Evaluación del riesgo ecológico de aguas subterráneas – la importancia del enfoque ecotoxicológico

Desde una perspectiva conceptual holística de la protección de las aguas subterráneas como recurso natural y en respuesta a la creciente preocupación por la presencia, el destino y el efecto de los productos de origen antrópico, las evaluaciones de riesgo ambiental de las aguas subterráneas (ERA) requieren de nuevos enfoques. Por lo tanto, los bioensayos de ecotoxicidad son una solución alternativa que genera resultados importantes, vinculados a los efectos de compuestos específicos sobre el modo de vida de la fauna de aguas subterráneas, además del medio para la identificación y caracterización de los riesgos potenciales que plantean las actividades humanas sobre los acuíferos. Sin embargo, los organismos específicos para los ensayos de ecotoxicidad deben seleccionarse con cautela ya que son relevantes para los ecosistemas de aguas subterráneas.

Sanda Iepure, Grupo de Ecología de aguas subterráneas, IMDEA-Agua

El agua subterránea es un recurso estratégico para el hombre y proporciona el suministro de agua vital para uso humano. Las aguas subterráneas también acogen una parte significativa de la biodiversidad total de los ecosistemas acuáticos del planeta (Gibert et al., 1994; Deharveng et al, 2011) que juegan un papel crucial en el mantenimiento de la calidad del agua (Danielopol et al, 2003; Griebler et al., 2013). La escasez de agua, el cambio climático y la contaminación de origen antrópico (vertidos urbanos, rurales e industriales incontrolados, contaminación cruzada de los acuíferos, etc.) han puesto a estas reservas “ocultas” en riesgo en lo referente a la sostenibilidad de sus funciones.

Las aguas subterránea están protegidas por la Directiva Marco del Agua (DMA, 2000/60/CE) y específicamente por la Directiva de Aguas Subterráneas (DAS, 2006/118/CE). Sin embargo, el papel de los acuíferos como ecosistemas apenas está siendo considerado. La DMA reclama a los Estados Miembros la toma de medidas para conseguir el buen estado cualitativo y cuantitativo de las aguas y se complementa con la DAS mediante el establecimiento de un conjunto de normas de calidad y medidas para prevenir y limitar la entrada de contaminantes en los acuíferos. La DAS establece una lista de normas ambientales y de los contaminantes (en su Anexo II) para los que los Estados miembros deben establecer valores umbral. Pero la lista es demasiado corta de momento e incluye solo 10 sustancias/iones o indicadores (As, Cd, Pb, Hg, amonio, cloruro, sulfato, tricloroetileno, tetracloroetileno y conductividad). Varios de los productos artificiales detectados en la última década en los acuíferos (especialmente en los poco profundos) no se están teniendo en cuenta: pesticidas, amoniaco, compuestos orgánicos volátiles (COV) o contaminantes emergentes como los productos farmacéuticos y de cuidado personal (EEE, Agencia Europea del Medio Ambiente, 2007). La presencia de estos compuestos en concentraciones elevadas en los acuíferos llevaría no sólo a una disminución de la calidad del agua y a la pérdida de biodiversidad, sino que también aumentaría los costos de restauración de las aguas subterráneas, que temporal y espacial es practicamente imposible de conseguir.

Actualmente se sabe que la aplicación de las directrices sobre la calidad del agua en los ecosistemas de aguas superficiales no es completamente fiable cuando se trata de aguas subterráneas, ya que son ecosistemas totalmente distintos aunque interrelacionados. Por otra parte, algunos contaminantes de relevancia para las aguas superficiales no siempre son los más importantes en las aguas subterráneas. La contaminación proviene desde puntos de la superficie y puede extenderse a través de flujos subterráneos, y el riesgo de que se extienda implica consecuencias verdaderas y/o potenciales para la salud del receptor “ecológico” (Fig. 1). Cuando se trata de las aguas subterráneas se entiende por receptor a aquel elemento asociado a un punto de captación de agua, un acuífero o un ecosistema dependiente de las aguas subterráneas (por ejemplo humedales, o zona hiporreica de los ríos). Hasta ahora la evaluación de riesgos de las aguas subterráneas utilizaba descriptores cualitativos para estimar el agua almacenada así como el impacto en la disponibilidad y calidad de la misma; abarcando la evaluación de la contaminación en un punto determinado junto con el riesgo potencial hacia un acuífero o curso de agua. La evaluación de la amenaza de contaminación de una masa de agua subterránea se aborda por métodos directos a través de la vigilancia y la detección analítica tradicional de elementos químicos indicativos de la calidad del agua, la presencia de contaminantes y la degradación incipiente de las masas de agua subterránea; y por métodos indirectos que comprenden la estimación de la carga de contaminantes, así como la vulnerabilidad a la contaminación de la masa de agua subterránea en cuestión. Pero en la última década los marcos conceptuales para la evaluación del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas (o de ecosistemas dependientes de aguas subterráneas) han comenzado lentamente a proporcionar métodos para evaluar el valor ecológico de los ecosistemas acuáticos subterráneos (p.ej. Malard et al., 1996; Ordenanza Suiza para la Protección del Agua, 1998; Guía de Australia Occidental, 2003; Steube et al., 2008; UE-DAS, 2006; Griebler et al., 2010; Steube et al., 2014). No obstante, junto al régimen de evaluación ecológica que incluye la descripción de las tipologías de acuífero (ecosistemas de aguas subterráneas), la definición de la condición de referencia (valores naturales), la identificación de bioindicadores y el modelo de evaluación (Griebler et al., 2010, Steube et al., 2014), una práctica más fiable para estimar el estado ecológico de los ecosistemas de aguas subterráneas es la evaluación ecotoxicológica mediante el uso de especies típicas de ecosistemas de aguas subteráneas.

Figura 1. Fuentes de contaminantes en ecosistemas de aguas subterráneas

 Los bioensayos de ecotoxicidad implican la detección de la respuesta de una especie a la exposición a una concentración de determinada sustancia o a una mezcla de varias sustancias a corto (aguda) o largo plazo (crónica). Esta caracterización también implica la evaluación de la resistencia de los organismos (la recuperacion de la población en su entorno), que es uno de los factores clave para la sostenibilidad de la población y para garantizar el funcionamiento de los ecosistemas. Los impactos medidos en los ensayos de ecotoxicidad pueden ser estudiados a diferentes niveles de organización (es decir, a nivel de especie, población, comunidad o ecosistema) e incluyen la mortalidad, procesos subletales (p.ej. comportamientos nutricionales, osmoregulación, tasa de respiración, y movilidad), reducción del crecimiento, imposibilidad de reprodución, rotación de la especie y cambios en la diversidad de especies de una comunidad, bioacumulación de compuestos en las especies objetivo, así como interrupción de funciones a nivel de comunidad y de ecosistema. Los ensayos de ecotoxicidad también implican la caracterización del efecto ecológico, que describe cómo de tóxico es un contaminante en diferentes especies y en otras entidades ecológicas (comunidades), qué tipo de efectos produce, cómo se relaciona con las variables que intervienen y, en definitiva, cómo cambian los efectos en función de los diferentes niveles de exposición a los contaminantes.

Los contaminantes se liberan de forma continuada hacia las aguas subterráneas pudiendo estar la fauna expuesta de manera sistemática a altas concentraciones de productos químicos, lo que les genera un grave estrés tóxico. Los ensayos de ecotoxicidad en aguas subterráneas ofrecen resultados específicos en cuanto a la valoración de los efectos de la concentración de un contaminante, permitiendo detectar si la concentración de éste es lo suficientemente alta como para causar un efecto adverso sobre las especies. Por otra parte, estos esayos ofrecen información relativa a la biodisponibilidad de los factores de estrés, la combinación de efectos tóxicos de varios factores estresantes, la distribución de la toxicidad y la vigilancia biológica; además permiten el desarrollo de nuevos estudios sobre toxicidad y definir la naturaleza de los efectos tóxicos.

1. Biodisponibilidad de un contaminante. La simple presencia de un contaminante en el agua subterránea no implica que vaya a tener un efecto adverso para un organismo. Para que así sea deberá de estar en una forma biodisponible. Por ejemplo, el arsénico (As) es uno de los elemento naturales más frecuente en acuíferos situados sobre rocas de la corteza terrestre (Gómez et al., 2006). En general el As inorgánico reducido, que es como se encuentra en los minerales de sulfuro, tiene una toxicidad relativamente baja, pero cuando pasa a las formas inorgánicas oxidadas As (III) y As (V) es un compuestos dos o tres veces más tóxicos que muchos otros organoarsenicales.
2. Efecto tóxico conjunto de varios contaminantes. Diversos acuíferos están expuestos a una mezcla de contaminantes que de ser analizados químicamente por sí solos no podría predecirse la toxicidad potencial sobre los organismos. Por lo tanto, los ensayos de toxicidad son de gran utilidad para medir el efecto individual de un compuesto o una mezcla de ellos en condiciones de laboratorio controladas y posteriormente in situ.
3. Evaluación de la toxicidad de sustancias cuyos efectos biológicos son menos conocidos. Varias de las sustancias presentes en los acuíferos han sido detectadas recientemente y se ha investigado muy poco sobre los efectos tóxicos que tienen en los organismos acuáticos (Avramov et al., 2013; Di Marzio et al., 2013; Di Lorenzo et al., 2014, 2015). Por ejemplo, el protocolo de ecotoxicidad para probar los efectos de los compuestos COV de aceite mineral (es decir, benceno, tolueno, etilbenceno, o-, p- y m-xileno) e hidrocarburos clorados sobre las especies de aguas subterráneas ha sido desarrollado recientemente (Avramov et al., 2013). Los ensayos de toxicidad en este caso son significativos para distinguir los problemas específicos de un acuífero.
4. Detectar el efecto tóxico. Los ensayos de toxicidad son el punto de partida para detectar si un contaminante tiene efectos letales o subletales sobre la especie seleccionada. Los ensayos de toxicidad pueden medir los efectos letales o subletales sobre los organismos, lo que se conoce como endpoint (puntos finales). En los ensayos de toxicidad aguda un punto final puede ser la mortalidad, que se calcula mediante la comparación del porcentaje de mortalidad en organismos expuestos a un medio contaminado frente al porcentaje en organismos expuestos a medios no contaminados (por lo general se realiza en un intervalo de entre 24 a 96 horas); o mediante la estimación de la concentración del contaminante en el medio en la que fallecen el 50% de los organismos (CL₅₀). Alternativamente también se podría calcular la concentración efectiva media (CE₅₀) que se refiere a la concentración de un compuesto tóxico que induce la respuesta máxima en el 50% de los organismos. En las ensayos crónicos (a largo plazo) se miden los efectos letales y subletales. Incluyen evaluaciones de reducción del crecimiento, imposibilidad reproductiva, falta de movilidad, o la inhibición de algunas de las funciones de regulación tales como el desarrollo, la fertilidad, los cambios en el comportamiento y el mantenimiento de la homeostasis (Di Lorenzo et al., 2013).
5. Caracterizar la distribución de la toxicidad en un emplazamiento. Para un acuífero en concreto los ensayos de toxicidad pueden realizarse en diferentes sitios o lugares. De esta forma podría determinarse la extensión espacial de la concentración de un compuesto tóxico en el acuífero y las áreas específicas con altos niveles de toxicidad.
6. Acciones de descontaminación y de vigilancia. Aunque la remediación de acuíferos (o restauración) es un proceso difícil (que implica tratamientos físicos y/o químicos, biológicos, o electrocinéticos), los ensayos de toxicidad pueden ser de carácter informativo para establecer las metas de recuperación. Dependiendo del nivel de toxicidad de los contaminantes, una meta podría ser la de reducir la toxicidad para un período de tiempo. Además, permiten el seguimiento y control del proceso de remediación que es un indicativo para detectar si las fuentes de contaminación están todavía presentes y si las medidas de remediación para reducir la toxicidad son eficientes como para soportar una comunidad ecológica viable.
7. Bioindicadores para el seguimiento de la salud de los ecosistemas y de las aguas subterráneas. Las especies de aguas subterráneas, una vez seleccionadas para ser utilizadas en ensayos de toxicidad, son bioindicadores valiosos para la vigilancia de la salud de las aguas subterráneas y para la identificación y ajuste de los estándares de calidad del agua (valores umbral) para compuestos específicos.

¿POR QUÉ Y CÓMO UTILIZAR ESPECIES ANIMALES EN ENSAYOS ECOTOXICOLÓGICOS DE AGUAS SUBTERRÁNEAS?

Los ensayos de ecotoxicidad para la evaluación de riesgos ecológicos implican la identificación de amenazas químicas para el medio ambiente mediante el estudio de los efectos tóxicos en los organismos objetivo. Para aguas superficiales los organismos estándar para las ensayos son algas, peces e invertebrados acuáticos. Para las aguas subterráneas, en ausencia de los dos primeros grupos, las especies típicas son invertebrados y entre ellos los crustáceos. Las especies de invertebrados subteraneos son de tres tipos: estygoxenes (especies transportadas accidentalmente por las aguas subterráneas por infiltración de agua superficial), estygophyles (especies de superficie pero con habilidades para vivir en el agua subterránea durante parte de su ciclo de vida) y estygobites (que habitan exclusivamente en las aguas subterráneas) (Gibert et al., 1994). Los estygobites como verdaderos habitantes de las aguas subterráneas tienen atributos importantes que los hacen aptos para los bioensayos de toxicidad: ciclo de vida corto y cría relativamente fácil en el caso de algunas especies (Di Marzio et al., 2009, 2013). En comparación con las especies de superficie los estygobites muestran cambios específicos para adaptarse a las duras condiciones de los hábitats de aguas subterráneas: cambios morfológicos (ciegos, sin pigmentación, pequeños y de cuerpo alargado), metabólicos (tasa metabólica baja, larga vida, baja tasa de reproducción, resistencia a la hipoxia y a la limitada oferta de alimentos) y ecológicos (estrecho rango de tolerancia, siendo estenotópicas con necesidad de estrictas condiciones ambientales, así como baja capacidad de dispersión). Es debido a estas estrictas especializaciones que son altamente sensibles a cualquier alteración en su entorno (en lo referente a calidad y cantidad).

Un tema crítico de los ensayos ecotoxicológicos en aguas subterráneas es que los bioensayos ecotoxicológicos estándar aplicados a los organismos acuáticos de aguas superficiales no parecen apropiados para las especies de aguas subterráneas. Por lo tanto, el punto de partida fundamental es el desarrollo del protocolo y la selección de los criterios de valoración más adecuados. Los ensayos de ecotoxicidad anteriores, empleando estygobites como especie objetivo sugieren que existen diferencias significativas en la sensibilidad entre las especies superficiales y subterráneas, aunque sean parientes taxonómicamente hablando (es decir, especies del mismo género). Los ensayos de laboratorio indican, por ejemplo, que los estygobites isópodos Proasellus cavaticus son más tolerantes al Cr y Cu que la especie de aguas superficiales Proasellus coxalis, mientras que para el KCl y KNO₃ los primeros son más sensibles. Los harpacticoides Parastenocaris germanica parecen muy sensibles al fungicida Thiram, al amoníaco y al insecticida Aldicarb, ya que alteran el desarrollo post naupliar en los ensayos de ecotoxicidad agudas. También se sugiere que la exposición prolongada de los estygobites harpaticoides a altas concentraciones de amoníaco y Aldicarb (mayores que las utilizadas en los ensayos, 19 mg·L^-1 de amoníaco y mayor de 3 mg·L^-1 para Aldicarb) probablemente causarían un efecto perjudicial sobre los atributos poblacionales como la estructura de edad y abudancia. El tolueno es perjudicial para la cladocera de agua superficial Ceriodaphnia dubia y el amfípodo Gammarus minus a una concentración de 7 mg·L^-1 y 58 mg·L^-1 y tóxico para el estygobite Niphargus inopinatus a valores superiores (por ejemplo, se obtuvo el 100% de mortalidad a valores de 118,7 mg·L^-1).

Dentro del proyecto REMTAVARES (Programa de I + D de la Comunidad de Madrid, S2013/MAE-2716) el grupo de IMDEA-Agua tiene como objetivo diseñar un protocolo de ensayos para evaluar y determinar la sensibilidad de las especies de invertebrados de aguas superficiales y típicas de aguas subterráneas a trazas de compuestos emergentes (productos farmacéuticos) y metales. Más específicamente, la actividad centrada en el uso de los invertebrados de aguas subterráneas se basa en la determinación de las concentraciones de contaminantes letales y subletales para invertebrados crustáceos y la evaluación de los efectos tóxicos y de estrés en la fisiología (consumo de oxígeno, por ejemplo) y en la tasa metabólica. Este enfoque pretende contribuir con las investigaciones actuales para establecer los valores umbrales de los compuestos emergentes en aguas superficiales y subterráneas y avanzar en los métodos de evaluación para medir el riesgo ecológico en los ecosistemas acuáticos.

Bibliografía

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