Biomarcadores de contaminación química en comunidades microbianas.

Lorelei, Bozo;  Milagro,  Fernández; Mariela,  López; Rosa,  Reyes y Paula, Suárez

Lorelei, Bozo Licenciada en Biología, Universidad Simón Bolívar (USB), Venezuela. Estudiante de Doctorado, USB, Venezuela. e-mail: lorelei.bozo@gmail.com

Milagro,  Fernández Licenciada en Bioanálisis, Universidad Central de Venezuela. Estudiante de Doctorado, USB, Venezuela. e-mail: milagrofernandez@gmail.com

Mariela,  López Licenciada en Biología, USB, Venezuela. Estudiante de postgrado, USB, Venezuela. e-mail: marielixtica@yahoo.com

Rosa,  Reyes Doctora en Ciencias Biológicas, USB. Venezuela. Profesora, USB, Venezuela. Dirección: Departamento de Biología de Organismos, USB, Caracas 89000, Venezuela. e-mail: rereyes@usb.ve

Paula, Suárez Doctora en Ciencias Biológicas, USB. Venezuela. Profesora, USB, Venezuela. e-mail: psuarez@usb.ve

RESUMEN

Los efectos de sustancias tóxicas sobre un ecosistema se inician con una reacción bioquímica en el individuo, respuesta inicial que ocurre a los niveles de organización biológica más bajos, es reversible y específica. Subsecuentemente, con el incremento del impacto, tiene lugar una secuencia de alteraciones en niveles de organización más complejos, con perturbación de funciones vitales y muerte. Los biomarcadores pueden ser definidos a cualquier nivel de organización biológica. A mayor nivel de organización la sensibilidad, especificidad y precisión de las respuestas suelen disminuir, mientras que la relevancia ecológica aumenta. Dada la importancia de las comunidades microbianas para la homoeostasis de los ecosistemas y la gravedad de la contaminación química actual, se revisan las principales respuestas de las comunidades microbianas a los contaminantes químicos. Se reseñan los principales tipos de biomarcadores de contaminación, sus ventajas, desventajas y aplicaciones, así como las respuestas más usuales observadas en comunidades microbianas frente a la contaminación química. Se concluye que las comunidades microbianas son importantes bioindicadores de la contaminación de aguas por materia orgánica, evidenciado por el incremento poblacional en respuesta a estos contaminantes. Igualmente, la inducción de la síntesis de metalotioninas puede considerarse como una señal de alarma temprana ante la contaminación por metales pesados. Finalmente, la capacidad de comunidades microbianas para utilizar ciertos compuestos poliaromáticos como fuente de energía y carbono, permite su utilización como herramienta de biorremediación ante derrames de petróleo y otros compuestos orgánicos.

SUMMARY

The effects of toxic substances on an ecosystem begin with a biochemical reaction in the individual. The initial reactions start at the lowest levels of biological organization, are highly specific and reversible. Subsequently, with increments of impact, a sequence of alterations occurs at more complex levels leading to interference of vital functions and death. Biomarkers can be defined at any level of biological organization. At the higher organizational level the response sensitivity, specificity and accuracy usually decrease, but at the same time the ecological relevance of the biomarker increases. The main reactions of microorganisms to chemical pollutants were revised in view of the relevance of microbial communities within the ecosystems and the severity of the current chemical contamination. This work describes the different kinds of biomarkers, their advantages, disadvantages and applications, as well as the main reactions of microbial communities to the presence of chemical and toxic compounds. It is concluded that the microbial communities are important bioindicators of water contamination by organic matter. The synthesis of methallothioneins may be regarded as an early sign of alarm in the initial stage of contamination due to heavy metals. The capacity of microbial communities to use certain polyaromatic hydrocarbons as a source of energy and carbon, allow their use as bioremediation tools in oil and other organic compound spills.

RESUMO

Os efeitos de substancias tóxicas sobre um ecossistema se iniciam com uma reação bioquímica no individuo, resposta inicial que ocorre aos níveis de organização biológica mais baixa, é reversível e específica. Subsequentemente, com o incremento do impacto, tem lugar uma seqüência de alterações em níveis de organização mais complexos, com perturbação de funções vitais e morte. Os bio marcadores podem ser definidos a qualquer nível de organização biológica. Ao maior nível de organização a sensibilidade, especificidade e precisão das respostas costumam diminuir, enquanto que a relevância ecológica aumenta. Devida a importância das comunidades microbianas para a homeostase dos ecossistemas e a gravidade da contaminação química atual, se revisam as principais respostas das comunidades microbianas aos contaminantes químicos. Resenham-se os principais tipos de biomarcadores de contaminação, suas vantagens, desvantagens e aplicações, assim como as respostas mais usuais observadas em comunidades microbianas frente à contaminação química. Conclui-se que as comunidades microbianas são importantes bioindicadores da contaminação de águas por matéria orgânica, evidenciado pelo incremento populacional em resposta a estes contaminantes. Igualmente, a indução da síntese de metalotioninas pode considerar-se como um sinal de alarme precoce diante da contaminação por metais pesados. Finalmente, a capacidade de comunidades microbianas para utilizar certos compostos poliaromáticos como fonte de energia e carbono, permite sua utilização como ferramenta de bio-remediação diante de derrames de petróleo e outros compostos orgânicos.

La necesidad de investigar y detectar el impacto de la contaminación por compuestos químicos en la calidad ambiental, ha llevado a estudiar y desarrollar "marcadores" de los efectos biológicos de los contaminantes sobre los organismos vivos (Livingstone, 1993; Reyes, 1999; Capó, 2002). En este respecto, el deterioro de la salud ambiental puede ser causado por el modo sinergístico de la acción de una mezcla compleja de contaminantes. La mayoría de las fuentes consultadas sugieren el desconocimiento de las interacciones causales entre la contaminación ambiental y la respuesta biológica (Livingstone, 1993; Bucheli y Fent, 1995; Depledge et al., 1995; Melacon, 1995; Capó, 2002; de Acevedo y da Mata, 2003). Las herramientas convencionales para monitoreo ambiental pueden evaluar los niveles de contaminantes y el estado de salud ambiental, pero no la interrelación entre ambos, mientras que el uso de biomarcadores puede relacionar causa y efecto (Bucheli y Fent, 1995; Capó, 2002).

Es ampliamente aceptado que los efectos de las sustancias tóxicas sobre un ecosistema se inician con una reacción bioquímica en el individuo. Esta respuesta inicial ocurre en niveles de organización biológica más bajos y es altamente reversible y específica. Subsecuentemente, con el incremento del impacto, se inicia una secuencia de alteraciones dentro de los niveles más complejos, llevando a la perturbación de las funciones vitales y/o a la muerte del organismo. En esta situación, los efectos pueden aparecer a nivel de poblaciones enteras y eventualmente, en el ecosistema. Así, los biomarcadores pueden ser definidos a cualquier nivel de organización biológica (Bucheli y Fent, 1995). La sensibilidad, especificidad y precisión del biomarcador suelen disminuir al incrementar el nivel de organización, mientras que la relevancia ecológica aumenta (Adams et al., 1989).

Se han sugerido varias definiciones para los biomarcadores. Un "biomarcador" es, en sentido amplio, una respuesta medida a cualquier nivel de organización biológica que puede estar relacionada con el impacto de los contaminantes (Melacon, 1995), a diferencia del término "bioindicador", que se refiere a aquellos organismos o comunidades en los que su existencia, sus características estructurales, su funcionamiento y sus reacciones dependen del medio en que se desarrollan y que cambian al modificar las condiciones ambientales (Capó, 2002). En base a estas definiciones, varios autores utilizan el término biomarcador para denotar las respuestas de los organismos en los niveles de organización inferiores al individuo (átomos, moléculas, célula, tejidos, órganos y sistemas) y el término bioindicador para designar las respuestas en los niveles de organismo, población, comunidad y ecosistema (Depledge et al., 1995).

Ventajas del uso de los biomarcadores

Las ventajas de los biomarcadores para el monitoreo biológico han sido discutidas ampliamente en la literatura (Livingstone, 1993; Bucheli y Fent, 1995; Melacon, 1995; Capó, 2002; Suk y Wilson, 2002; de Acevedo y da Mata, 2003). Las dos características más importantes de los biomarcadores son: 1) la identificación de las interacciones entre el contaminante y el organismo, y 2) la medición de efectos sub-letales. Por análisis químico solo puede medirse una fracción de los contaminantes presentes sin evidenciar los efectos adversos. Los biomarcadores, por su parte, indican la presencia de contaminantes tanto conocidos como no identificados. La sub-letalidad y detección de efectos tempranos conduce a acciones de prevención y/o remediación (Livingstone, 1993).

Las razones para monitorear las respuestas al impacto de la contaminación en los organismos, en oposición a los análisis químicos de contaminantes en agua o sedimento, son varias. Los biomarcadores: 1) Proveen una medida integrada de la biodisponibilidad de los contaminantes en el tiempo, en oposición a la situación ofrecida por el análisis químico, donde la información puede provenir de eventos raros o descargas intermitentes. 2) Son el reflejo de la exposición a contaminantes ambientales; así, la especificidad de las respuestas y la comprensión de los mecanismos involucrados permiten establecer su causalidad. 3) Pueden ayudar a establecer la importancia de diferentes rutas de exposición, contribuyendo así a fijar prioridades en el monitoreo y a sugerir estrategias para la intervención o remediación, debido a que tienen aplicación en especies de diferentes hábitats o de distintos niveles tróficos. 4) Los bioensayos de toxicidad pueden proveer información de las toxicidades relativas de químicos o efluentes específicos, pero la extrapolación a situaciones de campo es muy difícil por muchas razones que incluyen especiación química, efectos de absorción y entrada, acumulación en la cadena trófica, sub-letalidad y modos de acción del tóxico no detectables en pruebas a corto plazo. Otras ventajas del uso de los biomarcadores son: 5) La detección de la exposición y efectos tóxicos de compuestos parentales y metabolitos rápidamente metabolizables y eliminados, tales como hidrocarburos poliaromáticos y compuestos organofosfatados. 6) La integración de interacciones de mezclas de contaminantes para rendir una expresión del efecto acumulativo a nivel molecular, celular o tisular. 7) El potencial de integración en los diferentes niveles de organización biológica puede predecir, a corto plazo, los efectos ecológicos que se producirán a largo plazo (Livingstone, 1993; Bucheli y Fent, 1995; Melacon, 1995; Capó, 2002; de Acevedo y da Mata, 2003).

Limitaciones en el uso de los biomarcadores

La aplicación de los biomarcadores está limitada por 1) cambios en las variables ambientales, 2) especificidad, 3) dosis-respuesta, 4) comprensión del mecanismo involucrado, y 5) experticia técnica y equipos adecuados para obtener e interpretar los resultados (Livingstone, 1993; Bucheli y Fent, 1995).

Dependiendo del conjunto de contaminantes capaces de inducir la expresión de un determinado biomarcador, estos pueden clasificarse como biomarcadores generales, aquellos que se expresan en respuesta a un amplio rango de contaminantes, y biomarcadores específicos, aquellos que son inducidos por un contaminante en particular. Una importante limitación en su uso es que tanto los biomarcadores generales como los específicos pueden cambiar con las condiciones estacionales, reproductivas y otras variables ambientales (Depledge et al., 1995; Knap et al., 2002). La especificidad de un biomarcador se ha referido a diversos grupos de contaminantes, tales como metales pesados y ciertos compuestos orgánicos, desconociéndose para otros contaminantes. Las dosis-respuestas observadas pueden diferir entre el laboratorio y el campo. Esto es materia de atención si el énfasis está en utilizar el biomarcador como una medida biológica de los niveles de contaminación, en lugar de una medida integradora de los efectos de una mezcla de contaminantes en el organismo. La comprensión del mecanismo es necesaria para la interpretación y aplicación del biomarcador (Melacon, 1995), y se requieren mayores investigaciones para dilucidar estos mecanismos.

Aplicaciones de los biomarcadores

Las comunidades microbianas pueden ser consideradas como bioindicadores de la presencia de contaminantes al analizar algunas de sus características bajo determinadas condiciones ambientales. El monitoreo de la calidad bacteriológica del agua mediante el uso del grupo de los coliformes es una herramienta necesaria para tomar decisiones sobre la idoneidad de un cuerpo de agua para el contacto humano ya sea directo o indirecto; del mismo modo, permite en caso de detectar la presencia de un problema, estimar la gravedad del mismo y facilitar la planificación de estrategias orientadas a su solución (Caruso et al., 2002; Fujioka, 2002). La estimación de estos microorganismos indicadores mediante la técnica del Número Más Probable (NMP) en aguas recreacionales marinas y estuarinas, ha probado ser útil como herramienta para evaluar la calidad del agua (Olson, 1978) y sigue figurando dentro de las técnicas aprobadas por la American Public Health Association para el control de este tipo de localidades (APHA, 1995). Por consiguiente, el uso de estos microorganismos como bioindicadores de contaminación fecal representa una herramienta de control sanitario y ambiental de los cuerpos de agua y de control epidemiológico de enfermedades infecciosas transmitidas por el agua.

Otros compuestos altamente tóxicos para los seres vivos son los metales pesados. La alta peligrosidad de estos compuestos se debe principalmente a su capacidad para ser acumulados en los organismos y ser transferidos en las cadenas tróficas, y a su tendencia a multiplicar su concentración desde un nivel trófico al siguiente (Nies, 1999; Sar et al., 2001; de Acevedo, 2003; de Acevedo y da Mata, 2003). La relación contaminante-microorganismo origina una serie de procesos adaptativos que finalmente se expresan como mecanismos de resistencia hacia el contaminante (Moraga et al., 2003). Del mismo modo, las comunidades bacterianas expresan menor diversidad de especies nuevas en función de las cantidades de contaminantes presentes en su entorno. Hasta la fecha se han realizado estudios con el fin de determinar el efecto de metales pesados sobre las comunidades microbianas y los mecanismos que éstas desarrollan a fin de mantenerse bajo condiciones adversas; sin embargo, los detalles de estos mecanismos continúan siendo tema de investigación en función de cada uno de los metales pesados (Ford et al., 2005). La descarga continua de metales pesados genera presión selectiva sobre las comunidades microbianas en el ambiente, produciendo mutaciones que conllevan al desarrollo de nuevas especies bacterianas dentro de la comunidad, con genotipos capaces de sobrellevar el estrés. Investigaciones recientes proponen esta resistencia como una herramienta de monitoreo ante la presencia de estos contaminantes, promoviendo así el aislamiento de los genes relacionados como indicador de la presencia, cantidad y/o biodisponibilidad de metales en el ambiente (Ford et al., 2005).

En países donde el petróleo es la principal fuente de energía y la base de la economía, es importante estudiar el destino de las sustancias que lo componen una vez descargadas a los ecosistemas, para así determinar su calidad ambiental. En este sentido, los hidrocarburos poliaromáticos (PAHs) son los componentes residuales más peligrosos en el procesamiento del petróleo, dado que por sus características estructurales y poca solubilidad tienden a ser persistentes en el ambiente. Además, estas sustancias presentan propiedades cancerígenas y mutagénicas, y su incorporación a la cadena alimenticia del ser humano puede provocar daños irreversibles (Mastandrea et al., 2005). Los vertidos de los PAHs tienen un profundo impacto sobre la estructura de las comunidades microbianas naturales, el cual se suele traducir en una reducción de la diversidad, la biomasa y la actividad (Macnaughton et al., 1999; Bundy et al., 2002; Fahy et al., 2005). Se ha observado que en ambientes sometidos a contaminación crónica por hidrocarburos, predominan poblaciones de microorganismos capaces de utilizar o sobrevivir en presencia de estos contaminantes. Sin embargo, bajo condiciones normales, dichos grupos de microorganismos están presentes en bajas concentraciones. Esta respuesta poblacional puede ser utilizada como herramienta de monitoreo de la calidad ambiental en relación con la contaminación por PAHs (Lizarraga-Partida et al., 1991; Martínez-Alonso y Gaju, 2005).

Los microorganismos se alimentan y metabolizan sustancias orgánicas, a partir de las cuales obtienen nutrientes y energía. Ciertos microorganismos pueden transformar sustancias orgánicas peligrosas para los seres humanos, como combustibles o solventes, descomponiéndolas en sustancias menos tóxicas o inocuas, mineralizándolos a dióxido de carbono y agua. Una vez degradados los contaminantes, la población de microorganismos se reduce porque ha agotado su fuente de nutrientes (EPA, 1996).

Contaminación por materia orgánica

La materia orgánica se refiere a sustancias químicas basadas en cadenas de carbono e hidrógeno. En muchos casos contiene O₂, N₂, S, P, B y halógenos. Son sustancias que existen en la naturaleza asociadas a los seres vivos (Alcamo, 2003). En el caso de la materia orgánica, las principales respuestas biológicas se han estudiado a nivel poblacional. En este sentido, se ha determinado que la adición de grandes cantidades de materia orgánica a los ambientes acuáticos produce la eutrofización de las aguas y el crecimiento masivo de algas (Prescott et al., 2004). Asímismo, el vertido de aguas residuales, desechos domésticos, agropecuarios e industriales en los ecosistemas acuáticos afecta principalmente la estructura comunitaria, favorece la eutrofización y aumentan la demanda de oxígeno, estimulando el crecimiento de los microorganismos en grandes cantidades (Ford, 1993; Atlas y Bartha, 1998).

Con el incremento en el uso del agua, especialmente como receptor de los desechos generados por el hombre, los efectos de la materia orgánica y los patógenos son una preocupación constante para la salud pública (Prescott et al., 2004). La necesidad de determinar cuándo un cuerpo de agua está contaminado con aguas servidas fue reconocida desde 1885, cuando Theodor von Escherich determinó que las bacterias coliformes eran numerosas y siempre se detectaban en heces y acueductos de aguas servidas (referido en Fujioka, 2002). Otros descubrimientos importantes (referidos en Fujioka, 2002) fueron los de Klein y Houston (1899), Scott (1932) y Stevenson (1953), los cuales condujeron a aceptar el nivel de coliformes como el mejor criterio de contaminación. La Agencia de Protección Ambiental y la Organización Mundial de la Salud han establecido patrones de calidad microbiológica del agua en términos de coliformes totales y coliformes fecales (WHO, 1993; USEPA, 1994). Estos son grupos de bacterias, excretadas por humanos y animales, que pertenecen a la familia Enterobacteriaceae y usualmente incluyen a Escherichia coli y varios miembros de los géneros Enterobacter, Klebsiella y Citrobacter (Toranzos y McFeters, 2002), clásicamente utilizados como marcadores de contaminación acuática por materia orgánica (Leclerc et al., 2001). De esta manera, los coliformes totales, el subgrupo de los fecales y E. coli han sido utilizados como indicadores de calidad bacteriológica del agua durante más de un siglo (Mossel y Vega, 1973; EEC, 1980; Cliver y Newman, 1987; APHA, 1995; WHO, 1996; Marshall et al., 1997).

El uso de los coliformes para predecir la calidad del agua potable en su contenido de virus y protozoos ha sido cuestionado desde 1970 (Leclerc, 2003), debido a que los tiempos de supervivencia de esas bacterias entéricas son más cortos en el agua que los de otros microorganismos, a su mayor susceptibilidad a los procesos de tratamiento y al posible origen no entérico (McFeters et al., 1974; Wun et al., 1976; LeChevallier, 1990; APHA, 1995; Moe, 2002; Tallon et al., 2005). Sin embargo, los coliformes continúan siendo reconocidos como indicadores aceptables de la eficacia de procesos de tratamiento y desinfección (FPTCDW, 2002; Tallon et al., 2005).

Contaminación por metales pesados

Los metales pesados se definen en función de su naturaleza densa respecto a otros elementos (³5gr·l^-1). De los 90 elementos conocidos, 21 son no metales, 16 son metales ligeros y el resto son metales pesados (Nies, 1999). Hasta el momento se han determinado 53 metales que cumplen con esta característica, incluyendo Hg, Cd, As, Cr, Tl, Zn, Ni y Pb, entre otros (Goyer, 1991; Nies, 1999).

Algunos metales pesados como Cu, Se, y Zn han sido descritos como esenciales para mantener el metabolismo en los seres vivos. Sin embargo, para otros como Hg, Pb y Cd no se ha encontrado función biológica alguna (Goyer, 1991; Suárez y Reyes, 2002). A diferencia de los compuestos de origen orgánico, los metales pesados no pueden degradarse ni biológica ni químicamente; aún cuando los compuestos que tienen metales pueden alterarse, éstos permanecen en el ambiente moviéndose en los ciclos biogeoquímicos e incluso transformándose a compuestos más tóxicos y biodisponibles, tal como el caso del metil-mercurio (Reyes, 1999). Estas características hacen de estos elementos factores importantes en la contaminación química, debido a su alta toxicidad (Nies, 1999; Moraga et al., 2003).

La importancia biológica de los metales pesados se deriva de su alta solubilidad bajo condiciones fisiológicas. Además, su alta toxicidad depende de la marcada afinidad de estos elementos por el azufre y los bioelementos de mayor tamaño en las células (Nies, 1999; Goyer, 1991; de Acevedo, 2003). A diferencia de los mamíferos y plantas, los microorganismos son capaces de desarrollar estrategias metabólicas que le confieren una alta capacidad adaptativa ante la presencia de metales pesados, así como resistencia a los mismos en función de la exposición a estos contaminantes en el medio (Ford y Ryan, 1995; Ford et al., 1998; Moraga et al., 2003). La microbiología de los metales pesados ha sido ampliamente estudiada debido a la gran cantidad de estrategias adaptativas que han desarrollado los microorganismos ante la presencia de estos contaminantes. Se han descrito las interacciones bacteria-contaminante, identificadas con respecto al lugar donde se llevan a cabo, bien sea a nivel intracelular, extracelular ó en la superficie bacteriana (Suárez y Reyes, 2002).

Los efectos de los metales tóxicos sobre los microorganismos se evidencian en la viabilidad, morfología, crecimiento y metabolismo de las células afectadas (Ford, 1994). A este respecto, una de las respuestas generalmente reseñadas en los microorganismos ante los metales pesados es la presencia de proteínas ricas en el aminoácido cisteína, con el cual son capaces de unir los metales a su estructura molecular y retirarlos del medio intracelular. Estas proteínas son conocidas como metalotioninas y han sido descritas en todos los organismos vivos (Hammer, 1986; Roesijadi, 1992; García y Reyes, 1996, 1998, 2001; Reyes, 1999; Salazar y Reyes, 2000; Reyes et al., 2001). Se han descrito situaciones donde la presencia de un metal pesado en el medio ejerce una fuerte presión de selección sobre los microorganismos que allí habitan. Asímismo, un incremento en su concentración puede ejercer una presión selectiva capaz de modificar la microbiota del ecosistema contaminado (Ford, 1994; Moraga et al., 2003). Debido a la alta tasa reproductiva que caracteriza a los microorganismos, este tipo de cambio se hace evidente con mayor rapidez que en organismos de mayor complejidad, proporcionando así una herramienta de respuesta rápida a las alteraciones del medio en presencia de este tipo de contaminantes.

Contaminación por hidrocarburos poliaromáticos (PAHs)

Los hidrocarburos policíclicos aromáticos o poliaromáticos (PAHs) constituyen un grupo de más de 200 compuestos químicos formados por dos o más anillos aromáticos unidos en arreglos angulares, lineales o agrupados, cuya biodegradabilidad disminuye a medida que aumenta el número de anillos (Johnsen et al., 2005). Estos compuestos pueden dividirse en dos grupos según su peso molecular: los de bajo peso molecular formados por los PAHs de dos a tres anillos, y los de alto peso molecular formados por aquellos que contienen en su estructura más de tres anillos. Los PAHs de bajo peso molecular son susceptibles a biorremediación, sin embargo, los de alto peso molecular son recalcitrantes a la degradación biológica (Moreno, 2003; Valderrama, 2004).

Los hidrocarburos poliaromáticos se forman naturalmente en el curso de algunas reacciones geológicas y la fosilización de plantas, o antropogénicamente en las industrias de petróleo, producción de gas, procesos siderúrgicos y preservación de madera (Valderrama, 2004). Los PAHs son contaminantes únicos en el ambiente porque son generados continua e inadvertidamente por la combustión incompleta de la materia orgánica (carbón, gasolina, petróleo, tabaco y madera), incendios forestales, motores de combustión e incineración de desechos (Johnsen et al., 2005). Las investigaciones más recientes reseñan a los PAHs y sus derivados como los responsables del incremento en la incidencia de diversos tipos de cáncer en el ser humano (Mastandrea et al., 2005). Los PAHs constituyen del 10 al 25% del petróleo crudo, siendo las fracciones más pesadas, de mayor toxicidad y al mismo tiempo de mayor persistencia en la naturaleza. Las tasas de degradación de PAHs son variables y dependen de su estructura y de los parámetros fisicoquímicos, así como del sitio, número y variedad de microorganismos presentes (Valderrama, 2004). Los PAHs suelen depositarse en sedimentos y suelos en pequeñas concentraciones debido a su baja solubilidad en agua. Históricamente, para la mayoría de PAHs la toxicidad en agua no ha sido un gran problema, excepto para aquellos más solubles y de dos anillos, particularmente tóxicos, como el naftaleno. Sin embargo, estudios recientes han indicado que algunos PAHs pesados pueden mostrar toxicidad en aguas a niveles bajos de solubilidad debido a la acción de luz ultravioleta o a otros factores que favorecen la toxicidad fotoinducida (Johnsen et al., 2005).

Una respuesta frecuentemente detectada, con respecto a la incorporación de los hidrocarburos al ambiente, es la disminución o el aumento de la población microbiana (Kelly y Tate, 1998; Kelly et al., 2003). Esto depende de la composición química de los hidrocarburos y de las especies de microorganismos presentes en dicho ambiente. En el ecosistema se produce un aumento de los microorganismos que emplean hidrocarburos como fuente de carbono y/o de energía y una disminución de los microorganismos autóctonos del lugar, ya que los hidrocarburos son tóxicos para éstos, generando una inhibición de su crecimiento (Atlas y Bartha, 1998; Rajendren et al., 1995; Ringelberg et al., 2001). Las comunidades microbianas en ecosistemas contaminados tienden a ser dominadas por aquellos organismos capaces de utilizar y/o sobrevivir a los compuestos tóxicos. Como resultado, estas comunidades son menos diversas que aquellos sistemas de referencia no contaminados, aunque la diversidad también puede estar influenciada por la complejidad de la mezcla de compuestos presentes y por el tiempo que las poblaciones han estado expuestas (Valderrama, 2004).

Las autoras quieren agradecer a Lya Neuberger por la lectura crítica del manuscrito y sus sugerencias, y al Programa de Promoción al Investigador por su ayuda financiera.

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