A través de su evolución las cianobacterias se han adaptado a casi todos los hábitats disponibles en la tierra, especialmente a los marinos y de agua dulce. Además, tienen la capacidad de crecer en fuentes de agua afectadas por actividades antrópicas y por el cambio climático (Paerl et al. 2011). Uno de los principales factores responsables de la proliferación de cianobacterias en el agua es el aporte de nutrientes derivados de las prácticas agrícolas modernas y de la descarga de aguas residuales. A nivel mundial se ha incrementado la temperatura, los flujos de los ríos varían ampliamente como resultado de la reducción de la capacidad regulatoria de los suelos y la calidad del agua se ha deteriorado (Paerl y Huisman 2009). Además, se ha favorecido la proliferación de cianobacterias en los sistemas de almacenamiento de agua para la potabilización en todo el mundo.

Las cianotoxinas, entre ellas las microcistinas (MCs), se encuentran frecuentemente en cuerpos de aguas y son altamente tóxicas (Zurawell et al. 2005) lo que puede afectar gravemente la salud humana (Bartram et al. 1999). Otros metabolitos producidos por las cianobacterias como el 2-metilisoborneol (MlB) y la geosmina le confieren sabores y olores desagradables al agua, adicionalmente estas sustancias se consideran perjudiciales en ambientes acuáticos.

Las microcistinas son heptapéptidos producidos por algunas cepas de cianobacterias como Microcystis, Anabaena, Planktothrix y Nostoc. Su estructura cíclica y estable presenta muchos desafíos a las plantas de tratamiento de agua que tienen una capacidad limitada para su eliminación (Himberg et al. 1989) y pueden provocar un aumento en el costo de tratamiento del agua. Aunque las microcistinas pueden ser removidas por adsorción con los sedimentos y degradadas física o biológicamente, su naturaleza cíclica las hace altamente estables y potencialmente recalcitrantes. Esta situación implica un peligro para los ambientes acuáticos y para los usuarios del recurso hídrico.

Las microcistinas son compuestos estables, resistentes a la oxidación, a la hidrólisis química, a las altas temperaturas y a los pH bajos (Harada et al. 1996, Metcalf et al. 2000). Las concentraciones de estas toxinas en la columna de agua de varios lagos eutróficos normalmente son mucho menores a los niveles estimados producidos por cianobacterias (Tsuji et al. 1996). La baja correlación entre la concentración de MCs en la columna de agua y la densidad celular ha inducido un gran interés (Sivonen y Jones 1999). Se han propuesto cinco vías para explicar las reducciones naturales en los niveles de microcistinas: la dilución, la adsorción por sedimentos, la descomposición térmica ayudada por el pH, la fotólisis y la degradación biológica (Tsuji et al. 2001). Entre estos cinco factores, se ha enfatizado la investigación sobre la dilución, la fotólisis y la degradación biológica como procesos de mejoramiento, pero no sobre los procesos de adsorción por los sedimentos o por descomposición térmica (Jones y Orr 1994, Welker y Steinberg 2000, Tsuji et al. 2001, Harada et al. 2004).

La mayoría de los estudios de degradación de cianotoxinas se han orientado principalmente a las microcistinas (Ho et al. 2012) en fuentes de agua potable (Jones y Orr 1994, Rapala et al. 1994, Christoffersen et al. 2002, Holst et al. 2003) y más recientemente en aguas residuales, lagunas y estanques de estabilización (Ho et al. 2010). Por otra parte, las microcistinas se biodegradan en suelos y sedimentos (Grutzmacher et al. 2009, Chen et al. 2010) donde la temperatura del agua puede ser un factor crítico en la biodegradación. Sin embargo, la tasa de degradación es afectada por varios factores ambientales, entre ellos la temperatura, los nutrientes (Surono et al. 2008) y la preexposición a microcistinas (Rapala et al. 1994, Ho et al. 2007). La vida media de las microcistinas por lo general oscila entre unas pocas horas a tres semanas en un ambiente natural (Holst et al. 2003, Ho et al. 2007). Otros metabolitos asociados a las cianobacterias como la geosmina y el MIB presentan un rango de temperatura entre 11 y 30 °C para su efectiva biodegradación.

Muchos de los metabolitos, entre ellos las microcistinas, no pueden ser eliminados a través de las prácticas convencionales de tratamiento de agua y requieren de técnicas costosas como el empleo de carbón activado o procesos de oxidación avanzada, que a su vez pueden presentar limitaciones. Varias guías de manejo de aguas establecen que es importante utilizar tratamientos multibarrera como una opción para asegurar que estos contaminantes no lleguen al producto final. Sin embargo, los suelos con un alto contenido de materia orgánica y de arcilla son más eficientes en la eliminación de microcistinas, probablemente debido a su alta capacidad de unión con sustancias orgánicas (Wu et al. 2011). Además, se conoce que las microcistinas son adsorbidas por superficies como la arcilla y el carbón activado. Esta capacidad de adsorción se ha aprovechado en la eliminación de microcistinas en aguas superficiales utilizadas para agua potable (Holst et al. 2003).

Durante los últimos 25 años los lodos han sido investigados en muchos países como un medio de remoción de florecimientos algales a través de la columna de agua (Chen et al. 2008). Una amplia variedad de estudios de laboratorio en sistemas estáticos han confirmado que los sedimentos pueden remover efectivamente células algales potencialmente productoras de microcistinas desde la columna de agua. Algunos estudios de laboratorio con especies de algas nocivas mostraron que minerales de arcilla son eficaces en la eliminación de las células de dicha columna (Sengco et al. 2001). El objetivo de este estudio trabajo fue evaluar, a través de sistemas estáticos y con agitación, la reducción en la concentración de microcistina-LR (leucina-arginina) por sedimentos nativos de la zona de estudio.

El género Microcystis se encontró en todas las muestras y durante todo el tiempo de muestreo en los dos embalses (Herrera et al. 2014). Los resultados de los análisis por HPLC-MS/MS evidenciaron la presencia de MC-LR a una concentración de 434 μg/g de material liofilizado (Fig. 2).

Fig. 2

El objetivo de este estudio fue determinar la contribución del sedimento en la reducción de MC-LR presentes en muestras de florecimientos naturales. Aunque los sedimentos juegan un papel importante en el proceso de degradación y adsorción de sustancias en diferentes ambientes acuáticos (Holst 2003), hasta el momento existen pocos reportes acerca de la influencia de éstos en el destino de las cianotoxinas (Tsuji et al. 2001, Chen et al. 2006, Song et al. 2014).

Los resultados de este estudio confirman la reducción de la concentración de MC-LR en sistemas controlados con sedimentos, similar a lo observado por Song et al. (2014) quienes observaron que las concentraciones de MC-LR decrecen exponencialmente en presencia de sedimento. Sin embargo, los procesos responsables de la disminución aún no son claros, se pudiera deducir que tanto el sedimento investigado por Song et al. (2014) como el analizado en este trabajo tienen características y propiedades muy diferentes.

Los resultados del análisis de la disminución de la concentración de MC-LR en los cuales se usaron solamente muestras de agua del embalse sin sedimentos no varió en el tiempo, lo que evidencia la estabilidad de estos compuestos. Algunos autores han reportado que las cianotoxinas son caracterizadas, en general, por ser extremadamente estables y persisten en ambientes acuáticos aún semanas después de ser liberadas de las células cianobacteriales (Chen et al. 2008, Edwards et al. 2008)

En algunos estudios se reporta que las MCs en grandes lagos poco profundos se pueden biodegradar en la columna de agua, siendo entonces los sedimentos la vía principal para la eliminación de toxinas en el ambiente natural. Por tal motivo, es importante conocer el proceso mediante el cual las cianotoxinas llegan al sedimento, proceso que fue previamente reportado por Wórmer et al. (2011) en el embalse Valmayor (España). En dicho estudio se encontró que inicial-mente y mientras se llevaba a cabo el florecimiento de cianobacterias, la toxina se hallaba principalmente en muestras subsuperficiales, una semana más tarde, cuando la sedimentación comenzó, se observó un aumento en las MCs sestónicas y una importante sedimentación epilimnética en el agua circundante, lo que indica que la sedimentación hipolimnética de la MC seguía siendo poca. Otra semana más tarde la sedimentación epilimnética se mantuvo en curso y comenzó a llegar al hipolimnio. Esto indicaría un tiempo aproximado de 2 o 3 semanas entre el asentamiento inicial de MCs y su llegada a la superficie del sedimento. Sin embargo, el viaje a lo largo de la columna de agua para colonias de Microcystis es posiblemente más rápido y las colonias pueden sobrevivir dentro o sobre el sedimento por largos periodos de tiempo, donde pueden estar expuestas a procesos de herbivoría (Bostróm et al. 1989). Visser et al. (1995) observaron que los patrones de sedimentación son notables, lo que señala que las partículas de MCs se están asentando conjuntamente durante el periodo de floración.

Adicionalmente, un papel complementario a la adsorción-degradación química de los sedimentos es su alto contenido bacteriano, que influye en la degradación de cianotoxinas en la columna de agua (Chen 2008). En el lago Taihu (China), Chen (2008) demostró la presencia de toxinas en sedimentos e indicó que probablemente los sólidos en suspensión contribuyen a la eliminación de toxinas de la columna de agua, en la que las bacterias asociadas a los sólidos en suspensión y a los sedimentos desempeñan un papel importante en la biodegradación de MCs. Sin embargo, Song et al. (2014) evaluaron la incidencia del sedimento en la disminución de la concentración de MCs y encontraron que la biodegradación de MC-LR es más rápida y eficiente en presencia de sedimentos que la biodegradación por la actividad bacteriana en presencia únicamente de agua y en ausencia de sedimentos.

Por otra parte, los procesos de aireación también cumplen un rol importante, ya que de acuerdo con los resultados de Song et al. (2014) se logró evidenciar que dichos procesos tuvieron un efecto significativo en la reducción de la concentración de Mcs. El estudio de estos autores concuerda con lo observado en la presente investigación, en la que se aplicó agitación para reproducir el proceso natural del movimiento de las aguas. Esa aireación, así como el recambio de sedimentos, constituyen un proceso dinámico que probablemente permite una mayor remoción de toxinas en el seno de los reservorios de agua.

Los resultados de este trabajo indican que la sedimentación puede contribuir a la remoción de MC-LR del agua de una manera rápida y efectiva en los embalses. A pesar de que se trata de un estudio preliminar, los resultados puede servir como base para futuros proyectos de implementación de métodos de remoción de MCs con materiales nativos, disponibles en grandes cantidades en los propios embalses.

En este estudio analizamos el potencial del sedimento en la disminución de la concentración de MC-LR. Observamos que esta toxina puede ser rápidamente reducida a través de sistemas controlados con sedimentos.

Las muestras con MC-LR en presencia de sedimentos presentaron una mayor disminución de la concentración con porcentajes de reducción desde 73.1 % y 63.4 % el primer día hasta 91.7 y 100 % a partir del tercer día. Esto contrasta con las muestras que sólo contenían agua y MC-LR, que exhibieron un porcentaje de reducción del 5.8 % hasta el quinto día del estudio.

El análisis de la disminución de la concentración de MC-LR con muestras de agua del embalse sin sedimentos no varió en el tiempo, lo que indica la estabilidad de estos compuestos y la contribución de los sedimentos para eliminar la MC-LR del medio acuático. Los datos generados en este estudio sugieren que la reducción significativa de las concentraciones tóxicas puede ser alcanzada a través de procesos naturales y mejorados por medios artificiales.