Diagnóstico Regional de los Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs) en la
Zona Costera de la Península de Yucatán y el Sur del Golfo de México
Informe Final Noviembre de 2005
Dr. Gerardo Gold Bouchot, Dr. Omar Zapata Pérez, M. en C. Víctor Ceja Moreno, M. en
C. Juan Pablo Rodas Ortíz, QBB. Jorge Arturo Domínguez Maldonado, Quím. Marcela
del Río y M. en C. Francisco Rodríguez QFB. Paulina Maribel Ku Chan, QFB. Dolly
Yngrid Espínola Pantí,
Departamento de Recursos del Mar
Cinvestav Unidad Mérida
1. Introducción
1.1 Antecedentes Generales
El gobierno mexicano firmó y ratificó su adhesión a la Convención de Estocolmo sobre
Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs). En esta convención se establecen una
serie de compromisos por los países signatarios, entre las que están el elaborar
diagnósticos sobre el uso, transporte, almacenamiento, distribución ambiental, efectos
ambientales, etc. En México no hay antecedentes de esfuerzos sistemáticos que
permitan determinar el estado y tendencias de las concentraciones ambientales de
estos compuestos, lo que dificulta el cumplimiento de las obligaciones contraídas en el
Convenio de Estocolmo.
Como ocurre en muchos campos relacionados con el medio ambiente, la contaminación
y ecotoxicología, etc. la mayoría de la información se encuentra en la llamada “literatura
gris”, esto es reportes técnicos, tesis, etc. que casi nunca están disponibles
públicamente, ni han sido evaluados por sus pares académicos, lo que pone cierta duda
sobre la validez de la información obtenida.
Una gran cantidad de sustancias producidas como resultado de las actividades
antropogénicas tienen como destino final el ambiente acuático. Dentro de esta gama de
sustancias, los contaminantes orgánicos persistentes (COPs) han llamado mucho la
atención en estudios de contaminación, ya que por sus características fisicoquímicas
son resistentes a la degradación y son altamente persistentes en el ambiente, por lo
que tienden a bioacumularse y biomagnificarse a lo largo de la cadena trófica. Los
COPs están representados por dos importantes subgrupos de compuestos: a)
Hidrocarburos Halogenados, grupo en el que se incluyen los bifenilos policlorados
(PCBs), las dibenzo-p-dioxinas policloradas, los dibenzofuranos policlorados y los
plaguicidas organoclorados; y b) Hidrocarburos Aromáticos Polinucleares (PAHs). En la
actualidad, cada vez son más los estudios que se interesan en la contaminación de tipo
crónico, con aporte de contaminantes en concentraciones subletales durante un tiempo
prolongado, en los que se espera conocer, no solamente los niveles de contaminantes
en el medio biótico y abiótico, sino los efectos que estos compuestos pueden causar en
los organismos, las poblaciones y las comunidades. En el área de la toxicología se
cuenta hoy en día con una amplia gama de metodologías que detectan cambios
biológicos a distintos niveles de organización, o “biomarcadores”, como resultado de la
presencia de contaminantes. Everaarts et al. (1993) definen un biomarcador como la
variación de componentes celulares o bioquímicos, procesos, estructuras y/o funciones
que se pueden medir en un sistema biológico. Por su parte, Beyer et al. (1996)
mencionan que los biomarcadores son las respuestas biológicas que pueden ser
relacionadas con la exposición a, o el efecto tóxico de, uno o varios compuestos
químicos en el ambiente. Así, los biomarcadores de exposición miden una sustancia
exógena o sus metabolitos y su interacción con alguna molécula biológica. Por otro
lado, los biomarcadores de efecto son mediciones de alteraciones bioquímicas,
fisiológicas o conductuales que se presentan en los organismos (Barrett et al. 1997).
Generalmente, los biomarcadores son herramientas de monitoreo sensibles y precisas
con capacidad predictiva en estudios de impacto por la presencia de contaminantes
(Gold-Bouchot y Zapata-Pérez, 2004). El enfoque de estudio usando biomarcadores ha
sido usado exitosamente en otros países (Barhoorn y van Vuren, 2004), así como
recientemente en México (Gold-Bouchot y Zapata-Pérez, en prensa) y en el programa
de monitoreo del Proyecto del Sistema Arrecifal Mesoamericano (Almada-Villela et al.,
2003), del que México forma parte.
Como parte de los ecosistemas acuáticos, los peces son afectados por los
contaminantes orgánicos, presentando respuestas muy variadas dependiendo del tipo y
concentración de los compuestos y del tiempo de exposición. La bioacumulación de
contaminantes en los peces y por consiguiente la magnitud de sus efectos, puede variar
de acuerdo a la especie, al sexo, a la edad y al grado de desarrollo de los organismos;
así como en relación a ciertos factores externos como la época del año, la temperatura
del agua, la salinidad y la dieta, entre otros (Buhler y Williams, 1988). Los efectos en un
organismo a causa de la presencia de contaminantes pueden observarse a diferentes
niveles de organización biológica y los peces no son la excepción. Existen
biomarcadores que permiten detectar respuestas tempranas como resultado de la
exposición a algún xenobiótico o sustancia extraña al organismo. Los más utilizados
intentan detectar la inducción o la inhibición de ciertos sistemas enzimáticos
encargados de metabolizar los contaminantes presentes en los peces; otros buscan
cambios a nivel genéticos (como por ejemplo, la asociación del contaminante con el
ADN, la presencia de mutaciones, las aberraciones cromosómicas) o cambios en las
células, sobre todo a nivel de membrana; y aquellos biomarcadores que se enfocan en
cambios a largo plazo, alteraciones irreversibles a causa de una exposición prolongada
y que afectan más claramente la salud de los peces, como es la aparición de lesiones a
nivel histológico. Los análisis histológicos son ampliamente reconocidos como una
herramienta útil y rápida para monitorear efectos adversos causados por contaminantes
antropogénicos. Estudios de campo y laboratorio han demostrado que existe una
relación entre la aparición de tumores o lesiones neoplásicas en peces y la presencia
de compuestos químicos xenobióticos en el ambiente y en los organismos. Estas
relaciones han sido más evidentes al considerar los niveles de hidrocarburos
aromáticos polinucleares (PAHs) y la presencia de neoplasmas hepáticos y lesiones
epidérmicas (Susani 1986; Hawkins et al. 1988). Asimismo, los trabajos realizados han
mostrado que el medir ciertos biomarcadores de respuesta temprana (por ejemplo,
alteraciones bioquímicas), en combinación con el estudio de la presencia de daños a
nivel histológico, permiten realizar una evaluación más consistente de los efectos por
exposición a contaminantes orgánicos en peces (Collier et al. 1998).
1.2 Antecedentes de los Sitios de Estudio
I.2.1 Celestún.
Se localiza en los 20° 46' y 20° 59' de latitud norte y los meridianos 90° 19' y 90° 28' de
longitud oeste, con una extensión de 28,400 Ha.
Origen: Tipo III. Plataforma de barrera interna. Depresiones inundadas en los márgenes
internos del borde continental, al que rodean superficies terrígenas en sus márgenes
internos y al que protegen del mar barreras arenosas producidas por corrientes y olas.
La antiguedad de la formación de la barrera data del establecimiento del nivel del agua
actual, dentro de los últimos 5 mil años. Los ejes de orientación paralelos a la costa.
Batimétricamente son típicamente muy someros, excepto en los canales erosionados,
modificados principalmente por procesos litorales como actividad de huracanes o
vientos; se localiza sedimentación terrígena. Laguna costera típica para muchos
autores, aparece a lo largo de planicies costeras de bajo relieve con energía de
intermedia a alta. A. Barrera de Gilbert Beaumont. Barreras arenosas externas,
ocasionalmente múltiples; escurrimiento ausente o muy localizado; forma y batimetría
modificadas por la acción de las mareas, oleajes tormentosos, arena traída por viento y
presencia de corrientes locales que tienden a segmentar las lagunas; energía
relativamente baja, excepto en los canales y durante condiciones de tormenta; salinidad
variable, según las zonas climáticas. Su clima es: BS1 (h') w (i') g.
Mapa 1. La ría de Celestún, dentro de la Reserva de la biosfera del mismo nombre, con las posiciones aproximadas de los sitios de muestreo.
I.2.2 Laguna de Términos
Se localiza entre los meridianos 91° 10' y 92° 00' de longitud oeste y los paralelos 18°
20' y 19° 00' de latitud norte. Hacia el norte la delimita la Isla del Carmen, de 37.5 km de
largo y 3 km de ancho, en cuyos extremos se ubican dos bocas que la comunican
permanentemente con el mar: la de Puerto Real y la del Carmen. Se halla en la zona de
transición entre las calizas de la Península de Yucatán y los terrenos aluviales del Golfo
de México. Destacan por su importancia en el aporte de agua a la laguna los ríos
Candelaria y Mamantel; el primero está en el extremo noroccidental y su cuenca se
localiza principalmente en la Península de Yucatán. Se calcula que el aporte de este río
con sus afluentes es de 21.5 m3/seg. Al extremo oriental de la de Términos
desembocan el río Sabancuy y los arroyos Colax, Lagartero, Chivoj Chico y Chivoj
Grande. El río Chumpan se forma en la planicie costera por los ríos Salsipuedes y San
Joaquín y desemboca finalmente a la laguna de Balchacah. El cauce de este río tiene
un área de 1,874 km2 y un volumen de escurrimiento anual de 1,368 millones de
metros cúbicos. Río y laguna forman el sistema Chumpan-Balchacah.
El río Palizada forma parte de la red hidrológica de los ríos Mexcalapa, Grijalva y
Usumacinta. Los ramales de este río, de manera conjunta con otros anexos menores,
dan origen a lagunas interiores: por un lado, a las lagunas del Vapor, el Este y San
Francisco, que en su conjunto constituyen el sistema Palizada del este; y por el
occidente, el sistema Pom-Atasta con varias lagunas menores anexas.
La descarga promedio anual de los ríos que desembocan en la laguna se estimó en
6.10 m3. Los vientos dominantes del este, la corriente litoral y la descarga de los ríos
provocan que el agua del Golfo entre a la laguna mediante la Boca de Puerto Real y
salga por la Boca del Carmen. Se ha reportado un flujo neto de 1,350 m3/seg. en
sentido oriente-occidente, y tiene una extensión de 196 000 Ha.
Es una laguna de Tipo II. Sedimentación terrígena diferencial. Lagunas costeras
asociadas con sistemas deltáicos fluviales producidos por sedimentación irregular o
subsidencias de superficie que causa la compactación de los efectos de carga. Se
formaron y varios se han modificado durante los últimos 5 mil años; algunos otros son
muy jóvenes geológicamente (cientos de años). Se forman rápidamente barreras
arenosas, que envuelven depresiones marginales o intradeltáicas muy someras; deltas
de insumo de sedimentos bajos que pueden ser someros y frecuentemente efímeras,
lagunas elongadas entre montículos de playa. Son frecuentes a lo largo de los planos
deltáicos de las regiones C y E. A. Depresión intradeltáica y marginal. Presenta típicas
barreras arenosas; el escurrimiento puede ser directo o el agua del río puede entrar a
las lagunas a través de ensenadas; ocurren rápidamente modificaciones en la forma y
batimetría; la energía es usualmente baja, excepto en los canales y ensenadas; hay
salinidad típicamente baja, pero puede mostrar estacionalidad y variaciones cortas en
tiempo.
Su clima es: Ax' (w2) (i') gw''
Mapa 2. Laguna de Términos, dentro del área de protección de flora y fauna del mismo nombre, y la posición aproximada de los sitios de muestreo.
I.2.3 Bocas de Dzilam
Se localiza en los meridianos de 88° 47’ 54.4’’ y 88° 47’ 49.7’’ de longitud Oeste y entre
los paralelos de 21° 26’ 33.4’’ y 21° 24’ 51.2’’ de latitud Norte, con una extensión de
61,700 Ha.
La mayor parte del estrato geológico de la reserva se originó como resultado de un
proceso de emersión de fondos marinos en el holoceno y pleistoceno, solo la parte sur
de la misma, la más distante al mar, data del plioceno y mioceno. La zona occidental de
la reserva forma parte del llamado “Anillo de Cenotes”, el cual es una franja semicircular
al norte de la Península de Yucatán donde se encuentran numerosos cuerpos de agua
dulce, resultado de la disolución diferenciada del carso durante el pleistoceno y que
representa un vertedero conductor de grandes masas de agua subterránea
provenientes de la llanura cárstica denudativa al sur de la reserva y desde el centro de
la Península de Yucatán. El clima del área corresponde a cálido-seco Bs1 (h’) w’’ (x’) i‘
intermedio entre los de tipo árido y húmedo, caracterizado por escasas lluvias. La
temperatura promedio anual es de 25.5 °C, precipitación promedio anual de 970 mm y
evaporación de 1800 mm.Durante el año se presentan tres temporadas climáticas:
secas, lluvias y nortes. La primera imperante durante los meses de marzo y mayo, con
las mínimas precipitaciones (de 0 a 30 mm.) del año y las más altas temperaturas (de
36 a 38 °C); la época de lluvias entre los meses de junio y octubre, con septiembre
como el mes con mayor precipitación (125 mm promedio). Durante los dos últimos
meses de esta temporada es común la llegada de huracanes, procedentes de la zona
sur del Mar Caribe, los que traen como consecuencia precipitaciones altas (de hasta
350 mm al mes) y rachas de vientos de hasta 250 km/hr. La época llamada de nortes,
se presenta de noviembre a febrero; Se caracteriza por la gran influencia de vientos
polares acompañados por bajas presiones atmosféricas, bajas temperaturas y lluvias, la
temperatura promedio para esta época es de 23 °C y la precipitación de 40 mm.
El elemento fisiográfico más conspicuo es la Laguna Costera de Dzilam,
permanentemente comunicada con el mar por medio de una fractura de la barra
arenosa llamada “las Bocas de Dzilam”; a través de la cual el mar la nutre como efecto
del movimiento de las mareas, al igual que lo hace el agua dulce proveniente del manto
freático vertida por manantiales en cenotes y petenes.La laguna tiene una longitud de
12.9 km., un ancho máximo de 1.6 km., una boca, el centro del sistema tiene 375 m. de
ancho y una superficie de 9.4 km². Su orientación es este-oeste con su principal eje
paralelo a la costa.
1.3. Antecedentes de COPs en los Ecosistemas Costeros Estudiados
En el caso de las lagunas propuestas en este estudio, no hay antecedentes en la
literatura científica de reportes de concentraciones o efectos de COPs para las lagunas
de Celestún y Nichupté. Solo hay artículos sobre este tema para la Laguna de
Términos, y algunos ecosistemas asociados como el Río Palizada y la Laguna de Pom.
Gold-Bouchot et al. (1993 y 1995) reportaron concentraciones de plaguicidas y PCBs en
Mapa 3. Bocas de Dzilam, y la posición aproximada de
los sitios de muestreo.
los sedimentos y biota (ostiones, almejas, camarones) de la parte baja del Río Palizada.
Los resultados obtenidos fueron relativamente bajos y no eran causa de preocupación
en ese entonces. En 1994 Alvarez-Legorreta et al. reportaron concentraciones de
hidrocarburos en la Laguna de Pom, en sedimentos y almejas. Las concentraciones
eran altas, si se les comparaba con las lagunas de Tabasco, consideradas como
impactadas por la industria petrolera. En 1995 Gold-Bouchot et al., reportaron
concentraciones de las distintas fracciones de hidrocarburos en ostiones. Las
concentraciones encontradas eran más altas que en las lagunas de Tabasco, que en
ese momento reportaban mortalidades masivas de ostión supuestamente por
contaminación petrolera. En 1999 Noreña-Barroso et al. reportaron concentraciones de
PAHs en ostiones, encontrando concentraciones mayores que las reportadas para la
misma especie en el Status and Trends Program de la NOAA en el Golfo de México de
los Estados Unidos. Los resultados también indicaron que los hidrocarburos provenían
de fuera de la Laguna, muy probablemente de los campos petroleros. En un estudio
reciente, Gold-Bouchot et al. (en prensa) determinaron la relación entre diversos
contaminantes y algunos biomarcadores en el ostión Crassostrea virginica,
demostrando que estos organismos están impactados por la presencia de
contaminantes, y que los biomarcadores estudiados son buenos indicadores del efecto
de los contaminantes. En conclusión, este importante ecosistema costero parece estar
impactado seriamente, según indican los estudios mencionados.
2. Objetivos del proyecto
2.1 Objetivo general
Diagnosticar el estado de los compuestos orgánicos persistentes en la zona costera de
la Península de Yucatán y el sur del Golfo de México.
2.2 Objetivos específicos
Colectar muestras de sedimentos recientes y peces (Ariopsis felis, o la especie
muy cercanamente relacionada Hexanematichthys assimilis, anteriormente
conocida como Ariopsis assimilis) en las dos épocas climáticas extremas de la
región, lluvias y secas, en las lagunas costeras Laguna de Términos, Campeche;
Celestún, Yucatán y Bocas de Dzilam, Yucatán.
Analizar las concentraciones de compuestos orgánicos persistentes (bifenilos
policlorados, plaguicidas organoclorados, y algunos metabolitos de estos
plaguicidas, hidrocarburos aromáticos policíclicos ó PAHs) en sedimentos
recientes y peces (Ariopsis felis, o la especie muy cercanamente relacionada
Hexanematichthys assimilis, anteriormente conocida como Ariopsis assimilis).
Evaluar el efecto de los contaminantes orgánicos persistentes en peces
mediante el uso de diferentes biomarcadores:
o Metabolitos de PAHs en bilis
o Actividad enzimática de la EROD en hígados de peces
o Expresión del Gen del CYP1A en hígados de bagres
o Expresión del Gen de la Vitelogenina en hígado de peces
Determinar si las diferencias de las concentraciones entre los ecosistemas y
entre las épocas climáticas son estadísticamente significativas mediante un
análisis de varianza.
Determinar las posibles relaciones entre las concentraciones de contaminantes y
los niveles de biomarcadores mediante un análisis estadístico multivariado
(Análisis de Redundancias, la forma restringida del Análisis de Componentes
Principales).
3. Materiales y Métodos
3.1 Reactivos
Todos los disolventes usados para la determinación y cuantificación de contaminantes,
así como los utilizados para la cuantificación de metabolitos de PAHs en bilis fueron de
calidad análisis de residuos o cromatográficos.
Los estándares utilizados para determinar los diferentes compuestos orgánicos son los
siguientes: 18 congéneres de los PCBs que usa la NOAA, más tres que se usan como
indicadores: PCBs 8, 18, 28, 29, 44,52, 66, 87, 101, 110, 118, 128, 138, 153, 170, 180,
187, 195, 200, 206 y 209. Dentro de los plaguicidas que se determinaron están: 1,2,4,5-
Tetraclorobenceno, 1, 2, 3, 4-Tetraclorobenceno, Pentaclorobenceno,
Hexaclorobenceno, Pentacloroanisol, α-, β-, γ- y δ-Hexaclorociclohexano, Heptacloro,
epóxido de Heptacloro, α- y γ-Clordano, cis-Nonaclor, trans-Nonaclor, Aldrin, epóxido
de Aldrin, Endrin, Dieldrin, Mirex, Endosulfan I, II y sulfato, o,p’-DDT, p,p’-DDT, o,p’-
DDD, p,p’-DDD, o,p’-DDE y p,p’-DDE. Y para las cuantificaciones de los PAHs se
utilizaron los estándares de: Naftaleno, 1 metil-Naftaleno, 2 Metil-Naftaleno, 2, 6-
Dimetil-Naftaleno, 1, 5-Dimetil-Naftaleno, 2, 3-Dimetil-Naftaleno, 1, 2, 4-Trimetil-
Naftaleno, 1, 3, 5-Trimetil-Naftaleno, Acenafteno, Acenaftileno, Fluoreno, Fenantreno,
Antraceno, 1 Metil-Fenantreno, 2 Metil-Fenantreno, Fluoranteno, Pireno,
Benzo(a)antraceno, Criseno, benzo(a)Pireno, Benzo(e)Pireno, y Perileno.
Finalmente para la determinación de los análisis bioquímicos y moleculares, la
ethoxiresorufina, el NADPH y todos los demás reactivos químicos usados para la
preparación de los microsomas y las actividades enzimáticas fueron obtenidos de
Sigma Chemical Co. (St. Louis, MO), mientras que los reactivos utilizados para evaluar
la expresión de los genes fueron de calidad molecular de la marca Invitrogen.
3.2 Trabajo de campo
Dada la gran variabilidad en los datos biológicos, y entre estaciones climáticas, se
recolectaron 10 peces por laguna, en las dos épocas climáticas (secas y lluvias),
procurando que todos los peces fueran machos y de longitud similar, para simplificar la
interpretación de los resultados.
Posteriormente, los peces fueron disectados en donde se les extrajo el hígado y la bilis.
El hígado, fue dividido en tres fracciones para la determinación de contaminantes, para
los análisis bioquímicos y para los análisis moleculares. La bilis fue colectada en tubos
eppendorff en donde se determinaron las concentraciones de compuestos
fluorescentes.
Después de la disección y de la extracción de los diferentes tejidos, los hígados fueron
colocados en tubos eppendorff y fueron almacenados y conservados en un tanque con
nitrógeno líquido a -110 °C para evitar la degradación del RNA. Finalmente, todas las
muestras de hígados de peces fueron transportadas al laboratorio de Geoquímica
Marina y Ecotoxicología del Cinvestav para realizarles los análisis químicos,
bioquímicos y moleculares
Cabe mencionar, que en las mismas estaciones donde se colectaron los peces y en las
mismas épocas climáticas, se colectaron muestras de sedimentos recientes (la capa
superior de 1 cm) para la determinación y cuantificación de compuestos orgánicos
persistentes. Una vez colectadas las muestras, éstas fueron congeladas a – 20°C y
posteriormente fueron liofilizadas para su proceso de extracción. En las figuras 1, 2 y 3
se muestran los puntos y las localidades en donde fueron colectadas las muestras de
sedimentos y organismos.
3.3 Trabajo de laboratorio
3.3.1 Análisis de Compuestos Orgánicos Persistentes.
Sedimentos
Los plaguicidas organoclorados en sedimentos fueron determinados de acuerdo a los
procedimientos descritos por Sericano et al. (1990), en donde, aproximadamente 30 g
de sedimento seco fueron extraídos con diclorometano por 8-12 horas, con equipo
soxhlet. El extracto concentrada mediante rotoevaporador hasta obtener una fracción
de aproximadamente 1 ml.
Posteriormente, la muestra fue separada y purificada por medio de una cromatografía
en columna utilizando óxido de aluminio y silica gel, parcialmente desactivada. Los
extractos obtenidos fueron eluídos con hexano y con una mezcla hexano-diclorometano
en donde los solventes finales fueron nuevamente concentrados por medio de equipos
Kuderna Dannish hasta un volumen de 0.5 ml. Las muestras fueron inyectadas en un
cromatógrafo de gases Hewlett-Packard 5890 Series II equipado con un detector de
captura de electrones, en donde se determinó y se cuantificó la concentración de los
hidrocarburos, plaguicidas y PCBs.
Las condiciones de operación del cromatógrafo de gases fueron:
Detector: Captura de electrones
Columna: Capilar 30 m X 32 mm, 0.25 mm de grosor de
capa, sílice fundido fenil-metil-silicona al 5%.
Gas acarreador: Nitrógeno, 1.5 ml/min
Gas de relleno: Nitrógeno, 28.5 ml/min
Temp. Inyección: 280°C
Temp. Detección: 300°C
Prog. Temperatura:
Temp. inicial 60°C
Tiempo inicial: 1 min
Rampa: 6°C/min
Temp. Final: 290°C
Tiempo final: 20 min
Organismos
El análisis de los plaguicidas organoclorados en los organismos se determinó de
acuerdo a los procedimientos descritos por Sericano et al. (1990). Aproximadamente 2
g de muestra seca fueron extraídos con diclorometano por 8 horas en equipos soxhlets.
El extracto del diclorometano fue evaporado con un equipo Kuderna Dannish y
posteriormente fue mezclado con la fracción del hexano. Esta mezcla orgánica fue
concentrada hasta obtener una fracción de aproximadamente 1 ml. Posteriormente,
esta fracción fue inyectada en un HPLC con una columna de exclusión y fue eluída con
diclorometano para eliminar los lípidos contenidos en la muestra. La evaporación, la
cromatografía en columna y la cuantificación por cromatografía de gases fue la misma
realizada con el procedimiento descrito anteriormente.
3.3.2 Control y aseguramiento de la calidad analítica.
En el caso de los análisis de contaminantes, se seguirán protocolos estrictos de control
y aseguramiento de la calidad analítica (QA/QC). En total, estos protocolos requieren
que se realicen aproximadamente un 20% adicional de análisis. Estos protocolos son
iguales para las muestras de sedimentos y de tejidos. En cada lote de muestras se
analizará un blanco de procedimiento y un blanco enriquecido con estándares, para
verificar la limpieza del material y reactivos, y la recuperación analítica,
respectivamente. También se analizarán materiales certificados de referencia
proporcionados por el Laboratorio Ambiental Marino de la Agencia Internacional de
Energía Atómica y Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente.
Finalmente, se analizará la reproducibilidad analítica al hacer un 10% de las muestras
en triplicado.
3.4 Determinación de Biomarcadores de Efecto y Exposición en Organismos.
En lo que respecta a los análisis bioquímicos y moleculares en los organismos, a
continuación se detallan las técnicas utilizadas en el presente estudio.
3.4.1 Metabolitos de PAHs en bilis.
Al momento de extraer los hígados de los peces se colectaron las muestras de bilis
mediante una jeringa hipodérmica, se colocaron en viales Eppendorf, y se congelaron
inmediatamente en nitrógeno líquido hasta su análisis.
Una vez en el laboratorio la bilis se diluyó en una solución agua/etanol (48/52 vol/vol), y
las concentraciones de metabolitos se determinaron por fluorescencia sincrónica,
manteniendo una diferencia constante entre los haces de excitación y emisión de 35
nm, usando como estándares el 1-OH-naftaleno (1-naftol), 1-OH-pireno, fenantreno y
benzo(a)pireno disueltos en la misma mezcla de agua/metanol (Ariese et al., 1993),
para lo cual su usó un espectrofluorómetro Shimadzu RF-5301PC.
3.4.2 Preparación de Microsomas.
La obtención de los microsomas fue realizado por la técnica propuesta por Mayer et al.
(1990), en la que los diferentes componentes celulares fueron obtenidos por
centrifugación diferencial a una temperatura de 4°C. Para la preparación de éstos, los
hepatopancreas fueron lavados con una solución amortiguadora Tris-HCl 20 mM, KCl
150 mM y EDTA-Na2, pH 7.6. Posteriormente, éstos fueron pesados y homogenizados y
la suspensión fue transferida a unos tubos de policarbonato para ser centrifugados a
9,000 rpm durante 25 min a una temperatura de 4°C. El sobrenadante fue transferido a
otros tubos limpios de policarbonato y las muestras fueron centrifugadas a 35,000 rpm
por 1 h a 4°C en una ultracentrífuga refrigerada. La pastilla obtenida fue nuevamente
resuspendida y homogenizada en solución amortiguadora y nuevamente centrifugada a
35,000 rpm por 1 h a 4°C. La pastilla obtenida fue resuspendida en una solución Tris-
HCl 20mM, KCl 150 mM y MgCl2 3 mM, glicerol al 15%, pH 7.6 y posteriormente esta
solución fue alicuotada y almacenada en diferentes tubos Eppendorf a una temperatura
de - 80°C.
3.4.3 Citocromo P450 (CYP) en Microsomas Hepáticos
La determinación del CYP total se realizó de acuerdo a la técnica propuesta por Omura
y Sato (1964), en la cual el hierro hémico es reducido por medio de la ditionita de sodio
y con la adición de monóxido de carbono, se forma un complejo colorido con la
característica única de tener un máximo espectro de absorción a una longitud de onda
de 450 nm. La suspensión microsomal se leyó en un espectrofotómetro Perkin-Elmer
UV/VIS Lambda 2S (Perkin-ELMER CO, Überlingen, Alemania).
3.4.4 Actividad Enzimática EROD (Ethoxyresorufinn-O- deethilasa)
La actividad enzimática EROD se midió según el método descrito por Burke et al.
(1995), en la cual la 7-ethoxresorufina es transformada por el CYP en resorufina. En
general, en esta técnica se mide el incremento de la fluorescencia por la resorufina
formada en el tiempo. La técnica consiste en poner en una celda fotométrica
aproximadamente 1910 µl de solución amortiguadora Tris-HCl 50mM, Mg2Cl3 25 mM,
pH 7.6, 40 µl de 7-ethoxyresorufin y 30 µl de suspensión microsomal. La mezcla se
incubó por 3 min a 37 °C y posteriormente se inició la reacción con la adición del
NADPH 50 mM. La producción de la resorufina fue monitoreada a una longitud de onda
de 585 nm de excitación y a 530 de emisión con amplitud de banda de 5 nm por
monocromador. El incremento de la resorufina se midió mediante un
espectrofluorómetro Perkin-Elmer LS 50B (Perkin-Elmer Ltd., Beaconsfield,
Buckinhamshire, Inglaterra). Las concentraciones finales se calcularon mediante una
curva de calibración con una solución estándar de resorufina (0, 5, 10, 15, y 50
pmol/ml). En los casos en los que la intensidad de la fluorescencia fue muy elevada se
diluyó la muestra y por el contrario cuando la actividad fue muy baja se incrementó el
volumen de la suspensión microsomal ajustando el volumen a 2 ml con la solución
amortiguadora.
3.4.5 Proteína Total
La proteína total se cuantificó de acuerdo a la técnica propuesta por Lowry (1954), la
cual se basa en un complejo colorido formado entre el Cu2+ reactivo de fenol y los
aminoácidos aromáticos tirosina y triptofano de las proteínas. Esta reacción se llevo a
cabo en dos partes; en la primera las proteínas reaccionan con los iones Cu2+ en medio
alcalino y en la segunda ocurre una reducción del reactivo de los ácidos fosfomolíbdico-
fosfotúngstico a azul de molibdeno y azul tungsteno por el complejo proteínas-Cu,
tirosina y triptofano. Las muestras fueron leídas en un espectrofotómetro modelo
Lambda 2S (Perkin Elmer, Norwalk, CT) a una longitud de onda de 750 nm. La
concentración final se calculó mediante una curva de calibración utilizando albúmina
sérica bovina (ABS) como estándar.
3.4.6 Determinación de los Biomarcadores de Efecto a Nivel Molecular
Extracción de RNA Total. El RNA total fue extraído con Trizol (Gibco-Invitrogen) y
tratado con DNAsaI (Promega). La síntesis de cDNA se llevó a cabo a 45ºC con la
ayuda de la enzima transcriptasa reversa (Promega) en presencia de los primers
específicos del CYP1A. Los oligos de PCR específicos para el CYP1A fueron diseñados
en el laboratorio de Ecotoxicología del Cinvestav, partiendo de las secuencias
reportadas de otros peces del CYP1A en el GenBank.
3.4.7 Evaluación de la Expresión del Gen CYP1A por Medio de la Técnica de RT-PCR.
Para llevar a cabo los análisis de RT-PCR, fue necesario sintetizar el cDNA usando 2
µg de RNA total y 200 U MMLV de la transcriptasa reversa. Posteriormente, las
reacciones de PCR fueron llevadas a cabo usando 3 µl de cDNA (~8 µg), 10 mM Tris-
HCl (pH 8.3), 50 mM KCl, 1.5 mM MgCl2, 0.1% gelatina, 80 µM de cada nucleótido
(dATP, dGTP, dTTP), 20 pmol de cada oligonucleótido y 2.5 U de la Taq-polimerasa
(Gibco, BRL-Life Technologies, Rockville, MD). La amplificación del mRNA CYP1A se
realizó en un termociclador con el siguiente programa: 35 ciclos de (95°C, 1 min;
52.1°C, 1 min; 72°C, 1 min). Los productos resultantes del PCR fueron analizados por
electroforesis en un gel de agarosa al 1% y posteriormente fueron cuantificados por
medio de un programa de digitalización de imágenes (Kodak Digital Science EDAS 120
System Densitometer (Eastman Kodak, Co., Rochester, NY).
3.4.8 Evaluación de la Expresión del Gen de la VTG por Medio de la Técnica de RT-
PCR.
Una vez extraído el mRNA de los peces (ver sección extracción del mRNA), el gen de la
vitelogenina será evaluado por medio de de la técnica de RT-PCR. Para esto fue
necesario sintetizar oligonucleótidos (primers) iniciadores específicos para la VTG en el
laboratorio de Ecotoxicología del Cinvestav. Una vez diseñados los primers, éstos
fueron utilizados para amplificar el gen de la VTG en los peces colectados en la zona
costera del Golfo de México. Para llevar a cabo los análisis de RT-PCR, fue necesario
sintetizar el cDNA usando 2 µg de RNA total y 200 U MMLV de la transcriptasa reversa.
Posteriormente, las reacciones de PCR fueron llevadas a cabo usando 3 µl de cDNA
(~8 µg), 10 mM Tris-HCl (pH 8.3), 50 mM KCl, 1.5 mM MgCl2, 0.1% gelatina, 80 µM de
cada nucleótido (dATP, dGTP, dTTP), 20 pmol de cada oligonucleótido y 2.5 U de la
Taq-polimerasa (Gibco, BRL-Life Technologies, Rockville, MD). La amplificación del
mRNA de la VTG fue realizado en un termociclador con el siguiente programa: 35 ciclos
de (95°C, 1 min; 52.1°C, 1 min; 72°C, 1 min). Los productos resultantes del PCR fueron
analizados por electroforesis en un gel de agarosa al 1% y fueron cuantificados por
medio de un programa de digitalización de imágenes (Kodak Digital Science EDAS 120
System Densitometer (Eastman Kodak, Co., Rochester, NY).
4. Análisis de Resultados Se recolectaron muestras de sedimentos y peces del género Ariopsis (ahora
Hexanematichthys) en las siguientes lagunas costeras: Laguna de Términos
(Campeche), Ría de Celestún (Yucatán y Campeche) y Bocas de Dzilam (Yucatán).
En la Laguna de Nichupté (Quintana Roo) no se pudieron obtener peces del género
estudiado, por lo que se consultó al personal de la oficina regional de la SEMARNAT
para saber si existe algún registro sobre este pez en la laguna de Nichupté, el personal
de esta oficina nos notificó que no hay información sobre los peces residentes en esta
laguna. Debido a esto, y dado que si se usaba una especie de pez perteneciente a otro
género no se podrían comparar los resultados obtenidos con los de los peces de las
otras dos lagunas, se decidió recolectar muestras de sedimentos y peces de la laguna
Bocas de Dzilam en el estado de Yucatán.
En las tablas 1, 2 y 3 se muestran las localidades, así como las ubicaciones geográficas
y la época climática en donde fueron colectados todos los sedimentos y los organismos
analizados durante este trabajo. Tabla 1. Estaciones de muestreo en la Laguna de Celestún para las temporadas
de secas y lluvias.
secas lluvias Estación Latitud Longitud Latitud Longitud
1 20 47 07.7 90 24 22.1 1 20 47 04 90 24 26 2 20 48 36.4 90 23 39.9 2 20 47 00 90 24 10.7 3 20 49 52.4 90 23 09.0 3 20 48 03 90 23 47.7 4 20 51 15.8 90 22 55.2 4 20 48 13.1 90 24 00 5 20 52 29.1 90 21 54.6 5 20 48 59.5 90 23 28.8 6 20 53 42.6 90 21 11.4 6 20 49 07.1 90 23 35.5 7 20 55 16.2 90 20 42.6 7 20 50 01.5 90 23 18.2 8 20 56 52.0 90 20 11.3 8 20 50 02.5 90 23 12.8 9 20 47 00 90 24 20 9 20 51 09.9 90 23 05.7
10 20 47 00 90 24 10 10 20 50 58.2 90 22 59.3 11 20 48 00 90 24 30 11 20 51 50.8 90 22 20.8 12 20 48 00 90 23 50 12 20 52 24 90 22 07.9 13 20 49 00 90 23 20 13 20 52 50.3 90 21 55.4 14 20 49 00 90 23 40 14 20 53 03.6 90 21 34.5 15 20 50 00 90 23 05 15 20 54 02.6 90 21 24.9 16 20 50 00 90 23 10 16 20 53 45.6 90 21 03.9 17 20 51 00 90 23 00 17 20 54 57.2 90 21 04.1 18 20 51 00 90 22 50 18 20 54 28.5 90 21 13.8 19 20 52 00 90 22 30 19 20 55 56 90 20 45.9 20 20 52 00 90 22 15 20 20 56 00.5 90 20 15.4 21 20 53 00 90 21 40 21 20 56 32.2 90 20 48.7 22 20 53 00 90 21 20 22 20 56 31.8 90 20 14.5 23 20 51 30 90 23 00 23 20 57 00.2 90 20 41 24 20 51 30 90 22 50 24 20 51 31 90 22 48.9
25 20 51 30 90 22 56
Tabla 2. Sitios de muestreo en la Laguna Bocas de Dzilam, Yucatán.
secas lluvias Estación Latitud Longitud Latitud Longitud
1 21 25 34.1 88 43 36.4 1 21.45391 88.69456 2 21 25 59.2 88 42 59.4 2 21.49069 88.62968 3 21 26 25.7 88 42 12.8 3 21.49296 88.6342 4 21 26 56.2 88 41 36.6 4 21.49122 88.64065 5 21 27 37.8 88 40 48.0 5 21.48494 88.63544 6 24 28 06.5 88 39 46.8 6 21.47472 88.64328 7 21 28 28.4 88 38 45.6 7 21.47717 88.64846 8 21 29 09.1 88 38 16.8 8 21.47308 88.65607 9 21.46639 88.65748 10 21.46583 88.66458 11 21.46776 88.66824 12 21.46185 88.67563 13 21.46002 88.67615 14 21.45786 88.68155 15 21.46049 88.68532 16 21.4563 88.68922 17 21.45327 88.69375 18 21.44982 88.69359 19 21.44823 88.69699 20 21.44878 88.69767 21 21.44461 88.69898 22 21.44535 88.70001 23 21.44582 88.70239 24 21.44183 88.70523 25 21.44015 88.70132 26 21 26 17 88 42 186
Tabla 3. Sitios de muestreo en la Laguna de Términos, Campeche.
secas lluvias Estación Latitud Longitud Latitud Longitud
1 18 38 07.33 91 51 08.74 1 18 39 07.33 91 50 08.742 18 40 24.87 91 38 03.01 2 18 41 23.87 91 39 04.013 18 33 26.76 91 32 24.83 3 18 32 26.76 91 31 24.834 18 30 46.06 91 51 06.38 4 18 32 46.06 91 53 06.385 18 36 09.52 91 50 28.27 5 18 34 09.52 91 49 26.27
4.1 Metabolitos de PAHs en Bilis
Los resultados de los análisis de metabolitos de PAHs en bilis de bagres se presentan
en la Tabla 4. Los resultados de los metabolitos descritos en la tabla están expresados
en (µg/mL) y son reportados como la sumatoria del metabolito libre más los metabolitos
conjugados.
Tabla 4. Metabolitos de los PAHs en bilis de bagre, agrupados por tipo de compuesto.
Localidad OH-Pirenos OH-Naftalenos OH-Fenantrenos OH-Benzo(a)Pirenos (µg/mL) (µg/mL) (µg/mL) (µg/mL)
Celestún 0.495 12.446 80.972 0.729 Celestún 0.582 22.817 105.321 0.907 Celestún 0.503 11.974 129.334 0.756 Celestún 0.563 5.846 79.461 0.719 Celestún 0.487 11.031 121.105 0.679 Celestún 0.572 24.703 77.110 0.838 Celestún 0.548 3.253 70.393 0.781 Celestún 0.579 21.403 112.709 0.813 Celestún 0.388 10.560 76.942 0.666 Celestún 0.618 17.867 120.434 0.620 Celestún 1.228 91.645 238.483 1.697 Celestún 0.537 28.003 90.208 0.819 Celestún 0.580 9.617 113.885 0.863 Celestún 0.651 28.238 238.987 1.031 Celestún 0.553 25.881 214.470 0.987 Celestún 0.580 23.996 230.926 0.832 Celestún 0.391 ND 193.816 0.631 Celestún 1.102 26.588 235.460 1.066 Celestún 0.478 6.553 200.197 0.890 Celestún 0.667 11.267 177.527 0.924 Dzilam 0.107 22.691 16.572 0.212 Dzilam 0.149 18.542 10.653 0.274 Dzilam 0.107 16.110 17.641 0.211 Dzilam 0.124 29.845 14.090 0.238 Dzilam 0.101 21.260 0.458 0.203 Dzilam 0.099 25.266 14.930 0.200 Dzilam 0.089 34.137 28.294 0.185 Dzilam 0.043 16.110 13.211 0.115 Dzilam 0.092 15.967 3.971 0.189 Dzilam 0.116 17.541 19.092 0.224 Dzilam 0.064 ND ND 0.147 Dzilam 0.056 10.101 12.982 0.135
Dzilam 0.122 27.985 16.686 0.234 Dzilam 0.068 30.417 19.130 0.153 Dzilam 0.047 2.947 15.044 0.121 Dzilam 0.074 22.548 11.799 0.162 Dzilam 0.049 7.669 12.104 0.125 Dzilam 0.179 12.962 13.822 0.320 Dzilam 0.103 24.122 24.552 0.222
Términos 0.365 4.431 99.947 0.995 Términos 0.404 17.867 104.481 1.039 Términos 0.430 5.610 115.228 1.035 Términos 0.175 22.346 66.027 0.773 Términos 0.469 18.338 99.443 1.102 Términos 1.108 64.067 129.334 1.638 Términos 0.211 ND 67.874 0.916 Términos 0.226 ND 118.083 0.953 Términos 0.234 ND 76.102 0.849 Términos 0.218 0.896 76.942 0.846 Términos 0.197 ND 71.233 0.846 Términos 0.290 18.810 142.599 1.087 Términos 0.580 54.874 162.750 1.351 Términos 0.152 0.896 146.965 1.268 Términos 0.236 ND 107.504 0.899 Términos 4.157 27.531 144.447 4.254
*ND = No Detectado.
Las concentraciones medianas de las concentraciones de los metabolitos de los
naftalenos (dos anillos bencénicos) y fenantrenos (tres anillos bencénicos) se presentan
en la Figura 4.1.1.
Las concentraciones de naftalenos son muy similares entre los sitios estudiados, pero
de acuerdo a un análisis de varianza no paramétrico usando la técnica de Kruskal-
Wallis se encuentra que las diferencias entre las lagunas son significativas (H3,60 = 16.0;
P=0.001).
En el caso de los fenantrenos las concentraciones menores fueron en detectadas en
peces capturados en las Bocas de Dzilam, mientras que las máximas concentraciones
fueron detectadas en los peces de la laguna de Celestún. El resultado del análisis de
varianza demostró que si existieron diferencias estadísticas significativas entre las
launas de Términos y Celestún respecto a la de Dzilam (H3,60 = 36.7; P=0.0000), (Fig.
4.1.1).
Por otro lado, las concentraciones medianas de los metabolitos de los pirenos (cuatro
anillos bencénicos) y benzo(a)pirenos (cinco anillos bencénicos) se presentan en la
Figura 4.1.2.
Dzilam Celestún Términos
Sitio
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
OH-NaftalenosOH-Fenantrenos
PAH
s (µ
g/ m
L)
Dzilam Celestún Términos
Sitio
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
OH-NaftalenosOH-Fenantrenos
PAH
s (µ
g/ m
L)
Figura 4.1.1. Concentraciones medianas (± 1
intervalo intercuartílico) de los metabolitos de
naftalenos y fenantrenos en bilis de bagres
capturados en cuatro ecosistemas costeros del
Golfo de México.
Las concentraciones de estos compuestos son mucho menores que las de los
metabolitos de los naftalenos y fenantrenos. Esto puede deberse a diferencias en la
bioacumulación y/o en diferentes velocidades de biodegradación por la ruta del
Citocromo P-450.
Tanto para los pirenos como para los benzo(a)pirenos las menores concentraciones se
obtuvieron en Bocas de Dzilam, lo que confirma que este es un buen sitio de referencia.
Para ambos tipos de compuestos las diferencias fueron altamente significativas al ser
comparados con las concentraciones de metabolitos de PAHs en peces colectados en
las Bocas de Dzilam. Para los pirenos (H3,60 = 46.6; P=0.0000) y para los
benzo(a)pirenos (H3,60 = 46.1; P=0.0000).
Dzilam Celestún Términos
Sitio
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8OH-PirenosOH-Benzo(a)Pirenos
PA
Hs
(µg/
mL)
Dzilam Celestún Términos
Sitio
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8OH-PirenosOH-Benzo(a)Pirenos
PA
Hs
(µg/
mL)
Figura 4.1.2. Concentraciones medianas (± 1
intervalo intercuartílico) de los metabolitos de pirenos
y benzo(a)pirenos en bilis de bagres capturados en
tres ecosistemas costeros del Golfo de México.
Un resultado importante e inesperado es que las concentraciones de metabolitos en
bilis de bagre son muy similares, para todos los grupos estudiados, en las lagunas de
Términos y Celestún. La Laguna de Términos está muy cerca de la zona de extracción
petrolera del Golfo de México, donde se ha reportado una influencia clara sobre las
concentraciones de PAHs en ostiones (Crassostrea virginica) (Noreña-Barroso et al.,
1999). En la Laguna de Celestún no hay actividades que permitan suponer
concentraciones relativamente altas de estos compuestos.
4.2 Contaminantes en Sedimentos
Las concentraciones de las distintas fracciones de hidrocarburos en sedimentos, para la
temporada de secas, se presentan en la figura 4.2.1 y para la época de lluvias en la
figura 4.2.2. Por comodidad para la lectura, las tablas de resultados se presentan en el
anexo a este informe.
Dzilam Celestún Términos
Secas
0
10
20
30
40
50
60
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Ali fáticos UCM BPM APM PAHs Totales
Figura 4.2.1. Concentraciones medianas de las fracciones de
hidrocarburos en sedimentos durante la época de secas, en las
lagunas estudiadas.
La laguna de Términos en la época de secas, presenta mayor concentración en la
mezcla compleja no resuelta (UCM), con una mediana de 22.241 µg/g; y decrementado
para las lagunas de Celestún y Dzilam con unas medianas de 12.384 y 7.594 µg/g
respectivamente; los demás componentes de los hidrocarburos presentan
concentraciones similares (Alifáticos e hidrocarburos de alto y bajo peso molecular).
En la época de lluvias (Fig. 4.2.2), la laguna de Términos también presenta mayor
concentración en la mezcla compleja no resuelta (UCM), con una mediana de 18.910
µg/g; y decreciendo para las lagunas de Dzilam y Celestún con unas medianas de
10.458 y 10.013 µg/g respectivamente; los demás componentes de los hidrocarburos
presentan concentraciones similares (Alifáticos e hidrocarburos de alto y bajo peso
molecular).
Los plaguicidas organoclorados en la época de secas (Fig. 4.2.3), al igual que los
hidrocarburos, son en términos generales mal elevados que en los otros dos sistemas,
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
10
20
30
40
50
60
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Alifáticos UCM BPM APM PAHs Totales
Figura 4.2.2. Concentraciones medianas de las fracciones de
hidrocarburos en sedimentos durante la época de lluvias, en las
lagunas estudiadas.
destacando principalmente clrorobencenos, clordanos y DDT´s con medianas de 9.335,
7.681 y 12.458 ng/g respectivamente; además de los plaguicidas clorados totales con
unas mediana de 54.883 ng/g. Sin embargo, son notables los valores altos de HCHs en
las lagunas de Dzilam y Celestún con máximos de 34.741 y 61.689 ng/g
respectivamente.
En cuanto a plaguicidas en época de Lluvias (Fig. 4.2.4), Los niveles de los grupos de
plaguicidas son más homogéneos, aunque destacan nuevamente los clorobencenos en
todas las lagunas, con medianas para Dzilam, Celestún y Términos de 4.623, 6.380 y
15.452 ng/g respectivamente, siendo este grupo de plaguicidas notoriamente más
elevado que el resto.
Dzilam Celestún Términos
Secas
0
20
40
60
80
100
120
Pla
guic
idas
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDTs PC anisol Endosulfan II Mirex Totales
Figura 4.2.3. Concentraciones medianas de las fracciones de
plaguicidas organoclorados en sedimentos durante la época de
secas, en las lagunas estudiadas.
En la Figura 4.2.5, Se presentan los niveles de Bifenilos policlorados siendo estos
similares para todas las lagunas con medianas que van de 3.209, 0.010 y 3.982 ng/g
para Dzilam, Celestún y Términos respectivamente. Se observa un máximo en los
niveles de los PCBs de 2 anillos de 3.414 ng/g en la laguna de Celestún.
En la figura 4.2.6, Se muestran las concentraciones medianas de los PCBs en la época
de lluvias, es necesario precisar que los niveles de estos compuestos extremadamente
bajos.
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
20
40
60
80
100
120
Pla
guic
idas
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDTs PC anisol Endosulfan II Mirex Totales
Figura 4.2.4. Concentraciones medianas de las fracciones de
plaguicidas organoclorados en sedimentos durante la época de
lluvias, en las lagunas estudiadas.
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
5
10
15
20
25
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
Figura 4.2.5. Concentraciones medianas de las fracciones de
bifenilos policlorados en sedimentos durante la época de secas,
en las lagunas estudiadas.
Dzilam Celestún Términos
Secas
0
5
10
15
20
25
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
Figura 4.2.6. Concentraciones medianas de las fracciones de
bifenilos policlorados en sedimentos durante la época de lluvias, en
las lagunas estudiadas.
Se realizó un ANOVA no paramétrico para determinar si existían diferencias
significativas en la concentración de hidrocarburos entre las dos épocas climáticas (fig.
4.2.7). La laguna de Dzilám no presentó diferencias entre épocas para ninguno de los
componentes de los hidrocarburos. La laguna de Celestún presentó diferencias
significativas para los PAHs de bajo y alto peso molecular con valores p < 0.05.
Finalmente se observaron diferencias significativas entre los alifáticos y los PAHs de
bajo peso molecular en la Laguna de Términos con valores p< 0.05
Dzilam SecasCelestún Secas
Términos SecasDzilam Lluvias
Celestún LluviasTérminos Lluvias
0
10
20
30
40
50
60
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Al ifáticos UCM BPM APM PAHs Totales
. . . .
Figura 4.2.7. Grupos de hidrocarburos en sedimentos con
diferencias significativas (punto azul) entre épocas de secas y
lluvias.
De la misma manera que con los hidrocarburos, se realizó un ANOVA no paramétrico
para determinar si existían diferencias significativas entre la concentración de
plaguicidas para las dos épocas climáticas (fig. 4.2.8). Los resultados demostraron que
la laguna de Dzilám presentó diferencias entre época para el grupo e los clordanos y
para el penta-cloro-anizol con valores p< 0.05, mientras que en la laguna de Celestún
presentó diferencias significativas para los clorobencenos, clordanos drines, DDTs y
plaguicidas totales con valores p < 0.05. Finalmente se observaron diferencias
significativas entre los HCHs, clordanos, drines, DDTs, Pentacloro anizol, Endosulfan II
y plaguicidas totales en la Laguna de Términos con valores p< 0.05.
Dzilam SecasCelestún Secas
Términos SecasDzilam Lluvias
Celestún LluviasTérminos Lluvias
0
20
40
60
80
100
120
Pla
guic
idas
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDTs PC anisol Endosulfan Mirex Totales
. . . ....
.
...
.
.
.
Figura 4.2.8. Grupos de plaguicidas en sedimentos con diferencias
significativas (punto azul) entre épocas de secas y lluvias.
Se realizó un ANOVA no paramétrico para determinar si existían diferencias
significativas entre épocas climáticas (fig. 4.2.9). La laguna de Dzilám presentó
diferencias entre época para el todos los grupos de PCBs con valores p< 0.05. La
laguna de Celestún presentó diferencias significativas para los diclorados y
pentaclorados con valores p < 0.05. Se observaron diferencias significativas entre los
diclorados, tetraclorados y octaclorados en la Laguna de Términos con valores p< 0.05.
Para resumir, en las siguientes tablas se encuentran los grupos de contaminantes para
los que se observaron diferencias significativas en la comparación entre épocas, como
puede verse en las gráficas anteriores.
Dzilam SecasCelestún Secas
Términos SecasDzilam Lluvias
Celestún LluviasTérminos Lluvias
0
5
10
15
20
25
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
.........
..
..
.
.
Figura 4.2.9. Grupos de bifenilos policlorados en sedimentos con
diferencias significativas (punto azul) entre épocas de secas y
lluvias.
Tabla 4.2.1.Grupos de contaminantes que Presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Dzilam.
Dzilam H Valor p
Clordanos 4.7513 0.0293 PC anisol 4.6062 0.0319 Diclorados 31.4141 0 Triclorados 28.3971 0
Tetraclorados 17.5522 0 Pentaclorados 10.2888 0.0013 Hexaclorados 7.3884 0.0066 Heptaclorados 26.07132 0 Octaclorados 21.0423 0 Nonaclorados 21.0423 0 Decaclorados 11.8537 0.0006 PCBs Totales 21.6237 0
Nota: 0 = p< 0.0001
Tabla 4.2.2.Grupos de contaminantes que presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Celestun. Celestún H Valor p Clorobencenos 16.3946 0.0001Clordanos 5.4581 0.0195Drines 7.5786 0.0056DDTs 3.8544 0.0496Plaguicidas Totales 10.1977 0.0014BPM 4.25 0.0393APM 5.4967 0.0191Triclorados 4.3534 0.0369Pentaclorados 6.4187 0.0113PCBs Totales 8.1802 0.0042
Nota: 0 = p< 0.0001
Tabla 4.2.3.Grupos de contaminantes que presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Términos.
Existen ciertos criterios emitidos por la NOAA, que son utilizados para indicar si alguna
muestra de sedimentos es tóxica, en este sentido a continuación se mencionan algunos
de ellos:
TEL (Treshold Effects Level), es la concentración por debajo de la cual es poco
probable encontrar efectos adversos.
PEL (Probable Effects Level), es la concentración arriba de la cual frecuentemente se
encuentran efectos adversos; y finalmente concentraciones entre TEL y PEL indican
que es probable encontrar efectos adversos en los organismos.
En la siguiente tabla se observan los porcentajes de muestras de las tres lagunas en las
cuales se rebasan los criterios de PEL, los cuales nos indica que por arriba de
determinadas concentraciones (NOAA, 1999) es muy probable encontrar efectos
nocivos en los organismos. En la siguiente tabla se aprecia son principalmente los
grupos de PAHs de bajo peso molecular, los HCHs y los DDTs, los que
dominantemente rebasan los valores de PEL
Términos H Valor p HCHs 6.4533 0.0111
Clordanos 12.10435 0.0005 Drines 11.3701 0.0007 DDTs 15.0185 0.0001
Endosulfan II 4.8806 0.0272 Plaguicidas Totales 6.75 0.0094
ALIF 10.0858 0.0015 BPM 8.3333 0.0039
Diclorados 17.3492 0 Tetraclorados 10.7154 0.0011 Octaclorados 4.8 0.0285
Nota: 0 = p< 0.0001
Tabla 4.2.4. Grupos de contaminantes que rebasan los criterios de PEL para las tres lagunas y las dos épocas.
Secas Lluvias Dzilam Celestún Términos Dzilam Celestún Términos Media
PAHs - APM 0 0 0 0 0 0 0 PAHS - BPM 0 58.3 40 0 4.0 4.2 17.8 PAHs 0 0 0 0 0 0 0 Clordanos 0 0 80 0 0 0.0 13.3 HCHs 42.9 16.7 100 0 0 66.7 37.7 Drines 0 0 20 0 0 0 3.3 PCBs 0 0 0 0 0 0 0 DDTs 14.3 4.2 100 0 4.0 0 20.4 Media 7.1 9.9 42.5 0 1.0 8.9
En la siguiente tabla para la época de secas, se observa que son principalmente los
diversos grupos de hidrocarburos los que rebasan los criterios que indican que es
probable encontrar efectos adversos en los organismos, además de los drines y HCHs
principalmente.
Tabla 4.2.5. Gruposde contaminantes que rebasan los criterios de TEL y PEL durante la época de secas. Dzilam Celestún Términos < TEL > TEL y <PEL > PEL < TEL > TEL y <PEL > PEL < TEL > TEL y <PEL > PELPAHs - APM 14.3 85.7 0 29.2 70.8 0 40 60 0 PAHS - BPM 14.3 85.7 0 0 41.7 58.3 0 60 40 PAHs 14.3 85.7 0 25 75 0 20 80 0 Clordanos 100 0 0 100 0 0 0 20 80 HCHs 14.3 42.9 42.9 79.2 4.2 16.7 0 0 100 Drines 85.7 14.3 0 95.8 4.2 0 0 80 20 PCBs 100 0 0 100 0 0 80 20 0 DDTs 85.7 0 14.3 95.8 0 4.2 0 0 100
< TEL: Porcentaje de estaciones con concentraciones menores que el TEL (Treshold Effects Level) > TEL y < PEL: Porcentaje de estaciones que contienen concentraciones entre el TEL y el PEL (Probable Effects Level) > PEL: Porcentaje de estaciones que exceden el PEL
En la siguiente tabla para la época de lluvias, se observa que al igual a que en la época
de secas, son los diversos grupos de hidrocarburos los que rebasan los criterios que
indican que es probable encontrar efectos adversos en los organismos, además de los
HCHs principalmente.
Tabla 4.2.6. Grupos de contaminantes que rebasan los criterios de TEL y PEL durante la época de lluvias. Dzilam Celestún Términos < TEL > TEL y <PEL > PEL < TEL > TEL y <PEL > PEL < TEL > TEL y <PEL > PEL PAHs - APM 15.4 84.6 0 8 92 0 16.7 83.3 0 PAHS - BPM 3.8 96.2 0 8 88 4 20.8 75 4.2 PAHs 15.4 84.6 0 8 92 0 45.8 54.2 0 Clordanos 100 0 0 100 0 0 100 0 0 HCHs 30.8 69.2 0 68 32 0 8.3 25 66.7 Drines 100 0 0 100 0 0 79.2 20.8 0 PCBs 100 0 0 100 0 0 100 0 0 DDTs 100 0 0 96 0 4 100 0 0 < TEL: Porcentaje de estaciones con concentraciones menores que el TEL (Treshold Effects Level) > TEL y <PEL: Porcentaje de estaciones que contienen concentraciones entre el TEL y el PEL (Probable Effects Level) > PEL: Porcentaje de estaciones que exceden el PEL
4.3 Contaminantes en Peces
Las concentraciones de las distintas fracciones de hidrocarburos en organismos para la
temporada de secas, se presentan en la figura 4.3.1 y para la época de lluvias en la
figura 4.3.2. Las tablas de resultados se muestran en el anexo.
La laguna de Términos en la época de secas es la que presentó mayor concentración
de mezcla compleja no resuelta (UCM), con una mediana de 60.475 µg/g, decreciendo
para Celestún y Dzilam con medianas de 53.387 µg/g y 19.694 µg/g respectivamente.
Con respecto a las concentraciones de Alifáticos Dzilam presentó las concentraciones
más altas con una mediana de 48.405 µg/g. En general la laguna que tuvo las
mayores concentraciones de hidrocarburos totales fue la de Términos con una mediana
de 154.893 µg/g.
Para la época de lluvias, Términos y Dzilam tuvieron concentraciones similares para la
UCM con medianas de 126.595µg/g y 124.694µg/g respectivamente. En general la
laguna que presentó mayor concentración de hidrocarburos totales fue Dzilam con una
mediana de 300.295µg/g, seguida de Términos (282.701µg/g) y por último Celestún
(88.195µg/g).
Dzilam Celestún Términos
Secas
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Al ifáticos UCM BPM APM PAHs Totales
Figura 4.3.1. Concentraciones medianas de las fracciones de
hidrocarburos en organismos durante la época de secas, en las
lagunas estudiadas.
Las concentraciones de plaguicidas organoclorados en organismos se presentan por
época (seca y lluvias) en las figuras 4.3.3 y 4.3.4. En la figura 4.3.3 se puede observar
que los plaguicidas organoclorados en organismos, en la época de secas se encuentran
en mayor concentración en Términos destacando las medianas de HCHs (29.979 ng/g),
Clordanos (5.723 ng/g), DDTs (10.596 ng/g) y plaguicidas totales (87.296 ng/g), pero
cabe señalar que Celestún presentó la más alta concentración de Clorobenceno
(mediana =29.472 ng/g) y que en Dzilam se encontró la mayor concentración de Mirex
(mediana = 0.351 ng/g).
En la época de lluvias los plaguicidas organoclorados (figura 4.3.4), se encontraron en
mayor concentración en Dzilam destacando las medianas de Clorbenceno (45.414
ng/g), HCHs (34.732 ng/g), Clordanos (39.724 ng/g), DDTs (8.059 ng/g) y plaguicidas
totales ( 224.543 ng/g)
Figura 4.3.2. Concentraciones medianas de las fracciones de
hidrocarburos en organismos durante la época de lluvias, en las
lagunas estudiadas.
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Alifáticos UCM BPM APM PAHs Totales
Figura 4.3.3. Concentraciones medianas de las fracciones de
plaguicidas organoclorados en organismos durante la época de
secas, en las lagunas estudiadas.
Dzi lam Cel est ún T érm inos
Secas
0
100
200
300
400
500
600
Pla
guic
idas
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDT s PC aniso l Endosul fan M i rex T otales
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
100
200
300
400
500
600
Plag
uici
das
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDTs PC anisol Endosulfan Mirex Totales
Figura 4.3.4. Concentraciones medianas de las fracciones de
plaguicidas organoclorados en organismos durante la época de
lluvias, en las lagunas estudiadas.
En la figura 4.3.5 se presentan las medianas de las concentraciones de PCBs para la
época de secas, cabe mencionar que aunque en general las concentraciones obtenidas
son muy bajas, la mayor concentración de PCBs totales se encontró en Términos
(mediana = 57.368 ng/g) y que Celestún presentó la máxima concentración absoluta de
PCBs tetraclorados (473.229 ng/g) y de triclorados (153.679 ng/g).
Para la época de lluvias las concentraciones de PCBs de igual manera son muy bajas,
aunque en Dzilam se presentó la más alta concentración de PCBs totales (mediana =
83.557 ng/g) y de PCBs triclorados (mediana = 36.906 ng/g).
Dzilam Celestún Términos
Secas
0
100
200
300
400
500
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
Figura 4.3.5. Concentraciones medianas de las fracciones de
bifenilos policlorados en organismos durante la época de secas, en
las lagunas estudiadas.
Se realizaron ANOVAS no paramétricos para determinar diferencias significativas entre
épocas (secas-lluvias) los resultados se observan en las figuras 4.3.7, 4.3.8 y 4.3.9.
Los organismos capturados en Dzilam presentaron diferencias significativas (figura
4.3.7) entre secas y lluvias (p < 0.05), para Celestún solo se presento diferencia
significativa (p< 0.05) entres épocas para PAHs de bajo peso molecular y para
Términos se presentaron diferencias significativas entre épocas para PAHs de bajo
peso molecular y PAHs de alto peso molecular.
Dzilam Celestún Términos
Lluvias
0
100
200
300
400
500
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
Figura 4.3.6. Concentraciones medianas de las fracciones de
bifenilos policlorados en organismos durante la época de lluvias, en
las lagunas estudiadas.
Para plaguicidas en organismos se encontraron diferencias significativas (p<0.05) entre
épocas en Dzilan para Clorobenceno, Clordanos, Drines y plaguicidas totales. Para
Celestún no se observaron diferencias significativas entre épocas y para Términos se
presentaron diferencias significativas para todos los compuestos (p<0.05) a excepción
de Clorobenceno y Endosulfan II, los cuales no fueron diferentes estadísticamente.
Para PCBs en organismos (figura 4.3.9) se encontraron diferencias significativas
(p<0.05) en Dzilam entre secas y lluvias para los diclorados y decaclorados, así como
los PCBs totales. En Celestún se presentaron diferencias significativas para los
Tetraclorados y los PCBs totales y por último para Términos se obtuvieron diferencias
significativas para los PCBs diclorados, triclorados, tetraclorados, pentaclorados y los
PCBs totales.
Dzilam SecasCelestún Secas
Términos SecasDzilam Lluvias
Celestún LluviasTérminos Lluvias
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
Hid
roca
rbur
os (µ
g/g)
Alifáticos UCM BPM APM PAHs Totales
. .. . .. . . .
Figura 4.3.7. Grupos de hidrocarburos en organismos con diferencias
significativas (punto azul) entre épocas de secas y lluvias.
Dzilam SecasCeles tún Secas
Térm inos SecasDzilam Lluvias
Celes tún LluviasTérm inos Lluvias
S itio
0
100
200
300
400
500
600
Plag
uici
das
(ng/
g)
Clorobenceno HCHs Clordanos Drines DDTs PC anisol Endosulfan Mirex Totales
. ..
...... .
.
Figura 4.3.8. Grupos de plaguicidas en organismos con diferencias
significativas (punto azul) entre épocas de secas y lluvias.
Dzilam SecasCeles tún Secas
Térm inos SecasD zilam L luvias
Celes tún LluviasTérm inos Lluvias
0
100
200
300
400
500
600
PC
Bs
(ng/
g)
Diclorados Triclorados Tetraclorados Pentaclorados Hexaclorados Heptaclorados Octaclorados Nonaclorados Decaclorados Totales
.
.
.
. .
..
.
.
.
Figura 4.3.9. Grupos de bifenilos policlorados en organismos con
diferencias significativas (punto azul) entre épocas de secas y lluvias.
En las siguientes tablas se encuentran los grupos de contaminantes en organismos que
observaron diferencias significativas en la comparación entre épocas.
Tabla 4.3.1.Grupos de contaminantes en organismos que presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Dzilam.
Dzilam H Valor
p Clorobencenos 6.6269 0.01
Clordanos 9.4338 0.0021Drines 3.9837 0.0459
Plaguicidas Totales 15.58 0.0001ALIF 11.9501 0.0005UCM 12.6377 0.0004BPM 15.5806 0.0001APM 15.5806 0.0001PAHs 15.5806 0.0001
Hidrocarburos Totales 15.5806 0.0001Diclorados 8.8787 0.0029
Decaclorados 5.9905 0.0144PCBs Totales 8.5138 0.0035
Tabla 4.2.3.Grupos de contaminantes en organismos que presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Celestún.
Celestún H Valor
p BPM 14.47 0.0001
Tetraclorados 10.369 0.0013PCBs Totales 4.6755 0.0306
Tabla 4.2.3.Grupos de contaminantes en organismos que presentaron diferencias significativas entre épocas para la laguna de Términos.
Términos H Valor p
HCHs 21.2899 0 Clordanos 17.6641 0
Drines 8.2146 0.0042 DDTs 35.4681 0
PC anisol 8.1061 0.0044 Mirex 4.6304 0.0314
Plaguicidas Totales 14.0928 0.0002 BPM 24.0998 0 APM 16.0555 0.0001
Diclorados 4.6304 0.0314 Triclorados 9.972 0.0016
Tetraclorados 23.4348 0 Pentaclorados 5.3743 0.0204 PCBs Totales 27.0276 0
Nota: 0 = p< 0.0001
4.4 Biomarcadores Bioquímicos Época de Secas
Los resultados del contenido total de CYP, de la actividad enzimática de EROD y la
concentración de proteína total en los bagres Ariopsis felis colectados en las Lagunas
de Terminos, Celestún y Bocas de Dzilam, se muestran en la tabla 4.1.
4.4.1 Contenido Total de Citocromo P450 (CYP) Como se puede observar, la máxima concentración de CYP total en la época de secas,
fue encontrada en bagres colectados en la Laguna de Celestún, en donde la máxima
concentración fue de 158.62 pmol/mg de proteína, mientras que las menores
concentraciones de esta proteína fueron encontrados en peces capturados en la
Laguna de Términos y en la de Dzilam, con niveles de 46.86 y 49.65 pmo/mg de
proteína, respectivamente (Fig. 4.4.1).
Debido a que las concentraciones de CYP no presentaron una distribución normal se
realizó un análisis de varianza no paramétrica de Kruskal-Wallis, en donde los
resultados demostraron que si existieron diferencias estadísticas significativas entre las
concentraciones de CYP total de los peces colectados en la Laguna de Celestún y los
colectados en la Laguna de Términos y Dzilam (H= 9.1543; P< 0.003), (Fig. 4.4.1).
Fig. 4.4.1. Contenido total de CYP en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam (Época de Secas).
T érm inos Celestún Dzi lam
Loca li dad
40
60
80
100
120
140
160
180
Con
teni
do T
otal
Cito
crom
o P
450
(nm
ol /
mg
prot
eína
)
Median 25%-75% Min-Max
Pez Laguna Época Climática CYP Total EROD Proteína Total Gen CYP1A Densitometría VTG
# nmol / mg de proteína pmol /min/mg de proteína mg / ml Unidades de Densitometría Unidades de Densitometría 1 Dzilam Secas 106.36 19.6 11.2 6142 211562 Dzilam Secas 102.24 14.7 9.58 4265 201653 Dzilam Secas 110.65 20.4 13.2 6532 216304 Dzilam Secas 96.65 11.6 8.95 5690 261585 Dzilam Secas 98.65 15.6 10.6 6321 320156 Dzilam Secas 49.65 16.7 11.3 4569 215607 Dzilam Secas 86.32 11.6 8.69 6148 269858 Dzilam Secas 78.60 16.3 8.65 6325 225699 Dzilam Secas 76.65 16.8 9.7 4986 3156010 Dzilam Secas 125.62 12.2 10.3 5698 3058911 Dzilam Secas 102.65 16.5 10.3 6547 3265912 Dzilam Secas 109.65 14.7 10.5 4965 3269513 Dzilam Secas 110.65 25.63 10.36 4569 2156014 Dzilam Secas 49.6 16.65 9.61 4265 3201515 Dzilam Secas 96.89 11.60 10.3 6547 016 Dzilam Secas 79.65 16.78 10.5 6532 2698517 Dzilam Secas 100.05 12.19 11.65 4569 019 Dzilam Secas 79.64 16.47 8.65 4569 3156018 Dzilam Secas 98.96 14.70 9.6 6547 225691 Celestún Secas 156.35 22.36 9.6 8848 378562 Celestún Secas 149.60 10.58 12.3 8119 356983 Celestún Secas 158.62 16.55 10.3 8121 345624 Celestún Secas 96.65 11.63 11.2 7652 326545 Celestún Secas 118.62 13.08 8.65 9422 375896 Celestún Secas 135.62 7.13 18.3 8110 412567 Celestún Secas 130.85 11.60 11.23 8120 423658 Celestún Secas 116.56 18.25 9.56 7640 403659 Celestún Secas 159.62 12.19 14.32 8848 3456210 Celestún Secas 94.65 14.70 11.6 8119 3653211 Celestún Secas 110.65 14.33 12.32 9422 3641212 Celestún Secas 154.89 9.06 14.6 8121 3625413 Celestún Secas 136.25 16.55 10.3 7652 3985614 Celestún Secas 125.3 8.15 8.69 8116 4210315 Celestún Secas 124.6 6.63 9.62 8841 4136516 Celestún Secas 98.65 8.29 10.36 9320 4123617 Celestún Secas 98.6 2.03 11.36 7890 4321018 Celestún Secas 149.65 6.80 11.32 8110 4156319 Celestún Secas 146.25 8.43 10.23 8850 4725620 Celestún Secas 110.23 13.20 9.86 9422 4125621 Celestún Secas 98.65 7.50 9.68 9320 4023622 Celestún Secas 99.65 8.32 10.32 8850 3896523 Celestún Secas 106.35 2.39 9.65 8110 3564124 Celestún Secas 108.65 7.84 8.98 8840 3845625 Celestún Secas 110.25 14.33 11.32 8792 3256376 Términos Secas 46.86 17.65 11.23 9612 4859677 Términos Secas 112.35 25.30 11.36 12120 4896578 Términos Secas 110.40 27.10 10.21 7855 4756379 Términos Secas 105.63 18.61 9.98 11751 5123680 Términos Secas 98.65 26.30 10.65 11609 6253681 Términos Secas 79.65 10.83 11.64711778 9612 6548982 Términos Secas 106.56 25.60 10.23 11751 7230183 Términos Secas 85.62 19.37 11.4 8792 6598784 Términos Secas 104.32 19.50 11.23 11560 7025685 Términos Secas 92.65 24.30 8.96 12650 5598786 Términos Secas 115.32 22.98 9.61 12100 5898687 Términos Secas 105.32 19.70 11.65 7855 6258988 Términos Secas 112.6 18.50 10.23 9865 5966289 Términos Secas 92.89 20.14 8.68 11056 5863290 Términos Secas 106.56 19.33 11.32 8100 7256091 Términos Secas 98.65 26.93 9.65 12120 7263292 Términos Secas 98.61 20.95 12.32 11609 74655
Tabla 4.4.1. Concentración de Citocromo P450 total (CYP), Actividad enzimática EROD y Expresión de los genes CYP1A y Vitelogenina en bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Dzilam, Celestún y Términos. (Época de Secas).
4.4.2 Actividad Enzimática EROD (Ethoxyresorufin-O- deethilasa). Los resultados de la actividad EROD en los peces colectados en las diferentes lagunas
del Golfo de México en la época de secas se muestran en la tabla 4.1. Como se puede
observar en esta tabla, las mayores actividades enzimáticas de EROD fueron
encontradas en los bagres colectados en la Laguna de Términos en donde la mediana
de la actividad EROD fue de 21.99 pmol/min/mg de proteína (Fig. 4.2). Todo lo contrario
ocurrió con las actividades enzimáticas de los bagres colectados en la Laguna de
Celestún en donde se registraron las mínimas actividades enzimáticas de todo el
estudio (Fig. 4.2).
4.4.3 Biomarcadores Moleculares Época de Secas
Extracción del RNA.
Fig. 4.2. Actividad enzimática de EROD en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam (Época de Secas).
T érm inos Celestún Dzi lam
Loc ali dad
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
30
32
34
Act
ivid
ad E
RO
D (p
mol
/min
/mg
de p
rote
ína)
Median 25%-75% Min-Max
Antes de evaluar la expresión del gen del CYP1A y de la VTG fue necesario evaluar la
integridad del RNA ya que en caso de haber una degradación del RNA no hubiera sido
posible determinar la inducción de estos genes. En la figura 4.3, se muestran los geles
en donde aparecen las dos bandas correspondientes a las dos subunidades del RNA.
La visualización de estas dos bandas nos indicó que el RNA se encontró en buen
estado y que por lo tanto es posible evaluar la expresión de los diferentes genes. En
esta misma figura, se muestran los geles con el RNA de todas las muestras de hígados
de bagres capturados en la zona de estudio.
Finalmente, para poder continuar lo análisis de expresión génica, el RNA total fue
cuantificado por medio de un espectrofotómetro a una longitud de onda de 260 y 280
nm. El RNA total extraído fue utilizado para evaluar la expresión de genes por medio de
la técnica de RT-PCR.
Fig. 4.3. Geles de agarosa al 1.5 % en donde se puede visualizar la integridad de las subunidades del RNA en muestras de hígado de pez de la especie Spheroides testudineus colectados en la costa del estado de Yucatán.
1KB 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
1KB 1 2 3 4 5 6 7 8 9
CHUBURNA
CHELEM
CHICXULUB 1KB 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Subunidades del RNA
4.4.4 Evaluación de la Expresión del Gen CYP1A por Medio de la Técnica de RT-PCR.
Una vez confirmada la integridad y la concentración del RNA, se evaluó la inducción del
gen del CYP1A mediante la reacción de RT-PCR en los hígados de todos los bagres
colectados en la época de secas. En la figura 4.4 se muestran el gel conteniendo un
pool de todas las muestras en donde se puede visualizar una banda de 568 pb
correspondiente a un fragmento del gen del CYP1A. Adicionalmente, en esta misma
figura se muestra la banda de 280 pb que corresponde a un fragmento del gen
constitutivo llamado β-actina que fue utilizado como un estándar interno.
En esta misma figura las bandas más intensas correspondieron a los peces colectados
en la Laguna de Términos. Sin embargo, es importante mencionar que la inducción del
CYP1A en los peces de estas estaciones fue muy significativa, al ser comparada con
los niveles del CYP1A de los peces colectados en la Laguna de Dzilam en donde los
bagres no expresaron claramente la inducción de este gen.
CYP1A (568 pb)
ACTINA (280 pb)
Fig.4.4. Gel de agarosa en donde se visualiza los fragmentos amplificados por la técnica de RT-PCR. Carril 1, Marcador molecular. Carril 2, Muestras de Términos, Carril 3, Muestras de Dzilam, Carril 4, Muestras de Celestún.
1 2 3 4 5
Al analizar las densitometrías de todos los peces colectados en la época de secas
podemos observar si existieron diferencias significativas muy marcadas entre los
bagres colectados en la Laguna de Términos y Celestún con los colectados en la
Laguna de Dzilam (Fig. 4.5)
4.4.5 Evaluación de la Expresión del Gen Vitelogenina (VTG) por Medio de la Técnica de RT-PCR.
La inducción del gen de la VTG fue analizada evaluada mediante la reacción de RT-
PCR en los hígados de todos los bagres colectados en la época de secas. En la figura
4.6, se muestran los geles con los fragmentos amplificados de algunos los peces
colectados en donde se puede visualizar una banda de 568 pb correspondiente a un
fragmento del gen de la VTG. Adicionalmente, en esta misma figura se muestra la
banda de 300 pb que corresponde a un fragmento del gen constitutivo llamado β-actina
que fue utilizado como un estándar interno.
Celestún Dzi lam T érm inos
Localidad
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
Uni
dade
s de
Den
sito
met
ría
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.5 Análisis densitométrico del gen CYP1A de los bagres Ariopsis felis colectados en la Laguna de Celestún, en Dzilam y en Términos. (Época de secas).
Como se puede observar en esta misma figura las bandas más intensas
correspondieron a los peces colectados en la Laguna de Términos. Después de
considerar todas las densitometrías y después de realizar una prueba no paramétrica
de Kruskal Wallis, los resultados mostraron que si existieron diferencias estadísticas
significativas entre los niveles de la VTG (H= 52.60, P= 0.0003) en los peces
comparados entre las lagunas de Celestún, Dzilam y Términos (Fig. 4.7).
Fig. 4.7 Análisis densitométrico del gen de la VTG de los bagres Ariopsis felis colectados en la Laguna de Celestún, en Dzilam y en Términos (Época de secas).
Celestún T érm inos Dzi lam
Local idad
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
80000
VTG
(Uni
dade
s de
Den
sito
met
ría)
Median 25%-75% Min-Max
Gen VTG
568 pb
Fig. 4.6. Gel de agarosa al 1 % donde se visualiza la expresión del gen de la Vitelogenina en hígado de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Celestún, Términos y Dzilam (Época de Secas).
Términos Celestún
Dzilam
4.5.1 Biomarcadores Bioquímicos Época de Lluvias
Los resultados del contenido total de CYP, de la actividad enzimática de EROD y la
concentración de proteína total en los bagres Ariopsis felis colectados en la época de
lluvias en las Lagunas de Terminos, Celestún y Bocas de Dzilam, se muestran en la
tabla 4.2.
4.5.2 Contenido Total de Citocromo P450 (CYP) Las máximas concentraciones de CYP total en la época de lluvias, fueron encontradas
en los bagres colectados en la Laguna de Términos y de Celestún, en donde las
máximas concentraciones fueron de 198.3 y 189.6 pmol/mg de proteína,
respectivamente, mientras que las menores concentraciones de esta proteína fueron
encontrados en peces capturados en la Laguna de Dzilam, con niveles de 42.6 pmo/mg
de proteína (Fig. 4.8). El resultado del análisis de varianza no paramétrica de Kruskal-
Wallis, demostró que si existieron diferencias estadísticas significativas entre las
concentraciones de CYP total de los peces colectados en la Laguna de Celestún y los
colectados en la Laguna de Términos y Dzilam (H= 10.6077; P< 0.0050).
Tabla 4.2. Concentración de Citocromo P450 total (CYP), Actividad enzimática EROD y Expresión de los genes CYP1A y Vitelogenina en bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Dzilam, Celestún y Términos. (Época de Lluvias).
Pez Laguna Época Climática CYP Total EROD Proteína Total Gen CYP1A Densitometría VTG
# nmol / mg de proteína pmol /min/mg de proteína mg / ml Unidades de Densitometría Unidades de Densitometría 1 Dzilam Lluvias 89.65 12.19 8.65 7589 02 Dzilam Lluvias 78.95 14.70 9.65 5698 325633 Dzilam Lluvias 136.32 14.33 8.56 6985 04 Dzilam Lluvias 79.65 9.06 11 7896 365485 Dzilam Lluvias 113.35 16.55 9.32 6594 06 Dzilam Lluvias 113 8.15 8.25 8965 07 Dzilam Lluvias 142.3 12.35 10.23 8562 08 Dzilam Lluvias 42.6 9.65 9.65 6592 09 Dzilam Lluvias 76.56 16.98 11.23 5986 2156010 Dzilam Lluvias 58.96 15.32 10.36 7895 011 Dzilam Lluvias 136.32 21.23 9.325 9865 2163012 Dzilam Lluvias 109.6 18.65 11.2 4256 2615813 Dzilam Lluvias 78.95 19.45 9.56 9863 014 Dzilam Lluvias 92.65 16.32 8.98 6598 015 Dzilam Lluvias 79.65 17.56 11.64 7654 3265816 Dzilam Lluvias 113.35 12.45 7.61 9123 3265817 Dzilam Lluvias 109.6 16.80 7.65 8978 3021518 Dzilam Lluvias 142.3 20.30 9.62 9632 019 Dzilam Lluvias 42.6 18.90 8.6 8965 020 Dzilam Lluvias 41.65 16.50 8.65 7890 021 Dzilam Lluvias 111.32 14.60 9.58 8652 022 Dzilam Lluvias 113.2 15.30 11.23 9630 023 Dzilam Lluvias 49.68 12.50 11.36 7636 0101 Celestún Lluvias 116.32 32.68 9.6 10785 48652102 Celestún Lluvias 158.36 28.65 12.3 11650 51263103 Celestún Lluvias 165.32 26.35 10.3 12560 42108104 Celestún Lluvias 148.6 21.63 11.2 4856 40365105 Celestún Lluvias 123.65 33.20 8.65 16958 0106 Celestún Lluvias 79.65 17.65 18.3 7658 39856107 Celestún Lluvias 89.65 22.30 11.23 11520 0108 Celestún Lluvias 145.25 28.60 9.56 9265 36254109 Celestún Lluvias 178.2 22.30 14.32 10780 0110 Celestún Lluvias 146.36 24.70 11.6 11540 42103111 Celestún Lluvias 189.65 24.70 12.32 9420 0112 Celestún Lluvias 79.65 19.65 14.6 9630 0113 Celestún Lluvias 89.65 26.30 10.3 11560 396582114 Celestún Lluvias 158.36 18.90 8.69 10632 34562115 Celestún Lluvias 145.25 16.65 9.62 9654 0116 Celestún Lluvias 148.6 28.64 10.36 8965 36412117 Celestún Lluvias 123.65 22.36 11.36 10651 0118 Celestún Lluvias 110.36 36.20 11.32 9423 36532119 Celestún Lluvias 110.3 36.10 10.23 9180 72301120 Celestún Lluvias 165.32 33.20 9.86 8652 70256121 Celestún Lluvias 178.2 27.60 9.68 10560 55987122 Celestún Lluvias 115.3 28.60 10.32 8970 58986176 Términos Lluvias 123.63 30.20 11.23 8965 0177 Términos Lluvias 105.63 34.20 10.32 6520 0178 Términos Lluvias 98.65 39.60 14.32 12560 0179 Términos Lluvias 179.36 28.60 12.32 11985 67885180 Términos Lluvias 156.35 26.50 11.65 12569 0181 Términos Lluvias 110.36 39.50 9.65 13650 59868182 Términos Lluvias 149.60 31.29 8.26 13110 69854183 Términos Lluvias 158.62 32.60 10.36 13962 62589184 Términos Lluvias 96.65 31.2 11.23 12456 65231185 Términos Lluvias 118.62 39.8 8.96 12654186 Términos Lluvias 189.6 39.5 9.61 13692 72560187 Términos Lluvias 198.3 36.1 11.65 14652 69852188 Términos Lluvias 96.6 31.5 10.23 12456 65987189 Términos Lluvias 158.62 34.2 8.68 12698 0190 Términos Lluvias 96.65 36.7 11.32 16980 0191 Términos Lluvias 118.62 37.5 9.65 10786 0192 Términos Lluvias 113.2 35.20 12.32 14320 0193 Términos Lluvias 189.6 32.4 11.3 16951 65325194 Términos Lluvias 198.3 32.6 10.5 14326 0195 Términos Lluvias 178.2 39.6 11.6 13562 0196 Términos Lluvias 115.3 39.6 12.3 12941 353201197 Términos Lluvias 123.63 34.6 11.4 12659 0198 Términos Lluvias 100.36 35.3 10.6 13654 0199 Términos Lluvias 98.65 33.6 10.3 10785 56982200 Términos Lluvias 98.78 36.6 10.5 13265 0
4.5.3 Actividad Enzimática EROD (Ethoxyresorufin-O- deethilasa). Los resultados de la actividad EROD en los peces colectados en la época de lluvias en
los diferentes sistemas costeros del Golfo de México, se muestran en la tabla 2. Como
se puede observar en esta tabla, la mayor actividad enzimática de EROD fue
encontrada en los bagres colectados en la Laguna de Términos con un valor de 46. 6
pmol/min/mg de proteína (Fig. 4.9). Todo lo contrario ocurrió con las actividades
enzimáticas de los bagres colectados en la Laguna de Dzilam en donde se registraron
las mínimas actividades en la época de lluvias. De la misma forma que con el contenido
total de CYP, el resultado del análisis no paramétrico de Kruskal-Wallis, demostró que
si existieron diferencias estadísticas significativas entre las actividades de EROD de los
peces colectados en las Lagunas de Celestún, Términos y Dzilam (H= 22.3731; P<
0.0000), (Fig. 4.9).
Fig. 4.8. Contenido total de CYP en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam (Época de Lluvias).
Celestún Dzi lam T érm inos
Local idad
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Con
teni
do T
otal
de
CY
P (p
mol
/mg
prot
eína
)
Median 25%-75% Min-Max
4.5.4 Biomarcadores Moleculares Época de Lluvias
4.5.5 Evaluación de la Expresión del Gen CYP1A por Medio de la Técnica de RT-PCR.
En la figura 4.10 se muestra el análisis densitométrico de los fragmentos del gen
CYP1A de todos los peces colectados en las Lagunas de Celestún, Términos y Dzilam.
Como se puede observar las bandas más intensas correspondieron a los peces
colectados en la Laguna de Términos, seguidas por los peces de la Laguna de
Celestún. Estos resultados nos indican que los peces colectados en la laguna de
Términos presentan una alteración en su metabolismo producto de la exposición a
diferentes xenobióticos. Es importante mencionar que tal y como se observa en esta
Fig. 4.9. Actividad enzimática de EROD en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam (Época de Lluvias).
Celestún Dzi lam T érm inos
Local idad (Epoca de l luvias)
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Act
ivid
ad E
RO
D (p
mol
/ m
in /
mg
prot
eína
)
Median 25%-75% Min-Max
misma figura, la inducción del CYP1A en los peces de esta laguna fue muy significativo,
al ser comparada con la densitometría de los demás peces.
4.5.6 Evaluación de la Expresión del Gen VTG por Medio de la Técnica de RT-PCR.
En la figura 4.11, se muestra un gel en donde se visualiza un fragmento amplificado del
gen de la VTG. Adicionalmente, en esta misma figura se muestra la banda de 300 pb
que corresponde a un fragmento del gen constitutivo llamado β-actina que fue utilizado
como un estándar interno.
La sobre expresión del gen de la VTG fue menos evidente en la época de secas. Sin
embargo, los peces que tuvieron una alta expresión en la época de lluvias fueron
colectados en la laguna de Términos.
Celestún Dzilam Términos
Local idad
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
Uni
dade
s de
Den
sito
met
ría Median
25%-75%
Min-Max
Fig. 4.10 Análisis densitométrico del gen CYP1A de los bagres Ariopsis felis colectados en la Laguna de Celestún, en Dzilam y en Términos. (Época de lluvias).
Al igual que con los resultados del gen del CYP1A, los resultados muestran que los
bagres colectados en esta laguna presentan una alteración en la expresión de este gen
y adicionalmente, en esta laguna se detectaron tres peces con células reproductoras
masculinas y en estos mismos peces células reproductoras femeninas en proceso de
vitelogénesis.
En la figura 4.12 se muestran las medianas de todas las densitometrías determinadas
en los bagres colectados en las tres lagunas. Como se puede apreciar el gen de la VGT
fue muy variable, sin embargo, los mayores niveles detectados fueron en los peces
colectados en la Laguna de Términos. El análisis de no paramétrico de Kruskall Wallis
demostró que no hubieron diferencias estadísticas significativas entre los niveles de la
VTG de todos los peces colectados en la época de lluvias.
Fig. 4.11. Gel de agarosa al 1.5 % donde se visualiza la expresión del gen de la Vitelogenina en hígado de bagres Ariopsis felis colectados en las lagunas de Celestún, Términos y Dzilam (Época de Lluvias).
Gen de la VTG
568 pb
De acuerdo con los resultados obtenidos en el muestreo de secas y de lluvias del 2005,
podemos observar que los niveles del CYP fueron relativamente mayores en los peces
colectados en la época de lluvias. Sin embargo, las menores concentraciones de CYP
fueron muy similares en ambas épocas climáticas (Fig. 4.13).
Aún cuando en la gráfica anterior se muestran que los niveles de CYP fueron
relativamente más altos en la época de lluvias, al comparar los valores de CYP de los
peces colectados en todas las lagunas en las dos épocas climáticas podemos observar
que si existió un incremento significativo en los valores de CYP en los peces colectados
durante la época de lluvias (Fig. 4.13). Estos resultados nos sugieren que en la época
de lluvias pueden estarse arrastrando diferentes compuestos orgánicos persistentes
que a la vez son absorbidos por los peces produciendo una mayor inducción de alguna
isoforma del CYP.
Fig. 4.12 Análisis densitométrico del gen de la VTG de los bagres Ariopsis felis colectados en la Laguna de Celestún, en Dzilam y en Términos (Época de lluvias).
Celestún Lluvias Dzilam Lluvias Términos Lluvias
Localidad
-10000
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
80000
VTG
(Uni
dade
s de
Den
sito
met
ría)
Median 25%-75% Min-Max
Por otro lado, aún cuando los niveles de CYP total de los bagre Ariopsis felis fueron
variables el análisis de varianza demostró que si existieron diferencias significativas
entre las dos épocas climáticas (21.0133; p= 0.0008), (Fig. 4.14).
Por otro lado, al evaluar el comportamiento de la actividad de la enzima EROD (la cual
es una medición directa de la isoforma del CYP1A) pudimos observar que los peces
que tuvieron las mayores inducciones de este CYP1A fueron peces colectados en la
época de lluvias (Fig. 4.15). Estos datos nos confirman que los peces que tuvieron un
alto contenido de CYP también fueron los que incrementaron la isoforma CYP1A que
generalmente son inducidos por compuestos planos como los hidrocarburos aromáticos
policíclicos (PAHs), algunos plaguicidas organoclorados y los bifenilos policlorados
(PCBs).
secas l luvias
ÉPOCA CLIM ÁT ICA
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Con
teni
do T
otal
de
CY
P (p
mol
/ m
g pr
oteí
na)
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.13. Contenido total de CYP en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en todas las lagunas (Términos, Celestún y Dzilam) durante la Época de Secas y Lluvias.
Términos secas Celestún secas Dzilam secas Términos lluvias Celestún lluvias Dzilam lluvias
Localidad
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Con
teni
do T
otal
de
CYP
(pm
ol /
mg
prot
eína
)
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.14. Contenido total de CYP en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en todas las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam durante las dos épocas climáticas (Secas y Lluvias).
Secas Lluvias
ÉPOCA CLIMÁTICA
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Activ
idad
de
ERO
D (p
mol
/ m
in/ m
g pr
oteí
na)
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.15. Actividad enzimática EROD en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en todas las lagunas (Términos, Celestún y Dzilam) durante la Época de Secas y Lluvias.
Por otro lado, después de realizar un análisis de varianza no paramétrico sobre las
actividades de EROD, pudimos observar que si existieron diferencias estadísticas muy
significativas entre las dos épocas climáticas (H=37.2211; p= 0.0000), (Fig. 4.15). De la
misma forma, este comportamiento fue observado cuando comparamos los contenidos
totales de CYP de todos los bagres colectados tanto en la época de secas como en la
de lluvias, donde los mayores valores detectados fueron en los bagres colectados en
las lagunas de Términos y de Celestún (Fig. 4.16).
Las actividades EROD descritas en este estudio son ligeramente más altas a las
reportadas por Willett et al. (1997) en donde evaluaron estas mismas actividades en
peces colectados en la Bahía de Galveston. Sin embargo, las actividades de EROD
fueron mayores a las detectadas en los bagres Ariopsis felis de la Bahía de Chetumal
Términos secas Celestún secas Dzilam secas Términos lluv ias Celestún lluv ias Dzilam lluv ias
Localidad
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Activ
idad
ER
OD
(pm
ol /
min
/ m
g pr
oteí
na)
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.16. Actividad enzimática EROD en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en todas las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam durante las dos épocas climáticas (Secas y Lluvias).
(Datos No publicados). Por otro lado, aunque existen trabajos en donde han encontrado
inducciones mayores a las observadas en este estudio (hasta 1700 pmol/min/mg de
proteína), es importante mencionar que estas actividades han sido determinadas en
diferentes especies a las utilizadas en este estudio y sobre todo han sido detectadas
con especies que habitan en otras partes del mundo y en zonas con diferentes
temperaturas (George et al., 1990; Gray et al., 1991; Monosson and Stegeman, 1994).
Los estudios de la actividad enzimática EROD para evaluar el efecto de los
contaminantes en peces y en diferentes sistemas acuáticos en diferentes partes del
mundo, son diversos (Armstrong et al., 1995; Hawkins et al., 1994; Hocutt 1975; Littler
and Murray 1975; Warwick et al., 1990). Sin embargo, en nuestro país aún no existen
trabajos disponibles en donde haya evaluado el impacto de los contaminantes utilizando
la actividad enzimática EROD como un biomarcador de efecto.
Los resultados de los hidrocarburos, plaguicidas y PCBs en tejidos de peces en la
época de secas reportados en este estudio mostraron que la concentración de
hidrocarburos aromáticos policíclicos e hidrocarburos totales fueron muy elevadas,
sobre todo en los peces colectados en las lagunas de Celestún y Términos. Sin
embargo, en la época de lluvias los peces que tuvieron las mayores concentraciones de
plaguicidas hidrocarburos y PCBs fueron los colectados en la laguna de Dzilam.
Es importante mencionar que aún cuando las concentraciones no han sido las mayores
detectadas en los peces en sistemas costeros del Golfo de México, si es muy claro que
estos peces muestran una fuerte evidencia de exposición a diferentes contaminantes.
Uno de los aspectos más sorprendentes de este estudio es que los peces colectados
en laguna de Dzilam (considerada como control debido a la falta de actividades
industriales y antropogénicas en esta zona) se detectaron altas concentraciones y
residuos de diferentes contaminantes orgánicos persistentes, así como altos niveles de
biomarcadores en los bagres que habitan estas lagunas.
Los bagres (Ariopsis felis) utilizados en este estudio normalmente se alimentan de
diferentes invertebrados bentónicos y estos peces no sólo están expuestos a los
contaminantes a través de la cadena trófica sino que también por la exposición directa
(por el contacto con los sedimentos) y a través de las branquias. Esta exposición de
contaminantes trae como consecuencia que los organismos modifiquen los niveles
enzimáticos en un afán de transformar y de eliminar a los diferentes contaminantes.
Dado que la fracción de los PAHs son importantes desde el punto de vista
ecotoxicológico y dado que los PAHs inducen al Citocromo P450 en peces y en una
amplia gama de animales (Stegeman et al., 1992), y James (1984) los resultados del
CYP1A (medido por la actividad EROD) mostraron que los bagres colectados en la
Laguna de Términos fueron los que presentaron las mayores actividades durante las
dos épocas climáticas. Los resultados de la actividad EROD y del Contenido total de
citocromo P450 en los peces colectados en las tres lagunas fueron variables tanto en la
época de secas como en la de lluvias, pero los resultados del análisis de varianza de
Kruskall Wallis demostraron que si existieron diferencias estadísticas significativas entre
las actividades de los bagres colectados en las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam
(P= 0.002).
Aún cuando las actividades EROD fueron muy elevadas y consistentes en los bagres al
hacer un análisis de correlación de Spearman, los resultados mostraron una baja
correlación con los contaminantes. Las únicas correlaciones muy consistentes fueron
con los metabolitos en la bilis como el Benzo(a)pireno (r= 0.6987). y el 1.OH pireno (r=
0.6623). Estos resultados, nos indican la participación del gen CYP1A, específicamente
la actividad EROD en la transformación de los hidrocarburos aromáticos policíclicos.
Aún cuando mostramos una fuerte evidencia de las alteraciones enzimáticas de los
peces colectados en las diferentes lagunas, existe una falta de asociación y
significancia entre los contaminantes y las actividades EROD y el contenido Total de
CYP. Esto puede ser debido a la alta movilidad que presentan los peces de una zona a
otra, aunque en realidad, los resultados de las actividades EROD nos indican las
actividades enzimáticas de los bagres al momento de la colecta y estos niveles nos
indican que tan activos se encuentran estas enzimas en el proceso de transformación y
eliminación de los contaminantes. Por oro lado, de acuerdo a los resultados obtenidos
de los contaminantes en los tejidos de los peces, se puede observar que las
concentraciones de los contaminantes no son iguales en todos los peces, por lo que es
una causa muy sólida para poder entender la falta de asociación entre los
contaminantes y las actividades EROD.
Por otro lado, al comparar las actividades de EROD y el contenido total del CYP entre
las dos diferentes épocas climáticas se observa que hay una elevación muy significativa
en los niveles de estos biomarcadores en la época de lluvias. Este mismo
comportamiento se observa con los niveles de contaminantes en los peces. Esto nos
confirma que la entrada de los contaminantes es estacional y puede estar muy
relacionada con los escurrimientos, descargas y los arrastres de las zonas
continentales hacia las zonas estuarinas causando incrementos en la respuesta de los
peces.
Adicionalmente a los hidrocarburos y a los plaguicidas organoclorados hay evidencia de
que varios compuestos químicos en el ambiente pueden causar efectos negativos a la
salud de los organismos. Dentro de estos compuestos químicos se incluyen a aquellos
que están hechos por el hombre así como los que son de origen natural y que pueden
provenir de plantas como los fitoestrógenos.
Algunos de estos compuestos han sido descritos como disruptores endocrinos y
muchos de ellos son disponibles en Usa, en México y en Centro América. Sin embargo,
muchos de ellos han sido retirados de su uso por los efectos adversos que le pueden
causar a la salud de los humanos y a los organismos.
La disrupción endócrina ha sido estudiada en diferentes organismos y una manera para
evaluar el efecto en los organismos expuestos por diferentes contaminantes es
midiendo la expresión del gen de la vitelogenina (VGT) en organismos macho. Aún
cuando los niveles de la VGT no tuvieron una relación significativa con los
contaminantes en los tejidos de los peces, los resultados mostraron cambios muy
significativos entre los peces colectados en las diferentes lagunas pero sobre todo en
las dos épocas climáticas (Fig. 4.17). Desafortunadamente, es muy difícil confirmar si
existe disrupción endocrina o no pues se carece de estudios previos o basales de los
niveles de la expresión de estos bagres. Sin embargo, durante este estudio se
identificaron tres peces en la laguna de Términos que tuvieron alteraciones
reproductivas ya que en los peces machos se observaron ovocitos en proceso de
vitelogénesis. Estos hallazgos han sido descritos en diferentes partes del mundo que
han sido considerados como disrupción endócrina y han sido asociados a sitios
altamente impactados por compuestos orgánicos persistentes.
Las concentraciones de contaminantes en el hígado de los peces se analizó por medio
de un análisis de conglomerados, usando la estrategia de ward y la distancia
Manhattan. El resultado se muestra como un dendrograma en la Figura 4.18, donde
Celestún SecasDzi lam Secas
T érm inos SecasCelestún L luvias
Dzi lam LluviasT érm inos L luvias
Local id ad
-10000
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
80000
VTG
(Uni
dade
s de
Den
sito
met
ría)
Median 25%-75% Min-Max
Fig. 4.17. Expresión del gen de la Vitelogenina (VGT) en hígados de bagres Ariopsis felis colectados en todas las lagunas de Términos, Celestún y Dzilam durante las dos épocas climáticas (Secas y Lluvias).
puede verse que los peces recolectados en la época de secas se separan de los
recolectados en la época de lluvias, con la excepción de los peces de Dzilam de Bravo,
que muestran una tendencia contraria a los de las otras lagunas estudiadas.
La Figura 4.19 presenta el mismo análisis, pero con los datos de biomarcadores. Se
forman claramente dos grupos de peces, uno para cada época climática, con la
excepción de los peces de Dzilam. Estos resultados son los mismos que se obtuvieron
con las concentraciones de contaminantes, por lo que se obtiene una buena separación
para los resultados de las dos épocas climáticas extremas. Los resultados de la laguna
Dzilam se comportan de manera inversa, posiblemente debido a que dentro de esta
laguna descarga agua freática a través del borde oriental del cráter de Chikxulub.
Te-L
luTe
-Llu
Te-L
luTe
-Llu
Ce-
Llu
Te-L
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Llu
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Llu
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Sec
Dz-
Sec
0
20
40
60
80
100
120
Dis
tanc
ia d
e En
lace
Figura 4.18. Análisis de conglomerados de los contaminantes en hígado.
Una manera de ver la relación entre las concentraciones de contaminantes y los
biomarcadores es hacer un análisis canónico de correlación, donde se generan
funciones canónicas de cada grupo de variables, que se correlacionan entre sí. La
Figura 4.20 muestra los primeros ejes canónicos. El coeficiente de correlación
canónica, R, es de 0.77 (P=0.00000). La figura muestra una buena relación entre los
primeros ejes canónicos de cada grupo de variables.
Ce-
Llu
Te-S
ecTe
-Sec
Te-S
ecTe
-Sec
Te-S
ecTe
-Sec
Te-S
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-Sec
Te-S
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-Sec
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-Llu
Te-L
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-Llu
Te-L
luTe
-Llu
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-Sec
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-Sec
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-Llu
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Llu
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Llu
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uD
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ec
0
10
20
30
40
Dis
tanc
ia d
e En
lace
Figura 4.19. Análisis de conglomerados de los biomarcadores.
Otra forma de visualizar la relación entre los contaminantes y los biomarcadores es usar
el análisis de redundancias, que es la forma restringida del análisis de componentes
principales. En esta forma se usan dos matrices de datos. La primer matriz se somete a
un análisis de componentes principales, con la diferencia de que además de buscar que
los ejes “expliquen” la mayor cantidad posible de la varianza tengan también la máxima
correlación con las variables de la segunda matriz. El programa CANOCO permite
realizar este análisis, además de permitir hacer un análisis de aleatorización, por lo que
es posible determinar la significancia estadística del resultado.
-2 -1 0 1 2 3
Eje Canónico Contaminantes 1 (26%)
-3
-2
-1
0
1
2
3
Eje
Can
ónic
o Bi
omar
cado
res
1 (3
6%)
Y = -1.8077E-8+0.7723*x
Figura 4.20. Análisis de correlación canónica entre los biomarcadores y
los contaminantes analizados. Se muestran los primeros ejes canónicos
para cada grupo de variables, y el porcentaje de varianza explicada
para cada grupo.
La Figura 4.21 muestra los dos primeros ejes del análisis, usando únicamente las
lagunas y las épocas de muestreo como variables “explicativas”.
Los resultados que se obtienen del programa son:
Solo con “Secas” y “Dzilam”
-0.8 0.8
-1.0
1.0
EROD
Proteina
CYP1A
Vitelogenina
Secas
Dzilam
Celestun
Terminos
Figura 4.21. Análisis de Redundancia (RDA) usando únicamente
las lagunas y las épocas como variables explicativas.
Test of significance of first canonical axis: eigenvalue = 0.298 F-ratio = 54.255 P-value = 0.0002 Test of significance of all canonical axes : Trace = 0.302 F-ratio = 27.714 P-value = 0.0002 ( 4999 permutations under reduced model) Axes Total variance 1 2 3 4 Species-environment correlations : 0.256 0.700 0.107 0.565 Cumulative percentage variance of species data : 29.8 30.2 99.1 99.8 of species-environment relation: 91.9 99.6 146.9 155.3
El resultado es altamente significativo usando 5,000 permutaciones de los datos. El
análisis “explica” el 30.2 % de la varianza total de los datos de biomarcadores. De la
figura puede verse que la vitelogenina aumenta en la época de secas, y en Celestún,
mientras que los otros biomarcadores tienden a ser mayores en Términos y en Dzilam y
la época de lluvias.
La Figura 4.22 muestra los resultados usando las concentraciones de contaminantes en
el hígado de los peces. Los resultados son:
Test of significance of first canonical axis: eigenvalue = 0.179 F-ratio = 27.598 P-value = 0.0004 Test of significance of all canonical axes : Trace = 0.179 F-ratio = 9.238 P-value = 0.0004
( 4999 permutations under reduced model) Axes 1 2 3 4 Total variance Species-environment correlations : 0.480 0.650 0.518 0.352 Cumulative percentage variance of species data : 17.9 17.9 17.9 98.7 of species-environment relation: 97.5 99.5 99.7 221.2 Sum of all eigenvalues 1.000 Sum of all canonical eigenvalues 0.233
-1.0 0.6
-0.8
0.6
EROD
Proteina
CYP1A
Vitelogenina
OH-Naftaleno
23_PAHs
TCBs
Figura 4.22 Análisis de Redundancias (RDA) usando los contaminantes en hígado
Puede verse que el análisis es altamente significativo, y que el OH-Naftaleno, los TCBs
(triclorobencenos) y los PAHs de bajo peso molecular son las variables que mejor
“explican” la estructura de los resultados de los biomarcadores. Estos resultados
“explican” otro 17.8 % de la varianza total de los datos de biomarcadores.
5. Conclusiones
En la generalidad, los mayores niveles de los diferentes biomarcadores analizados en
este estudio fueron detectados en los peces colectados en la Laguna de Términos
durante las dos épocas climáticas. La única excepción fue con la expresión del gen de
la vitelogenina donde las mayores expresiones fueron detectadas en los peces
colectados en la Laguna de Términos pero en la época de secas.
Aunque en otros trabajos se ha podido establecer un gradiente en la actividad EROD en
relación a los sitios contaminados, en este estudio no fue posible debido a la pequeña
dimensión y a la alta movilidad de los peces. Por otro lado, es importante mencionar
que los peces que presentaron las mayores concentraciones de contaminantes
orgánicos también fueron los que tuvieron las mayores actividades EROD y las
mayores concentraciones de metabolitos de PAHs, siendo el naftaleno y el fenantreno
los que tuvieron una mayor concentración.
Por último, como se mencionó anteriormente, se observó que la inducción del CYP1A
incrementó de manera significativa en peces expuestos a contaminantes, respecto a los
peces control (crecidos en cautiverio en zona libre de contaminantes) por lo que estos
resultados confirman que la inducción del CYP1A puede ser una herramienta sensible
para evaluar el efecto de algunos contaminantes en el ambiente.
Las concentraciones de metabolitos de los PAHs en bilis de bagres fueron mayores en
Celestún y la Laguna de Términos que en Bocas de Dzilam. Este resultado no se
esperaba, sobre todo para la laguna de Celestún, pues no está cercana a instalaciones
petroleras.
Se encontraron varias estaciones cuyas concentraciones de HCHs y Drines excedían el
PEL de la NOAA, lo que es motivo de preocupación, sobre todo considerando que la
zona de estudio no tiene una agricultura desarrollada.
Es necesario establecer un Plan Nacional de Monitoreo que permita establecer las
tendencias espaciales y temporales de los contaminantes orgánicos persistentes y
metales pesados, así como biomarcadores selectos, en la zona costera del país, ya que
el océano es el receptor final de muchas de estas sustancias.
VI. Recomendaciones
De manera preliminar, y en base a los resultados de esta primera temporada de trabajo
de campo, se recomienda sustituir la Laguna de Nichupté por la Laguna Bocas de
Dzilam.
Se recomienda continuar con este estudio, añadiendo otros biomarcadores como las
actividades de colinesterasa, glutatión transferasa y catalasa, que indican otras
respuestas ecotoxicológicas en los organismos.
Se recomienda continuar las gestiones para que el Lindano (γ-hexaclorociclohexano) se
incluya en la Convención de Estocolmo y en particular se recomienda incluir acciones
específicas para este compuesto en el Plan Nacional de Implementación de la
Convención de Estocolmo.
Es necesario desarrollar estudios para desarrollar indicadores pertinentes para las
condiciones ambientales de México, que permitan determinar si hay un peligro potencial
para el ambiente o la salud humana.
VII. Referencias Citadas
Almada-Villela PC, Sale PF, Gold-Bouchot G and Kjerfve B. 2003. Manual of Methods for
the MBRS Synoptic Monitoring Program. Selected Methods for Monitoring Physical and
Biological Parameters for Use in the Mesoamerican Region. Mesoamerican Barrier Reef
Ecosystems Project (MBRS). Belize, Belize. Pp. 149.
Alvarez-Legorreta, T. G. Gold-Bouchot and O. Zapata-Perez. 1994. Hydrocarbon
Concentrations in Sediments and Clams (Rangia cuneata) in Laguna de Pom, Mexico.
Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 52(1): 39-45.
Ariese, F., Kok, S.J., Verkaik, M., Gooijer, C., Velthorst, N.H., Hofstraat, J.W., 1993.
Synchronus fluorescence spectrometry of fish bile: A rapid screening method for the
biomonitoring of PAH exposure. Aquatic Toxicology 26, 273-286.
Barhoorn, IEJ and van Vuren, JHJ. 2004. The use of different enzymes in feral freshwater
fish as a tool for the assessment of water pollution in South Africa. Ecotoxicology and
Environmental Safety, 59: 180-185.
Barrett, JC; H Vainio; D Peakall; BD Goldstein. 1997. 12th Meeting of the Scientific Group
on Methodologies for the Safety Evaluation of Chemicals: Susceptibility to
Environmental Hazards. Joint Report. Environmental Health Perspectives 105(4): 699-
737.
Beyer, J; M Sanduik; K Hylland; E Fjeld; E Egaas; E Aces; JU Skare; A Gøksoyr. 1996.
Contaminant accumulation and biomarker responses in flounder (Platichthys flesus) and
Atlantic Cod (Gadus morhua) exposed by caging to polluted sediments in Storfjorden,
Norway. Aquatic Toxicology 36: 75-98.
Buchman, M. F. 1999. NOAA Screening Quick Reference Tables. NOAA HAZMAT Report
99-1, Seattle WA.Coastal Protection and Restoration Division, National Oceanic and
Atmospheric Administration. 12 Pp.
Buhler, DR; DE Williams. 1988. The role of biotransformation in the toxicity of chemicals.
Aquatic Toxicology, 11: 19-28.
Burke MD and Mayer RT (1975) Ethoxyresorufin: direct fluorimetric assay of a microsomal
O-dealkylation which is preferentially inducible by 3-methylchlolanthrene. Drug Metab
Dispos 2: 583-588.
Castañeda, O. y Contreras, F. (Compiladores). 1995. Ecosistemas Costeros Mexicanos.
Edición en disco compacto. CONABIO-UAM.
Collier, TK; LLJohnson; MS Myers; CM Stehr; MM Krahn; JE Stein. 1998. Fish Injury in the
Hylebos Waterway of Commencement Bay, Washington. NOAA. Technical
Memorandun NMFS-NWFSC-36. pp 576.
Euán-Ávila J, Liceaga-Correa MA y Rodríguez Sánchez H. 2002. Caracterización de
fuentes no puntuales de contaminación agrícola en el municipio de Othón P. Blanco en
Quintana Roo y su potencial influencia en la Bahía de Chetumal. En: FJ Rosado-May,
R. Romero Mayo y A de Jesús Navarrete (Eds.). Contribuciones de la ciencia al manejo
costero integrado de la Bahía de Chetumal y su área de influencia. Universidad de
Quintana Roo, Chetumal, Q. Roo, México. 327 Pp.
Everaarts, JM; LR Shugart; MK Gustin; WE Hawkins; WW Walker. 1993. Biological
Markers in Fish: DNA Integrity, Hematological Parameters and Liver Somatic Index.
Marine Environmental Research 35: 101-107.
García-Ríos, V. and Gold-Bouchot, G. 2003. Trace Metals in Sediments from Bahia de
Chetumal, Mexico. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology. 70: 1228-
1234.
Gold-Bouchot, G., T. Silva-Herrera and O. Zapata-Perez. 1993. Chlorinated Pesticides in
the Rio Palizada, Campeche, México. Marine Pollution Bulletin 26(11): 648-650.
Gold-Bouchot, G., E. Barroso-Noreña and O. Zapata-Perez. 1995. Hydrocarbon
Concentrations in the American Oyster (Crassostrea virginica) in Laguna de Terminos,
Campeche, Mexico. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 53(2): 222-
227.
Gold-Bouchot, G., T. Silva-Herrera and O. Zapata-Pérez. 1995. Organochlorine Pesticide
Concentrations in Biota and Sediments from Rio Palizada, Mexico. Bulletin of
Environmental Contamination and Toxicology. 53(4): 554-561.
Gold-Bouchot, G., y O. Zapata-Pérez, 2004. Contaminación, ecotoxicología y manejo
costero, p. 277-286. In: Rivera Arriaga, E., G. J. Villalobos, I. Azuz Adeath, y F. Rosado
May (eds.). El Manejo Costero en México. Universidad Autónoma de Campeche,
SEMARNAT, CETYS-Universidad, Universidad de Quintana Roo. 654 Pp.
Gold-Bouchot G., Zapata-Perez O., Rodriguez-Fuentes G., Ceja-Moreno V., del Río-Garcia
M. 2006. Biomarkers and Pollutants in the Nile Tilapia, Oreochromis niloticus, in Four
Lakes from San Miguel, Chiapas, Mexico. International Journal of Environment and
Pollution, 26(1-3): 129-141.
Gerardo Gold-Bouchot, Luisa Da Ros, Cristina Nasci, Omar Zapata-Pérez, Victor Ceja-
Moreno, Gabriela Rodríguez-Fuentes, Raúl Simá-Alvarez, Ma. Leopoldina Aguirre-
Macedo, Victor M. Vidal-Martínez. (En Prensa). Biological Effects of Environmental
Pollutants in the American Oyster, Crassostrea virginica: a Field Study in the Laguna de
Terminos, Mexico. International Journal of Environment and Health.
Hawkins, WE; WW Walker; RM Overstreet; TF Lytle; JS Lytle. 1988. Dose Related
Carcinogenic Effect of Water-Borne Benzo[a]pyrene on Livers of Two Small Fish
Species. Ecotoxicology and Environmental Safety 16: 219-231.
Herrera-Silveira J, Jiménez Saldívar A, Aguayo González M, Trejo Peña J, Medina Chan I,
Tapia González F, Medina Gómez I y Vázquez-Montiel O. 2002. Calidad del agua de la
Bahía de Chetumal a través de indicadores de su estado trófico. En: FJ Rosado-May, R.
Romero Mayo y A de Jesús Navarrete (Eds.). Contribuciones de la ciencia al manejo
costero integrado de la Bahía de Chetumal y su área de influencia. Universidad de
Quintana Roo, Chetumal, Q. Roo, México. 327 Pp.
Lock, N. 1997. Transboundary protected areas between Mexico and Belize. Coastal
Management, 25: 445-454.
Noreña-Barroso, E. 1998. Contaminantes orgánicos y sus efectos a nivel histológico en
bagres Ariopsis assimilis de la Bahía de Chetumal, Quintana Roo, México. Tesis de
Maestría. CINVESTAV-IPN Unidad Mérida. pp 125.
Noreña-Barroso, E; O Zapata-Pérez; V Ceja-Moreno; G Gold-Bouchot. 1998. Hydrocarbon
and Organochlorine Residue Concentrations in Sediments from Bay of Chetumal,
Mexico. Bull. Environ. Contam. Toxicol 61: 80-87.
Noreña-Barroso E.; Gerardo Gold-Bouchot; Omar Zapata-Pérez and José L. Sericano.
1999. Polynuclear Aromatic Hydrocarbons in American Oysters (Crassostrea virginica)
from the Términos Lagoon, Campeche, México. Mar. Poll. Bull. 38(8): 637-645.
Noreña-Barroso E, Simá-Álvarez R, Gold-Bouchot G y Quemes-Ricalde J. 2002.
Biomarcadores de exposición y efecto por efecto por contaminantes orgánicos en el
Bagre Maya Ariopsis assimilis de la Bahía de Chetumal. En: FJ Rosado-May, R.
Romero Mayo y A de Jesús Navarrete (Eds.). Contribuciones de la ciencia al manejo
costero integrado de la Bahía de Chetumal y su área de influencia. Universidad de
Quintana Roo, Chetumal, Q. Roo, México. 327 Pp.
Noreña-Barroso E., Simá-Alvarez R., Gold-Bouchot G. and Zapata-Perez O. 2004.
Persistent Organic Pollutants and Histological Lesions in Mayan Catfish Ariopsis
assimilis from the Bay of Chetumal, Mexico. Marine Pollution Bulletin 48: 263-269.
Omura T, Sato R (1964) The carbon-monoxide binding protein of liver microsomes. I.
Evidences for its hemoprotein nature. J Biol Chem 293: 2370-2378
Susani, L. 1986. Liver Lesions in Feral Fish: A Discussion of their Relationship to
Environmental Pollutants. NOAA Technical Memmorandum NOS OMA 27. pp 20.
UNEP/IOC/IAEA, 1982. Determination of DDTs, PCBs, PCCs and Other Hydrocarbons in
Sea Water by Gas Chromatography. Geneva.
UNEP/IOC/IAEA, 1988. Determination of DDTs and PCBs by capillary gas chromatography
and electron capture detection. References Methods for Marine Pollution Studies No.
40. UNEP, Geneva, Switzerland.
UNEP/IOC/IAEA, 1991. Determination of Petroleum Hydrocarbons in Sediments.
Reference Methods for Marine Pollution Studies No. 20, UNEP.
Vidal-Martínez V, Aguirre-Macedo ML, Noreña-Barroso E, Gold-Bouchot G and Caballero-
Pinzón PI. 2003. Potential Interactions Between Metazoan Parasites of the Mayan
Catfish Ariopsis assimilis and Chemical Pollution in Chetumal Bay, Mexico. Journal of
Helmintology 77: 173-184.
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