (ETAP), o en el depósito decabecera. Este Real Decreto traspone al ordena-miento jurídico español la Directiva 98/83/CE(de 3 de noviembre de 1998) la cual, sin embar-go, no hace referencia a los niveles de MC.

2. Factores que influyen en laformación de las floraciones

Es necesario el estudio de la influencia de diversosfactores ambientales para poder llegar a prevenirla aparición de las floraciones (Mur et al., 1999).

Toxinas de cianofíceas 173

Las reservas de agua tienen sus propiaspoblaciones de cianobacterias en cualquierestación del año. La duración de las floracio-nes de las cianobacterias depende de las con-diciones climáticas de la región. En zonas tem-pladas la presencia de cianobacterias es másfrecuente al final del verano y principios delotoño y suelen permanecer de 2 a 4 meses. Enregiones más mediterráneas o con climas sub-tropicales, las floraciones empiezan antes ypersisten más tiempo. La predominancia deuna u otra floración depende no solo del clima,sino también de las condiciones geoquímicasespecí-ficas del medio acuático (Sivonen yJones, 1999).

La descomposición de las floraciones seproduce como resultado de la disminución dela intensidad de luz y la desestabilización de lacolumna de agua; posteriormente las toxinasson liberadas al agua y entran en contacto concualquier organismo asociado a las mismas. Laconcentración de toxinas extracelulares medidasal final de las floraciones es muy inferior (< 4μg/L) a la concentración intracelular de estastoxinas (Park et al., 1998).

La producción de toxinas parece variarsegún las estaciones del año, probablementedebido a la propia variabilidad de los factoresiniciadores y controladores de dicha produc-ción. Los niveles más altos de MC se observandurante los periodos de mitad de verano, cuan-do las radiaciones de luz son más fuertes y lascolumnas de agua son más estables, favorecién-dose en estas condiciones la producción de lastoxinas. Aún así, los máximos de concentraciónde MC no siempre coinciden con una elevadabiomasa de cianobacterias. La toxicidad porunidad de peso seco varía tanto semanal comoanualmente, por lo que se cree que a veces hayfactores aún desconocidos que controlan la pro-ducción de toxinas (Chistoffersen, 1996). Lascondiciones ambientales pueden inducir cam-bios en la toxicidad o en la concentración detoxinas, lo que supone generalmente un factormultiplicativo de tres o cuatro (Sivonen yJones, 1999).

3. Efectividad de diversosprocedimientos de tratamientos de agua

El control de las cianobacterias y la liberación deMC al agua de consumo son del máximo interésy objeto de continuos estudios, debido al peligroque estas constituyen para la salud humana.

El primer paso de control lo constituiría laprevención de la eutrofización; la siguienteetapa sería la inclusión de técnicas de ingenieríaque fueran capaces de alterar las condicioneshidrofisiológicas del agua para así disminuir elcrecimiento de las cianobacterias. El paso finalen la resolución del problema de las cianobacte-rias y sus toxinas es el tratamiento de las aguas.

Las técnicas más inmediatas para el controlde la calidad del agua son la filtración y el trata-miento con alguicidas, utilizados como medidade emergencia en el control de las cianobacte-rias, para así garantizar la salud pública(Hrudey, et al., 1999; Hoeger et al., 2004).

La inhibición del crecimiento de Microcystisaeruginosa o la destrucción de sus toxinas pro-ducidas se puede llevar a cabo por una serie detratamientos sobre el agua potable: irradiaciónultravioleta, carbón activo, tratamiento conalguicidas, membranas de filtración, ósmosisreversa, filtros domésticos, sulfato de cobre, clo-ruro férrico, cloro, permanganato, peróxido dehidrógeno, ozono y oxidación fotocatalítica uti-lizando TiO2 (Moreno et al., 2003b).

Se considera que los tratamientos queemplean carbón activo o la ozonización son losmás efectivos en la destrucción de MC (Lambertet al., 1996; Lawton y Robertson, 1999).

Las cianobacterias representan un peligro paralas poblaciones que están expuestas a ellas a tra-vés del agua de bebida y de alimentos contami-nados. Se han producido brotes de hepatoenteri-tis a través del agua de bebida procedente de

Fuentes de exposición

174 Toxicología alimentaria

depósitos tratados con cloro en los que se hainducido, de forma natural o mediante la adiciónde cobre, la lisis de la célula y la liberación delas toxinas (Pietsch et al., 2001).

La exposición a aguas contaminadas con MCmientras se realizan actividades recreativas, hallegado a producir desde hepatoenteritis y neu-monía hasta irritaciones cutáneas y gastroenteri-tis (Beausse et al., 2003).

Se han dado casos letales de pacientes some-tidos a diálisis, debido a que el agua utilizadapara el tratamiento procedía de un depósito con-taminado por cianobacterias (Carmichael et al.,2001; Azevedo et al., 2002).

La identificación del peligro por MC, ha sidoampliamente estudiada en las aguas recreacio-nales y de bebida. Estas y otras fuentes de expo-sición se resumen en la Tabla 9.1.

Toxinas de cianofíceas 175

Tabla 9.1. Vías de exposición a las MC (Codd, 1988).

Vía de Exposición/actividad Ejemplo Referenciasexposición

Agua debebida

Piel y mucosas

Hemodiálisis

Inhalación

Alimentoscontaminados

Ingestión accidental de flora-ciones en agua sin tratar.

Ingestión de células de ciano-bacterias o MC libres enaguas sin tratar o tratadasineficazmente.

Contacto directo con flora-ciones o MC libres en activi-dades recreativas, de traba-jo, baño o ducha.

Contacto con MC durante eltratamiento con hemodiálisis.

En la ducha, en prácticas detrabajo y deportes acuáticos.

Pescados y moluscos conta-minados.

Plantas (legumbres y hortali-zas) en las que se acumulanlas MC debido a irrigacionescon aguas contaminadas.

1992-1994, Haymen y Fusui, China: personas que bebían dedeterminados pozos y acequias contaminados con MC teníanuna incidencia mayor de carcinoma hepático que el resto de per-sonas que bebían de otras fuentes de agua no contaminadas.EE UU y Australia: se han producido casos de intoxicaciónaguda y efectos crónicos en personas que consumieron aguadel suministro municipal después de haber sido tratada con sul-fato de cobre, lo que produjo la lisis de las cianobacterias y laliberación masiva de las toxinas.

Uno de los primeros casos que se conocen sobre la implicaciónde las cianobacterias en las reacciones alérgicas humanas sedesarrolló con síntomas de asma, fiebre del heno, irritación de lapiel y oídos y conjuntivitis, en personas que practicaban el bañoen un lago en el que existían floraciones de cianobacterias.El contacto con altos niveles de cianobacterias mientras se rea-lizan actividades acuáticas constituye un alto riesgo para elhombre.

1996, Caruaru, Brasil: 116 de 130 pacientes de un centro dediálisis sufrieron una serie de síntomas asociados a su trata-miento de diálisis tales como náuseas y vómitos; de estos, 26murieron debido a un fallo hepático agudo.

Es una ruta minoritaria que se produce principalmente a travésde la práctica de duchas con aguas contaminadas.Estudios realizados en animales de laboratorio han confirmadoque los efectos por esta vía son similares a los observados porvía i.p.

Los peces se ven afectados por la presencia de MC en su medioacuático.La lechuga salada (Lactuca sativa) retiene MC tras ser regadacon agua contaminada con cianobacterias, por irrigación enspray durante su crecimiento.La MC-LR inhibe la fotosíntesis del haba francesa (Phaseolusvulgarys) cuando se irrigan en spray con agua contaminadacon dicha toxina.

Harada et al.,1996

Ueno et al., 1996

Carmichael,1996

Bell y Codd,1994

Carmichael,1996

Jochimsen et al.,1998

Carmichael,1996

Bell y Codd,1994.

Bury et al., 1995

Codd et al., 1999

Toshihiko et al.,1996

A lo largo de la historia las algas han sido fuen-te de alimentación y de tratamiento para ciertasenfermedades. Actualmente, diversas microal-gas verde azuladas como las cianobacterias, seestán empleando en Estados Unidos, Canadá yEuropa como suplementos alimentarios, adi-tivos farmacéuticos e incluso como alimentoanimal y humano (Gilroy et al., 2000; Chamorroet al., 2002).

El género de cianobacteria más habitualmen-te empleado para estos fines ha sido Spirulina,destacando las especies S. platensis y S. maxima(Chernova et al., 2002; Kanlayakrit et al.,2003). Se consumen como fuente de proteínas,carbohidratos y microelementos, además decomplemento energético (Gilroy et al., 2000;Chernova et al., 2002). Otro género empleadocon el mismo fin y que tuvo mucho auge a par-tir de los años 80 fue Aphanizomenon, concreta-mente, A. flos-aquae. Uno de los problemas delempleo de esta especie como suplemento ali-mentario es la coexistencia con la especie decianobacteria tóxica M. aeruginosa, pudiendocontaminarse con MC (Carmichael et al., 2000).

Estudios realizados en productos comerciali-zados (píldoras, cápsulas, polvos), constituidospor Aphanizomenon y Spirulina, revelaron laexistencia de estas toxinas en cantidades varia-bles entre 0,5 y 35 μg/g MC (Lawrence et al.,2001), superando el límite establecido por laDivisión de Salud de Oregón de 1 μg/g de MCen productos alimentarios que contengan ciano-bacterias (Gilroy et al., 2000).

Estos complementos alimentarios obtenidosa partir de microalgas verde azuladas puedenestar contaminados por otras especies potencial-mente tóxicas, distintas a M. aeruginosa, pro-ductoras también de otro tipo de cianotoxinas,como son las anatoxinas. Este hecho se compro-bó realizando un estudio de algunos suplementosalimentarios en cuya composición predominabanlas cianobacterias, detectándose homoanatoxi-

Las cianobacterias comocomplemento alimentario

na-a y anatoxina-a junto con sus productos dedegradación (Draisci et al., 2001). Estos resulta-dos apuntan hacia el posible peligro para lasalud humana asociado al consumo de este tipode suplementos alimentarios.

Existe un interés creciente por conocer la conta-minación de productos agrícolas y alimentos deorigen animal con toxinas producidas por ciano-bacterias. A pesar del amplio número de estu-dios realizados en relación a los efectos tóxicosproducidos a corto y a largo plazo por estas toxi-nas, los trabajos realizados relativos al consumocrónico de productos agrícolas contaminadoscon las mismas son escasos (Orr et al., 2003).Tanto en alimentos de origen vegetal como ani-mal, se ha comprobado la retención y acumula-ción de MC, constituyendo por tanto, un peligropotencial para la salud humana.

1. Acumulación de MC en habafrancesa (Phaseolus vulgaris) trasriego por aspersión

La práctica de utilizar el agua de lagos y ríospara el riego de cultivos agrícolas es muycomún, pero a veces estas aguas pueden estarcontaminadas con floraciones de cianobacterias,las cuales en una alta proporción son capaces deproducir MC, que tras ser liberadas por lisiscelular se pueden transferir a las plantas someti-das a este riego.

En un estudio realizado por Abe et al., (1996)se observó la influencia del riego con agua con-taminada a distintas concentraciones de MC-LR, sobre el crecimiento del haba francesa,comprobándose que a las concentraciones másbajas (10 μg/L) se producía una inhibición de lacapacidad fotosintética de Phaseolus vulgaris,mientras que a concentraciones más elevadas(20μg/L) los daños eran irreversibles.

Acumulación de microcistinasen alimentos

176 Toxicología alimentaria

Con este estudio se llegó a la conclusión deque el peligro que representan las MC para lasalud humana y animal era manifiesto y que sedebían llevar a cabo estudios más precisos deacumulación de estas toxinas en alimentos rega-dos por aspersión.

2. Acumulación de MC en la lechuga(Lactuca Sativa) tras riego poraspersión

Siguiendo los estudios de la posible acumula-ción de las MC en cultivos regados por asper-sión con aguas contaminadas con cianobacte-rias, Codd et al., (1999b) observaron los efectosproducidos en lechugas regadas con aguas quecontenían colonias de M. aeruginosa producto-ras de MC detectadas al microscopio en diferen-tes zonas (parte externa, media e interna de lalechuga). Mediante inmunoensayo se comprobóque en las hojas internas se producía la mayoracumulación de toxinas. Se concluyó, asimismo,que son necesarias más investigaciones en estecampo para poder tomar medidas preventivaspara el uso racional de este tipo de aguas en elriego de cultivos agrícolas y en el consumohumano de dichos cultivos.

3. Acumulación de MC en diferentestejidos de plantas

Se estudiaron asimismo los efectos tóxicos pro-ducidos por exposición a MC-RR en plantassuperiores (Lemna minor), por Weiss et al.,(2000) comprobándose que concentracionessuperiores a 3 mg/L de esta toxina producíanmalformaciones en la planta, disminución del16% de su capacidad fotosintética y del 50%del contenido de carotenoides.

Para confirmar los resultados obtenidos porestos y otros investigadores, McElhiney et al.,(2001), estudiaron los efectos inhibidores delcrecimiento y la toxicidad acumulada en los teji-dos de tres especies diferentes de plantas, lapatata (Solanum tuberosum), semillas de la mos-taza (Synapis alba) y en el haba francesa (Pha-seolus vulgaris).

Las conclusiones que obtuvieron, fueron lassiguientes:

• MC-LR inhibió el crecimiento de la patataa una concentración de 0,005μg/cm3.

• MC-LR, -RR y -LF inhibieron el creci-miento de las semillas de mostaza convalores de inhibición del crecimientomedio (GI50) de 1,9; 1,6 y 7,7 μg/mL, res-pectivamente.

• El crecimiento del haba francesa se inhibióen un 30% en presencia de MC-LR.

• En todos los tejidos de estas plantas fuerondetectadas estas toxinas, lo cual tieneimportantes implicaciones, por su posibletransferencia a través de la cadena alimen-taria.

4. Acumulación de MC en colza(Brassica napus L.) y en arroz(Oryza sativa L.)

En un estudio llevado a cabo por Chen et al.,(2004) se confirmaron los resultados obtenidospor otros autores, observándose inhibición delcrecimiento y del desarrollo de estas dos plantas(arroz y colza), siendo más pronunciada estainhibición en la colza. Además, detectaron unaumento del estrés oxidativo a través de la deter-minación de las actividades enzimáticas superó-xido dismutasa y peroxidasa.

Las MC fueron detectadas por técnica deELISA en los extractos de las semillas de ambasplantas, ratificando los posibles riesgos para lasalud derivados del consumo de plantas expues-tas a MC por las aguas de riego.

5. Contaminación de leche de ganadoalimentado con aguas contaminadascon MC.

Se analizó el contenido en MC de la leche pro-porcionada por ganado expuesto a estas toxinas,a través del agua de bebida. Considerando que elganado bebía entre 70 y 80 L de agua al día,contaminada con 1 × 105 células/mL de la espe-cie tóxica M. aeruginosa, se llegó a la conclu-

Toxinas de cianofíceas 177

sión de que los niveles detectados en la lecheeran tres veces inferiores a la concentración con-siderada como problemática para este alimento(0,86 μg/L) la cual se calcula, según la OMS,teniendo en cuenta la ingesta diaria tolerable deMC y el consumo diario de leche per capita (Orret al., 2001).

En un estudio posterior se comprobó que losniveles de MC en leches procedentes de ganadoexpuesto a MC eran tan pequeños (< 0,2 μg/L),que después de la digestión gastrointestinal sepuede producir la degradación o bien una modi-ficación sustancial de estas cianotoxinas, comopara poder justificar su baja toxicidad (Feitz etal. 2002). En relación con las posibles altera-ciones que puedan sufrir tras el proceso dedigestión gastrointestinal, hemos comprobado(Moreno et al., 2004b) que en ensayos de diges-tión in vitro, diferentes MC como MC-LR, MC-RR y MC-YR pueden sufrir procesos de degra-dación fundamentalmente gástrica, en unporcentaje que oscila entre 30-64%, siendo MC-RR la toxina más sensible. Este hecho explicaríaen parte la diferente toxicidad de las MC cuandose administran por vía oral o vía intraperitonealen diversas especies animales. Esto repercute enla dosis real del compuesto tóxico que llega alórgano diana, y consecuentemente, en el riesgoderivado de la exposición humana a este tipo decompuestos por vía oral, tras consumo de aguasy alimentos contaminados.

6. Contaminación de los tejidos deganado y animales acuáticos

Los humanos pueden estar expuestos también aestas toxinas a través del consumo de músculode animales (ganado, peces y moluscos) quehayan estado en contacto con aguas contamina-das por cianobacterias tóxicas.

Uno de los primeros estudios que trataba de estimar la acumulación de MC en tejidos depeces y mejillones fue llevado a cabo porWatanabe et al., (1997). Los mejillones (Uniodouglasiae y Anodontoa woodiana) y peces(Cyprinus carpio, Carassius carassius y Hypome-sius transpacificus) estudiados procedían de un

lago en el que eran habituales las floracionesmasivas de Microcystis. Los autores trataron derelacionar la aparición de estas floracionespotencialmente tóxicas con la presencia de toxi-nas en los tejidos y órganos de los peces y meji-llones expuestos. La identificación de las toxinasse hizo mediante cromatografía líquida asociadaa un detector de masas Frit FAB. Se detectó lapresencia de MC-LR y MC-RR en los mejillonesensayados, aunque no se lograron identificar enlos tejidos de los peces estudiados.

A lo largo de los años los métodos de extrac-ción e identificación han ido mejorando y losestudios de acumulación de toxinas en peces hanido progresando, con el objeto de poder deter-minar pequeñas concentraciones de estas toxi-nas y evaluar el riesgo tóxico de su consumo(Lawrence y Menard, 2001). Así, en posterioresestudios, como el llevado a cabo por Magalhãeset al., (2001) se llegó a la conclusión de que lasMC se pueden acumular en los tejidos de pecesque posteriormente pueden ser utilizados paraconsumo humano. Se realizó un estudio durantetres años y se demostró la bioacumulación de lasMC en músculos y diversos órganos de Tilapiarendalli, incluso en periodos donde la densidadde cianobacterias en agua era muy baja. Losniveles encontrados fueron muy cercanos allímite recomendado para el consumo humano(0,04 μg/kg).

Otra posibilidad de exposición humana a lasMC resulta del consumo de ganado intoxicado yen esta dirección Orr et al., (2003) estudiaronen ganado vacuno su acumulación tras la admi-nistración de Microcystis aeruginosa a travésdel agua de bebida durante 28 días. Mediante latécnica de ELISA, se detectaron concentracio-nes de 0,92 μg MC equivalente/g en hígado,mientras que en sangre no se detectaron nivelesde toxinas, al menos superiores al límite dedetección de esta técnica. Se concluyó que elconsumo por parte del hombre de ganado vacu-no que haya estado expuesto a concentracionesaproximadas de 1 x 105 células por mL de Micro-cystis aeruginosa, a través del agua de bebida, noentraña riesgo para la salud humana según lasdirectrices de la OMS.

178 Toxicología alimentaria

Los síntomas asociados a las intoxicaciones pro-ducidas por MC por contacto o ingestión de lasmismas son: gastroenteritis, irritación de la piel,episodios alérgicos, dolores musculares y dañorenal y hepático. Estos incidentes se producentras una única exposición o un periodo muycorto de contacto a las toxinas (Carmichael et al.,2001; Bothaa et al., 2004).

La consecuencia fundamental tras una expo-sición repetida a MC durante un periodo largode tiempo es que pueden conducir a la apariciónde cáncer primario de hígado (Codd, 1998;Codd et al., 1999a).

1. Efectos agudosDebido al rechazo del público a beber agua con-taminada con cianobacterias por el mal olor ysabor producidos por estas, no se han llegado aproducir grandes fatalidades como resultado dela exposición a las MC, a excepción de las into-xicaciones fatales ocurridas en 1996 en el centrode diálisis de Caruaru, Brasil, en el que murie-ron 76 pacientes debido a la contaminación por

Efectos tóxicosMC del agua utilizada para la diálisis (Jochim-sen et al., 1998; Pouria et al., 1998; Carmichelet al., 2001; Azevedo et al., 2002).

Los síntomas principales que presentan laspersonas que han estado en contacto con las toxi-nas son: irritaciones de la piel y de los ojos, epi-sodios alérgicos, fatiga, mareos y gastroenteritisagudas (Carmichael, 1996; Carmichael et al.,2001).

En la siguiente tabla (Tabla 9.2), resumimosestos efectos.

2. Efectos crónicosUno de los peligros potenciales de las MC parala salud humana es su actividad promotora detumores tras el contacto con la piel durante elbaño o tras una exposición prolongada a nivelessubcrónicos y crónicos de estas toxinas en elagua de bebida y posibles alimentos contamina-dos tras ser regados por aspersión (Bell y Codd,1994).

Se ha estudiado la posible relación entre laexposición crónica a estas toxinas mediante elagua de bebida y una mayor incidencia de cán-cer hepático en humanos (Fujiki et al., 1996).Diferentes estudios han demostrado que la dis-

Toxinas de cianofíceas 179

Tabla 9.2. Efectos tóxicos agudos por exposición a microcistinas.

Lugar de acción Síntomas y efectos Referencias

Piel, ojos, oídos y boca

Hígado

Riñón

Tracto digestivo

Tracto respiratorio

Otros lugares de acción

Síntomas: irritación ocular, de oídos y de la piel, con descamación, erupciones yaparición de ampollas en la piel y en la boca.

Hepatoenteritis con hepatomegalia y dolor abdominal.Elevados niveles de enzimas hepáticas en suero.

Daño en el riñón, acompañado de pérdida de electrolitos, glucosa, cetonas ysangre en la orina. Deshidratación.

Gastroenteritis con dolor abdominal, diarrea, vómitos y náuseas.

Dolor de garganta, tos seca, neumonía atípica.

Reacciones alérgicas con síntomas de asma y fiebre del heno. Incremento de losniveles de Ig E.Dolor de cabeza, mareos y letargo.

Bell y Codd, 1994Carmichael, 1996

Bell y Codd, 1994Carmichael, 1996Falconer, 1999

Falconer, 1999

Jochimsen et al., 1998Bell y Codd, 1994Carmichael, 1996

Carmichael, 1996

Bell y Codd, 1994Carmichael, 1996

tribución de carcinoma hepatocelular varía geo-gráficamente, de forma que se ha constatado queen las aguas superficiales del sur de China,donde las floraciones de cianobacterias son muyabundantes, la incidencia del hepatocarcinomaha sido mayor (Kuiper-Goodman et al., 1999;Zhao et al., 2003). Estudios realizados enHaimen y Fusui (China), áreas endémicas decáncer primario de hígado (PLC), cuyos índicesde mortalidad entre 1981 y 1984 fueron de100,13; 91,00 y 4,28 por 100.000 habitantes, loscuales se abastecían de agua de río, pozos omanantiales, han demostrado que las MC cons-tituyen un factor de riesgo en la alta incidenciade PLC en China (Ueno et al., 1996). Estudiossimilares de monitorización de MC, llevados acabo en la misma zona durante los años 1992-1994, confirmaron el hecho de que los habitan-tes de estas ciudades que bebían aguas contami-nadas tenían un índice de mortalidad por PLCmayor que los que se abastecían de aguas nocontaminadas (Harada et al., 1996).

Con el reconocimiento de las MC como pro-motoras de PLC en China, se iniciaron progra-mas de construcción de embalses con la finali-dad de conseguir que el 80% de la población delas zonas afectadas cambiaran su fuente de abas-tecimiento de agua por la de estos embalses nocontaminados, comprobándose que tras la inclu-sión de esta medida la incidencia de PLC hadecaído considerablemente (Falconer et al.,1999).

A pesar de estos hechos, las MC no han sidoclasificadas aún por la Agencia Internacional deInvestigación del Cáncer (IARC).

2.1. CarcinogénesisEn conexión con el apartado anterior, el meca-nismo de inducción de esta carcinogénesis porparte de las MC puede ser el siguiente:

Algunos compuestos químicos pueden iniciarprocesos cancerígenos (normalmente dañandoel ADN); otros tipos de compuestos, sin embar-go, son capaces de promover la aparición decáncer una vez que los iniciadores han actuado.Las MC han sido investigadas por su capacidad

promotora tumoral (Kuiper-Goodman et al.,1999), comparándose su estructura y mecanis-mo de acción con la del ácido okadaico, unatoxina obtenida de los dinoflagelados marinos,con una potente actividad promotora de tumo-res. La estructura molecular de las MC es simi-lar a la cavidad flexible de dicho ácido, siendoambos tipos de toxinas hepatotóxicas. Las MCinhiben la unión del ácido okadaico a su recep-tor, sugiriéndose que la toxicidad de las MCpuede ser inducida por un mecanismo similar aldel ácido, mostrando actividades bioquímicassimilares. Además, las MC penetran fácilmenteen los cultivos primarios de hepatocitos, dondehay una retención a largo plazo de las toxinas,de la misma forma que el ácido okadaico y comoél inhiben las fosfatasas de proteína 1 y 2A (PP-1 y PP-2A) (Bell y Codd, 1994) (Fujuki et al.,1996). Las fosfatasas de proteínas PP-1 y PP-2Atienen una importante función reguladora, yaque mantienen la homeostasis en las células, deforma que su inhibición permite un aumento enla fosforilación de proteínas (Fujuki et al., 1996)(Kuiper-Goodman et al., 1999). En las célulashepáticas, los filamentos intermedios del citoes-queleto, al estar hiperfosforilados, provocan dis-rupción celular (Kuiper-Goodman et al., 1999) ycambios en su morfología (Fujuki et al., 1996).Por todo ello se piensa que los pasos en la pro-moción tumoral de las MC son similares a los delácido okadaico (Bell y Codd, 1994); (Fujuki etal., 1996). El mecanismo de acción por el que seproduce esta promoción tumoral se detalla en elApartado 1 de Mecanismos (inhibición de lasfosfatasas de proteínas).

2.2. Mutagénesis y teratogénesisDentro de los efectos que se producen a largoplazo por la exposición repetida a las MC, sonde particular interés su capacidad mutagénica yteratogénica.

En estudios realizados administrando MCpurificadas o extractos de algas por vía oral enratas durante 6 meses se observó un incrementode las aberraciones de la metafase de los cromo-somas.

180 Toxicología alimentaria

La administración vía i.p. de extractos dealgas a ratas preñadas, produjo un incrementoen la muerte de los fetos, presentando estoshemorragias internas y teratogenicidad media.

Tras la administración por vía oral de extrac-tos de algas en el agua de bebida a ratones, no seobservaron efectos sobre la fertilidad, mortalidaddel embrión o teratogenicidad. Sin embargo, loshígados de los ratones intoxicados presentarondaños dosis-dependientes (Falconer et al., 1988).

Otros estudios revelaron que tras la adminis-tración por vía oral de distintas dosis de MC-LRen ratones preñados, solo a la dosis más elevada(20 μg/kg) se observó toxicidad materna y muer-te, produciéndose un retraso en el peso del fetoy una osificación del esqueleto, aunque no seprodujeron efectos letales en los fetos (Kuiper-Goodman et al., 1999).

La mayoría de los estudios existentes de toxici-dad aguda con MC revelan que son toxinas pri-mariamente hepatotóxicas en mamíferos ypeces, encontrándose cambios en la estructuracelular y alteraciones bioquímicas séricas, indi-

Mecanismo de acción

cadoras del daño hepático (Fawell et al., 1999;Fischer et al., 2000). Estas toxinas son captadasfundamentalmente por un transportador especí-fico de sales biliares localizado en el hepatocito(Runnegar et al., 1995). Se acepta que a nivelsubcelular son inhibidores específicos de lasfosfatasas de proteínas tipo 1 (PP1) y tipo 2A(PP2A), las cuales regulan multitud de procesosbiológicos. Esta inhibición causa un aumento enla fosforilación de las proteínas celulares queactiva la cascada de las caspasas, desencadenán-dose el proceso de apoptosis con la consecuentemuerte celular (Figura 9.4) (Yoshida et al., 1997;Hooser et al., 2000).

Las células diana de las MC son fundamen-talmente hepatocitos y macrófagos. Los estudiosdel mecanismo de absorción celular de las MCpor diferentes células, como eritrocitos huma-nos, células de hepatocarcinoma humano HepG2, líneas celulares de neuroblastoma humanoSH-SY5Y, fibroblastos de ratón (3T3) y hepato-citos aislados de rata, utilizando dihidromicro-cistinas radiomarcadas, revelan que se produceuna captación específica de estas solo en loshepatocitos, siendo la absorción despreciable enlos otros tipos celulares. Este mecanismo deentrada explicaría la especificidad hepática de lasMC (Kaya, 1996).

Toxinas de cianofíceas 181

Figura 9.4. Mecanismos de acción tóxica de las MC.

1. Inhibición de fosfatasas de proteínas Los niveles de proteínas fosforiladas dependende las actividades relativas de las proteínas qui-nasas y de las fosfatasas de proteínas.

Las MC son potentes inhibidores de las fos-fatasas de proteínas: la MC-LR inhibe de formaaltamente específica las fosfatasas de proteínastipo 1 (PP1) y tipo 2-A (PP2A) (MacKintosh etal., 1990).

Se considera que la interacción con las fosfa-tasas de proteínas ocurre en dos etapas:

• En una primera etapa existe una uniónrápida reversible que conduce a una inhibi-ción nanomolar de la actividad catalítica,

• Y en una segunda, que tarda un periodo dehoras en producirse, se establece un enlacecovalente entre el residuo de N-Metil-dehidroalanina (Mdha) de las MC y lasposiciones nucleofílicas de las enzimas, lle-gándose a una inactivación irreversible pue-den detectar dichas uniones covalentes invitro e in vivo (Craig et al., 1996; Runnegaret al., 1995; Williams et al., 1997).

Esta inhibición rompe el equilibrio entreenzimas, observándose un aumento de la fosfo-rilación de proteínas (Carmichael, 1992, 1994).Se cree que, a consecuencia de los cambios en lafosforilación de proteínas, pueden ocurrir lossiguientes efectos:

• Reorganización del citoesqueleto (afecta ala organización de los microfilamentos,filamentos intermedios y microtúbulos)tanto en hepatocitos, como en otras líneascelulares, tales como células renales yfibroblastos. Los efectos observados sonsimilares para los tres tipos de células fun-damentalmente estudiadas: los microfila-mentos de actina son igual de resistentespara los tres. En fibroblastos y algunoshepatocitos se afectan antes los filamentosintermedios, como vicentina y citoquera-tina, que los microtúbulos; sin embargo, lamayoría de los hepatocitos sufren una alte-ración de la estructura de los microtúbulos

primero, posteriormente se afectan los fila-mentos intermedios, y por último los micro-filamentos, por lo que se considera quehay dos sitios de fosforilación que provo-can alteraciones en el citoesqueleto(Wickstrom et al., 1995). Los cambios enlos microfilamentos incluyen una agrega-ción inicial de la actina (Carmichael, 1997).

• La división celular deja de estar regulada,lo que conduce a la proliferación de la acti-vidad tumoral. Esto se debe a que las fosfa-tasas de proteínas juegan un papel regula-dor importante en el mantenimiento de lahomeostasis de las células, de forma que suinhibición puede conducir a una hiperfos-forilación de proteínas diana, tales como lasproteínas supresoras de tumores. Estamodificación post transduccional puede darlugar a una proliferación celular, transfor-mación celular y desarrollo de tumores. Lasimplicaciones de dicha inhibición de fosfa-tasas de proteínas en humanos, por exposi-ción crónica a bajos niveles de MC, aún nose conocen (Kuiper-Goodman et al., 1999).

2. Estimulación del metabolismo del ácido araquidónico

Es muy posible que la cascada del ácido araqui-dónico esté relacionada con la patología tóxicade la MC-LR en animales.

La MC-LR produce una reducción significa-tiva de la absorción y un aumento de la libera-ción de ácido araquidónico. Este es un factormuy importante en su mecanismo de toxicidad,que puede provocar cambios en la estructura dela membrana celular y alteraciones en el trans-porte y metabolismo de los ácidos grasos(Naseem et al., 1991).

En los hepatocitos, las MC estimulan elmetabolismo del ácido araquidónico por la víade la ciclooxigenasa. A su vez, reaccionan concompuestos como el glutatión, que contiene ungrupo tiol. Pueden reaccionar con el grupo tiolde la coenzima A (CoA) y/o inhibiendo la acti-vidad de las enzimas acetil-CoA-acetiltransfe-rasa y acetil-CoA-sintetasa, bloqueándose la

182 Toxicología alimentaria

reabsorción del ácido araquidónico libre y pro-duciéndose un aumento de la síntesis de prosta-glandinas.

La liberación del ácido araquidónico porparte de la membrana celular varía según el tipode célula y el donador del residuo ácido.Normalmente, el donador es la fosfatidilcolina,aunque hay otros fosfolípidos que también sonimportantes en el metabolismo de este ácido. Laruptura del fosfatidilinositol conlleva la libera-ción de ácido araquidónico, y en el caso de laformación de prostaglandinas por la acción delas MC, es este en parte el que actúa como dona-dor (Naseem et al., 1991).

La síntesis y liberación de prostaciclinas (6-cetoF1α) y tromboxano B2 (TXB2) es estimuladapor las MC, no así la liberación de prostaglandi-nas F2α o E2. El TXB2 deriva del TXA2, el cuales inestable y uno de los más fuertes mediadoresde la agregación plaquetaria. La 6-ketoF1α deri-va de la prostaglandina I2, la cual actúa comoinhibidor de la agregación de plaquetas. La for-mación de TXB2 demuestra la formación deTXA2 y por tanto la posibilidad de coagulaciónde la sangre en el hígado (Kaya, 1996).

3. Apoptosis En conexión con el Apartado 1 de Mecanismos, seconsidera que el principal mecanismo de toxici-dad de las MC es la potente inhibición de las PP-1 y -2A, las cuales regulan multitud de procesosbiológicos, dando lugar a una fosforilación de pro-teínas celulares y activando la cascada de las cas-pasas, resultando en una muerte celular de loshepatocitos por apoptosis (Yoshida et al., 1997;Yoshida et al., 1998; Hooser, 2000). El grado dehiperfosforilación de los elementos del citoesque-leto, como citoqueratina 8 y 18, puede determinarsi la muerte celular ocurre por necrosis o porapoptosis. A la inversa, la inducción de apoptosispor MC puede conducir a la hiperfosforilación deotras proteínas citoplasmáticas (p53, Bcl-2, etc.)que inducen más directamente esta forma demuerte celular (McDermott et al., 1998).

Los cambios morfológicos y bioquímicostípicos de la apoptosis en hepatocitos de rata

son: redistribución de los orgánulos, condensa-ción de la cromatina y disminución del tamañode la célula (a los 30 minutos de la administra-ción de MC).

4. Estrés oxidativoSe está estudiando asimismo el papel que puedejugar el estrés oxidativo como mecanismo detoxicidad de estas toxinas. Las MC producendéficit de glutatión reducido (GSH); por otrolado, actúan sobre la cadena de transporte elec-trónico (CTE) de la membrana mitocondrialdando lugar a un aumento de los niveles deespecies reactivas de oxígeno (ERO) y alterandolos niveles normales de permeabilidad trans-membrana de la mitocondria (MPT). Todo estoprovoca un aumento del estrés oxidativo (Ding yOng, 2003).

Son escasos los estudios realizados sobrecómo afecta la exposición de MC a la produc-ción de las ERO y a las defensas antioxidantes,exponiendo algunos de ellos a continuación.

En concreto, cuando se han tratado cultivosprimarios de hepatocitos con extractos de MC seha observado un aumento de ERO (Ding et al.1998), principalmente peróxido de hidrógeno yradical superóxido (Ding et al., 2001), posible-mente derivados de las alteraciones producidaspor la oxidación de lípidos (Towner et al., 2002)aunque el mecanismo exacto por el que se for-man no está claro y deberían realizarse másinvestigaciones al respecto. Además, se hanobservado cambios en el potencial de membranamitocondrial (Ding et al., 1998). Está bien docu-mentado que las ERO pueden afectar a la orga-nización de los principales elementos estructura-les del citoesqueleto como son los microtúbulos,los microfilamentos y los filamentos interme-dios debido a su capacidad para oxidar las pro-teínas del citoesqueleto o alterar el balanceintracelular de tioles (Milzani et al., 1997;Fiorentini et al., 1999; Van Gorp et al., 1999).

Algunos autores han determinado las activi-dades de diversas enzimas implicadas en losmecanismos oxidativos mediante estudios invitro, observándose en hepatocitos tanto de

Toxinas de cianofíceas 183

peces como de ratas un claro aumento de lasactividades catalasa, superóxido dismutasa yglutatión peroxidasa (Li et al., 2003); por otrolado, en estudios realizados en ratas, tanto invitro, con hepatocitos, como en estudios cróni-cos in vivo se ha observado un incremento en laperoxidación lipídica después de la exposición aMC (Guzman y Solter, 1999; Ding et al., 1998).Nuestro equipo de investigación ha demostradoque la administración a ratas de 100 μg/kg deMC-LR por vía intraperitoneal produce una alte-ración de diversas enzimas biomarcadoras deestrés oxidativo y un aumento de la peroxida-ción lipídica en mucosa intestinal, riñón, hígadoy suero de los animales (Moreno et al., 2002;Moreno et al., 2003c; Moreno et al., 2003d).Estos mismos efectos también se han puesto demanifiesto en hígado, riñón y branquias depeces expuestos a floraciones de MC por víaoral, siendo el hígado el órgano más afectado.Este estudio reveló además una afectación de losbiomarcadores de estrés oxidativo dependientedel tiempo de exposición y una mayor toxicidadderivada de las toxinas libres que de las célulasintactas de MC (Jos et al., 2004).

Como conclusión, son necesarias nuevasinvestigaciones que nos permitan valorar el ries-go tóxico derivado de la exposición a MC a tra-vés del consumo de alimentos vegetales y ani-males, potencialmente contaminados por estastoxinas, habida cuenta de los importantes efectostóxicos derivados de la acción de las mismas.

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ISBN 978-84-9969-207-4