Contaminantes emergentes metales y metaloides, Bioensayo de toxicidad con bígaros.

GRADUONDOKO MASTERRA - MASTER DE POSTGRADO - POSTGRADUATE MASTER
(2018-2019)
INGURUMEN-KUTSADURA ETA TOXIKOLOGIA
CONTAMINACION Y TOXICOLOGIA AMBIENTALES
ENVIRONMENTAL CONTAMINATION AND TOXICOLOGY
MASTER TESIAREN PROIEKTUA
PROYECTO DE TESIS DE MASTER
MASTER THESIS PROJECT
Evaluación de la toxicidad de
contaminantes metálicos emergentes
(Tl y Li) mediante bioensayos de
adherencia en bígaros
Alejandra Valle
Departamento de Zoologia y Biologia Celular Animal
Plentziako Itsas Estazioa (PiE-UPV/EHU)
Plentzia, 2019ko iraila / septiembre 2019 / September 2019

GRADUONDOKO MASTERRA - MASTER DE POSTGRADO - POSTGRADUATE MASTER
(2018-2019)
INGURUMEN-KUTSADURA ETA TOXIKOLOGIA
CONTAMINACION Y TOXICOLOGIA AMBIENTALES
ENVIRONMENTAL CONTAMINATION AND TOXICOLOGY
Los Doctores IONAN MARIGÓMEZ ALLENDE y JAVIER R AGUIRRE-
RUBI de la Universidad del País Vasco/Euskal Herriko Unibertsitatea
CERTIFICAN:
Que el trabajo titulado:
Evaluación de la toxicidad de contaminantes metálicos emergentes (Tl y Li)
mediante bioensayos de adherencia en bígaros
ha sido realizado bajo su dirección por ALEJANDRA VALLE
en el departamento de Zoología y Biología Celular Animal, en la Estación
Marina de Plentzia (PiE-UPV/EHU), bajo la dirección de los Doctores Ionan
Marigómez y Javier Aguirre-Rubí
para conseguir 20 ECTS del Máster CTA.
En Leioa, 6 de setiembre de 2019
Firmado:
Ionan MARIGOMEZ Javier AGUIRRE-RUBI
Catedratico Biología Celular Investigador Postdoctoral
UPV/EHU PiE-UPV/EHU

RESUMEN
Actualmente existe un creciente interés por los contaminantes emergentes
(CE), ya que son compuestos de distinto origen y naturaleza química, cuya
presencia en el medioambiente han pasado en gran medida inadvertidos,
causando problemas ambientales y de riesgo para la salud. Está investigación
tuvo como objetivo evaluar la toxicidad del talio (Tl) y litio (Li) a través del Test
de adherencia en bígaros L. littorea, cuyo Test se basó en el análisis de la
pérdida de adhesividad y movilidad en combinación con la determinación de
efectos tóxicos. Siete concentraciones fueron seleccionadas basadas en la
secuencia de Fibonacci: 0, 2, 5,13, 34, 233 y 610 mg metal/L de TlCl y LiCl.
Tres replicas por concentración y 20 bígaros/replica fueron puestos en botes de
poliéster de 1 litro de capacidad y 16 cm de altura con suministro de aire
constante y sin alimentación durante 72 h de exposición. En L. littorea el Tl
presentó una LC 50 de 68.165 mg/L y 324.937 mg/L para Li a 72 h de
exposición. Una disminución de la capacidad de adhesión y desplazamiento fue
observada a partir de las concentraciones más altas 233 y 610 mg/L. En
general, esté trabajo concluye que el test de adherencia aplicado en bígaros
puede ser usado para evaluar los efectos tóxicos de contaminantes metálicos
emergentes.
ABSTRACT
Currently there is a growing interest in emerging pollutants (EP), since they are
chemical compounds with different origin and nature, whose presence in the
environment has largely gone unnoticed, causing environmental problems and
health risks. The objective of this research was to evaluate the toxicity of
thallium (Tl) and lithium (Li) through the adherence Test in the periwinkle specie
L. littorea, whose test was based on the analysis of the loss of adhesiveness
and mobility in combination with the determination of toxic effects. Seven
concentrations were selected based on the Fibonacci sequence: 0, 2, 5.13, 34,
233 and 610 mg*metal/L of TlCl and LiCl. Three replicas per concentration with
20 periwinkles per replica were placed in polyester jars of 1 liter and 16 cm with
constant air supply and no food for 72 hours of exposure. On the L. littorea, Tl
shows an LC 50 of 68,165 mg/L and 324,937 mg/L for Li at 72 h of exposure. A
decrease in adhesion and displacement capacity was observed from the
highest concentrations 233 and 610 mg/L. In general, this work concludes that
the adhesion test applied in periwinkles can be used to evaluate the toxic
effects of emerging metal contaminants.

AGRADECIMIENTOS
La realización TFM es un ejercicio de superación personal, con el que los
estudiantes adquirimos las herramientas necesarias para ejercer en un futuro,
con suerte, una labor de investigación, y con el que aprende a enfrentar los
malos momentos y disfrutar de las pequeñas victorias. Sin embargo, el TFM es
también un trabajo de equipo que se sostiene sobre la sabia dirección, ayuda,
consejo y apoyo de un gran número de personas:
En primer lugar, agradecer a mis directores de tesis, Ionan Marigómez y Javier
Aguirre.
En segundo lugar, a todo el personal del PIE que contribuyeron a la realización
de este trabajo.

ÍNDICE
1. INTRODUCCION ..............................................................................................................................9
1.1. CONTAMINANTES METÁLICOS Y METALOIDEOS EMERGENTES EN EL MEDIO
MARINO ..............................................................................................................................................10
1.2. ANTIMONIO............................................................................................................................10
1.3. LITIO ........................................................................................................................................13
1.4. MOLIBDENO...........................................................................................................................15
1.5. SELENIO ..................................................................................................................................17
1.6. TALIO.......................................................................................................................................19
1.7. TITANIO...................................................................................................................................21
1.8. VANADIO ................................................................................................................................23
1.9. ENSAYOS DE ECOTOXICIDAD ACUATICOS....................................................................26
2. HIPÓTESIS.......................................................................................................................................29
3. OBJETIVOS .....................................................................................................................................29
3.1. OBJETIVO GENERAL .................................................................................................................29
3.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS .........................................................................................................29
4. MATERIAL Y MÉTODOS ..............................................................................................................30
4.1. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN.......................................................................................30
4.2. SELECCIÓN Y ACLIMATACIÓN DE LAS MUESTRAS. .........................................................30
4.3. DISEÑO DEL EXPERIMENTO....................................................................................................30
4.4. ESTADÍSTICA Y ANÁLISIS DE DATOS ...................................................................................33
5. RESULTADOS.................................................................................................................................34
5.1 TOXICIDAD DEL TALIO .............................................................................................................34
5.2. TOXICIDAD DEL LITIO..............................................................................................................39
6. DISCUSION .....................................................................................................................................43
7. CONCLUSIONES ............................................................................................................................47
8. BIBLIOGRAFIA...............................................................................................................................47
9. ANEXOS ..........................................................................................................................................59

9
1. INTRODUCCION
Un contaminante es toda aquella sustancia antropogénica que por su estado
físico o naturaleza química, o incluso por las características del entorno donde
se encuentra, no sea biodegradable o difícilmente biodegradable (Blackstock,
1984). Actualmente existe un creciente interés por los contaminantes
emergentes (CE), ya que son compuestos de distinto origen y naturaleza
química, cuya presencia en el medioambiente, o las posibles consecuencias de
la misma, han pasado en gran medida inadvertidas, causando problemas
ambientales y de riesgo para la salud. La Agencia de Protección Ambiental de
Estados Unidos (EPA) define un contaminante emergente como un compuesto
químico o un material que se caracteriza porque se percibe como un peligro
potencial o real para la salud humana o el medio ambiente o no están
establecidos sus efectos sobre la salud (EPA, 2019).
Se ha establecido que estos compuestos entran en el ambiente a través de
algunas fuentes y vías, se pueden liberar de fuentes puntuales de
contaminación, por ejemplo, plantas de tratamiento de aguas residuales de
áreas urbanas o industriales, o de fuentes difusas a través de la deposición
atmosférica o de la producción de cultivos y animales. Los CE se clasifican en
más de 20 clases relacionadas con su origen (www.norman-network.net). Las
clases destacadas son: productos farmacéuticos (urbanos, ganadería),
pesticidas (agricultura), subproductos de desinfección (urbano, industria),
preservación de la madera y productos químicos industriales (industria)
(Geissen, 2015).
La característica de estos grupos de contaminantes es que no necesitan estar
constantemente en el ambiente para causar efectos negativos, puesto que sus
altas tasas de transformación/remoción se pueden compensar por su
introducción continua en el ambiente (Barceló, 2007). La presencia de estos
productos químicos en el medio ambiente es más preocupante teniendo en
cuenta que no aparecen individualmente, sino como una mezcla compleja, que
podría conducir a efectos sinérgicos no deseados. La ubicuidad de una gran
cantidad de CE potencialmente tóxicos en el medio ambiente respalda la
necesidad de comprender mejor su ocurrencia, destino e impacto ecológico
(Petrie et al., 2014).
Los CE actualmente no están incluidos en los programas de monitoreo de
rutina (inter) nacionales y su destino, comportamiento y efectos
ecotoxicológicos a menudo no se comprenden bien. Hoy en día, más de 700
contaminantes emergentes, sus metabolitos y productos de transformación,
figuran como presentes en el medio ambiente acuático europeo (www.norman-
network.net; Geissen, 2015).

10
1.1. CONTAMINANTES METÁLICOS Y METALOIDEOS EMERGENTES EN EL MEDIO
MARINO
La presencia de metales y metaloides en el ambiente marino, causada tanto
por procesos naturales como por actividades antropogénicas, es motivo de
gran preocupación ambiental en todo el mundo debido a su naturaleza tóxica y
persistente, su poder de bioacumulación y su riesgo potencial para la salud
humana y para los organismos marinos (Rainbow, 1995). Las actividades
mineras, junto con los depósitos atmosféricos, la escorrentía y los efluentes
urbanos e industriales, han generado serios problemas ambientales de
contaminación por metales en el medio marino (Martínez-Frias, 1997; Pirrie et
al., 1997; Vasquez et al., 2000; David, 2002; Riba et al., 2005; Martín-Díaz et
al., 2006).
Hasta la fecha, los metales que más afectan el ecosistema marino, por su
toxicidad han sido Hg>Cd>Pb. Por esta razón, en las últimas décadas se han
incrementado significativamente los estudios sobre la ocurrencia, distribución y
acumulación de metales, a través de programas de monitoreo de
contaminación como el Mussel Whatch program en los Estados Unidos o los
programas de monitoreo del Banco de Especímenes de la Bahía de Vizcaya
(BBEBB) (Duedall et al., 1983; Farrington & Tripp, 1995; Marigómez et al.,
2013). Así como, el surgimiento de la legislación europea de aguas potables
(Directiva 98/83) y la Agencia de Protección Ambiental (EPA, 2019).
Sin embargo, el surgimiento de nuevas tecnologías e industrias ha ocasionado
el aumento de las concentraciones de ciertos compuestos metálicos que no se
han considerado ambientalmente relevantes como contaminantes, debido a
que se tiene poca información de su toxicidad y niveles ambientales. Entre
estos compuestos podemos mencionar Sb, Li, Mo, Tl, Ti, Se y V de los cuales
se seleccionaron Tl y Li para la realización de este estudio.
1.2. ANTIMONIO
El antimonio (Sb) es un metaloide de número atómico 51. Se produce
naturalmente como un mineral de sulfuro, estibina (Sb2S3) y valentinita (Sb2O3)
(Cooper et al., 2009; Sundar y Chakravarty, 2010). Es un metal blanco plateado
y se presenta en una variedad de estados de oxidación (-III, 0, III, V), pero se
encuentra principalmente en dos estados de oxidación (III y V) en muestras
ambientales, biológicas y geoquímicas (Filella et al., 2002).
Usos. El antimonio muy puro se usa para hacer ciertos tipos de dispositivos
semiconductores como diodos y detectores de infrarrojos (Cooper et al., 2009),
Debido a su relativa inflexibilidad, generalmente se mezcla con aleaciones para
una aplicación adicional, por ejemplo, fabricación de baterías de plomo,
soldadura, chapas y tubos, rodamientos, piezas de fundición y estaño, etc. El
óxido de antimonio se puede usar en formulaciones ignífugas para plásticos,
gomas, textiles, papel y pinturas, mientras que el trisulfuro de antimonio se
utiliza en la producción de explosivos, pigmentos, sales de antimonio y vidrio
rubí. Los compuestos de antimonio se han utilizado como medicamentos

11
principalmente en el tratamiento de dos enfermedades parasitarias, la
leishmaniasis y la esquistosomiasis. Hoy en día, el antimonio se utiliza
principalmente en grandes cantidades como aditivo retardante de la llama
(Filella et al., 2002; Sundar y Chakravarty, 2010).
Presencia en el medio. El antimonio entra al medio ambiente a través de vías
tanto naturales como antropogénicas. De forma natural se libera en el medio
ambiente por descargas naturales como polvo arrastrado por el viento,
erupciones volcánicas, rociadores marinos, incendios forestales y fuentes
biogénicas (Sundar y Chakravarty, 2010). La mayor parte de la contaminación
por Sb parece provenir de fuentes de emisiones mineras e industriales. (He et
al., 2012). Herath (2017) menciona que el Sb se produce naturalmente en las
rocas, el agua y los suelos a niveles de 0.15–2 mg/kg, <1 μg/mL y 0.3–8.6
mg/kg, respectivamente (Pierart et al., 2015). La concentración de Sb en el aire
varía desde 1 ng/m3
hasta aproximadamente 170 ng/m 3
(Sundar y Chakravarty,
2010).
Este metaloide se introduce comúnmente en los sistemas acuáticos mediante
la eliminación inadecuada de productos plásticos, liberando el ion Sb3+
(una
forma más estable y tóxica de Sb) que puede tener un impacto negativo en los
organismos acuáticos (Choe et al., 2003; Nam et al., 2009; Sundar y
Chakravarty, 2010; Morais et al., 2019). Este metaloide permanece en la
columna de agua durante 125 días y se degrada por el proceso oxidativo en
Sb3+
y Sb5+
por microorganismos como Pseudomonas sp (USEPA, 2014; Bai et
al., 2016; Morais et al., 2019).
Toxicidad. El antimonio y sus compuestos fueron considerados como
contaminantes de interés prioritario por la Agencia de Protección Ambiental de
los Estados Unidos (USEPA, 1979) y la Unión Europea (ECC, 1976; Filella et
al., 2002). Los compuestos Sb (III) son 10 veces más tóxicos que los
compuestos Sb (V) pero la movilidad y solubilidad de Sb (V) son mayores que
Sb (III) (Mitsunobu et al., 2008; Mitsunobu et al., 2010; Li et al., 2018).
Sb y sus compuestos se combinan fácilmente con el sulfhidrilo interno en el
cuerpo animal o humano, interfiriendo con la actividad de la enzima en el
cuerpo y destruyendo el equilibrio de iones en la célula, lo que lleva a la hipoxia
(Ning y Xiao, 2007; Li et al., 2018). Esto puede conducir a trastornos
metabólicos que dañan los órganos, especialmente el sistema nervioso. Sundar
y Chakravarty (2010) documenta efectos respiratorios, gastrointestinales,
cardiovasculares, dérmicos y reproductivos. El antimonio y sus compuestos se
consideran peligrosos para la salud humana, incluso cancerígenos y
genotóxicos (Fowler & Goering, 1991, Gebel et al., 1997, Hammel et al., 2000;
He et al., 2012; Morais et al., 2019).
La dosis letal media (LC 50) para la captación oral de Sb (V) en forma de
tartrato de Sb y K en animales es de casi 115 mg/kg de peso corporal en
conejos y ratas hasta 600 mg/kg de peso corporal en ratones, mientras que
Sb2O3 era conocido como prácticamente no tóxico (LC 50 > 20,000 mg/kg de
peso corporal), lo que se debe a su muy baja solubilidad en agua (Gebel, 1999;

12
Herath et al., 2017). Se ha informado que la dosis mínima letal (LC) para la
embriaguez oral por Sb (V) en forma de tartrato de Sb y K es de 300 y 1200 mg
para un niño y un adulto, respectivamente. La exposición aguda a Sb por
inhalación por parte de los seres humanos puede causar irritación de la piel y
los ojos.
La mayor parte del trabajo sobre los efectos tóxicos del antimonio se ha
centrado en sus usos en medicina o en la exposición ocupacional (Filella et al.,
2002). Herath et al. (2017) discute que, aunque se ha sometido a numerosos
estudios in vitro e in vivo y se ha comprobado la carcinogenicidad de sus
diferentes especies para seres humanos (Bailey et al., 2016, Kurosawa et al.,
2016, Yin et al., 2017), existe una limitación información sobre la toxicidad de
las especies Sb y su exposición real a la salud ecológica y humana (Gebel,
1997; Multani et al., 2016).
En cuanto a estudios realizados con organismos acuáticos podemos
documentar los siguientes. En un estudio realizado por Nam et al. (2009) en
organismos acuáticos se observó inhibición del crecimiento de
Pseudokirchneriella subcapitata en presencia de tartrato de antimonio y potasio
APT (72 h EC 50, 206 mg/L). Este estudio demostró que la APT es más tóxica
para los crustáceos planctónicos que para los peces y las algas verdes, por lo
que los crustáceos planctónicos parecen ser un mejor indicador de la
contaminación por Sb en el medio ambiente acuático.
Recientemente Morais et al. (2019) demostró experimentalmente que la Sb
puede tener importantes efectos perjudiciales para el mosquito C. sancticaroli,
por el daño al ADN, la actividad de las enzimas, el desarrollo y la supervivencia
a nivel del organismo. Este metaloide es potencialmente genotóxico en la
exposición aguda, donde influye en las vías de biotransformación y defensa
contra el estrés oxidativo, que también puede verse comprometido con la
exposición subcrónica. La exposición también inhibe el desarrollo larvario, lo
que resulta en una mayor mortalidad larvaria, así como en una reducción en el
tamaño, y por lo tanto en la fecundidad, de los adultos.
Niveles ambientales. Según el Inventario de Liberación de Tóxicos (USEPA,
1998), en los Estados Unidos las emisiones de Sb y compuestos de Sb a la
tierra y al agua totalizaron 5.5 millones de kg desde 1987 hasta 1993. Estas
emisiones fueron casi todas en tierra (tierra: 5, 456,079 kg, agua: 150,029 kg).
Diferentes países y regiones, incluidos China, Noruega, Finlandia, Etiopía,
Pacífico Norte, Atlántico Norte, Suiza, Alemania, Japón, han detectado
concentraciones de Sb en aguas superficiales, aguas subterráneas, aguas
marinas, suelos y organismos vivos, respectivamente, tal como se detalla a
continuación (Li et al., 2018). En estudios realizados en los océanos se reflejó
que las concentraciones de Sb parecen reflejar las características geoquímicas
regionales en ambientes costeros (Filella et al., 2002). En cuanto al
comportamiento del Sb en los estuarios parece ser bastante variable
dependiendo de las características del estuario. Incluso se han observado
diferentes comportamientos en el mismo estuario en diferentes años (van der

13
Sloot et al., 1985). En relación a los suelos las concentraciones de Sb en
sedimentos y suelos son del orden de unos pocos μg/g y las concentraciones
más altas están directamente relacionadas con las fuentes antropogénicas,
principalmente la proximidad a las plantas de fundición (Filella et al., 2002). Es
posible que gran parte del Sb en los suelos contaminados permanezca como
óxidos no reactivos. Por otro lado, el Sb en los suelos contaminados no parece
estar fácilmente biodisponible, se han medido sus concentraciones en
invertebrados y en las musarañas que se alimentan de ellos y no se ha
observado un aumento significativo (Ainsworth et al., 1990).
En cambio, Cooper & Harrison (2009) expresan su preocupación por la
acumulación de Sb en los peces de arrecife. Las concentraciones reportadas
de Sb en agua dulce y algas marinas son 0.1–0.2 μg/g de peso seco (rango de
0.02 a 1 μg/g de peso seco). Sin embargo, en un estudio realizado en una zona
minera en China se reportó que las algas verdes del ambiente acuático
acumularon altas concentraciones de Sb (5.70–17.6 mg/kg peso seco) y esto
también se registró para otras especies de plantas terrestres de dicha área (Fu
et al., 2010; 2011). Li et al. (2018) documentan que el Sb en el suelo tiene una
gran movilidad y puede moverse y acumularse fácilmente en las plantas. Se
informó que se detectó una cierta cantidad de Sb en algas y otras plantas de
agua dulce, lo que confirma que el Sb podría transferirse y acumularse en
plantas. Hay pocas evidencias de biomagnificación del antimonio en las
cadenas alimentarias representadas por la vía de los pastizales suelo-
vegetación-invertebrado-insectívoro y de bioacumulación en mamíferos
herbívoros, a pesar de la marcada contaminación de su dieta (Ainsworth et al.,
1990; Filella et al., 2002).
Nam et al. (2009) documentó el efecto del Sb en organismos acuáticos tales
como agallas azules Lepomis macrochirus (Buccafusco et al., 1981), piscardos
Pimephales promelas (LeBlanc y Dean, 1984), pulgas de agua Daphnia magna
(Khangarot y Ray, 1989), protozoos ciliados Tetrahymena piriformis (Sauvant et
al., 1995), y poliquetos Tubifex tubifex (Khangarot, 1991). Además, se evaluó la
toxicidad del cloruro de antimonio (SbCl3) en las larvas de tilapia Oreochromis
mossambicus (Lin & Hwang, 1998). Hyalella azteca se analizó en busca de
antimonio como antimonita de sodio (NaSbO3) (Borgmann et al., 2005).
1.3. LITIO
El litio (Li), un metal alcalino, es de color blanco plateado y blando. Es el metal
más liviano que se conoce, densidad de 0,531 g/cm³, flota en el agua, de
número atómico 3 y peso atómico 6,941. En estado natural existen dos
isótopos estables: 7
Li y 6
Li (Chambers, 1975). Unos 145 minerales de la corteza
terrestre contienen Li (Valencia, 2016). El litio se encuentra naturalmente en
los ambientes acuático y terrestre, pero en pequeñas concentraciones (Aral &
Vecchio, 2011)
Usos. Se utiliza como un flujo para promover la fusión de metales durante la
soldadura, para la fabricación de vidrio, cerámica, caucho, plásticos,
cosméticos; en farmacología para el tratamiento del trastorno bipolar y

14
trastorno maniacodepresivos. El estearato de Li es una grasa lubricante de alta
temperatura utilizada en aplicaciones militares, industriales, automotrices,
aeronáuticas y marítimas (Aral & Vecchio, 2011). Se emplea en la actualidad
principalmente para la fabricación de baterías de iones de Li como fuente de
energía principal en dispositivos electrónicos portátiles como ser
computadoras, teléfonos celulares y cámaras digitales y la producción de
vehículos eléctricos (Wanger, 2011).
Presencia en el medio ambiente. El litio está presente en la corteza terrestre
hasta aproximadamente el 0,006% en peso (Habashi, 1997). Es el elemento
número 27 más abundante en la naturaleza. (Aral & Vecchio, 2008). El litio se
encuentra en cantidades mínimas en todos los suelos. Las concentraciones
típicas de fondo de Li en los suelos son de 3 a 350 μg/g (Aral & Vecchio, 2008).
El litio se encuentra principalmente en la fracción de arcilla en cantidades que
oscilan entre 7 y 200 μg/g (Schrauzer, 2002; Amari et al., 2011).
En agua el Li se encuentra principalmente en forma iónica. El litio metálico
reacciona con el agua para formar hidróxido de Li e hidrógeno). Según la
literatura (Schrauzer, 2002; Lenntech, 2007), el agua superficial contiene Li a
niveles entre 1 y 10 μg/L, el agua de mar contiene aproximadamente 0.17 mg/L
(Mason, 1974) y las concentraciones de Li en el agua subterránea pueden
alcanzar 0.5 mg/l. Los ríos generalmente contienen alrededor de 3 μg/L (Aral &
Vecchio, 2008).
Geoquímicamente, el Li es un elemento altamente móvil; por lo tanto, el Li en
entornos acuáticos puede transportarse a largas distancias de la fuente. El
aumento de la extracción y el uso del litio y sus compuestos puede tener
consecuencias ambientales. El aumento de los niveles de litio en los medios
acuáticos y terrestres afectaría a la cadena alimentaria (Aral & Vecchio, 2011).
Toxicidad. Las sales Li no son muy tóxicas a excepción de los hidruros
altamente corrosivos e irritantes de Li, tetrahidroaluminato (LiAlH4) y
tetrahidroborato (LiBH4) (Aral & Vecchio, 2008). Con respecto a los efectos
sobre la salud humana Harari et al. (2012) documenta efectos como
hipotiroidismo, insuficiencia renal, puntajes de Apgar bajos, así como
complicaciones del sistema nervioso central y neuromuscular. Hedya y
Swodova (2019) reportan que la intoxicación por Li genera problemas
neurológicos, cardiovasculares, gastrointestinales y endocrinos. Sin embargo,
no se observan efectos mutagénicos ni carcinogénicos (Aral & Vecchio, 2011).
En cuanto a la toxicocinética del Li podemos mencionar que no se metaboliza
ni se une a la proteína, por lo que su biodisponibilidad generalmente está cerca
del 100%. Además, la absorción de litio es rápida (Gajwani, 2006) y es
susceptible a la acumulación en el hígado, hueso, músculo o tiroides. (Horton
et al., 2012). Los riñones son responsables del 95% de la excreción de Li, y el
resto se elimina a través del sudor y las heces. Los riñones tratan el Li y el Na
de manera similar, por lo que el agotamiento del Na puede elevar
significativamente la reabsorción de Li (Erden et al., 2013).

15
Hamilton (1995) investigó la toxicidad aguda del Bo, Li, seleniato, selenito, U, V
y Zn en las etapas tempranas del desarrollo de los peces de agua dulce
Ptychocheilus lucius, Xyrauchen texanus y Gila elegans. Su estudio demostró
que el orden global de toxicidad para todas las especies y etapas de vida
combinadas de la mayoría a la menos tóxica era V = Zn > selenito> Li = U >
selenato > Bo. Kszos et al. (2003) evaluaron la toxicidad del Li para el pez
Pimephales promelas, el crustaceo Ceriodaphnia dubia y el caracol de agua
dulce Elimia clavaeformis encontraron que, para la mayoría de las aguas
naturales, la presencia de Na es suficiente para prevenir la toxicidad del Li. Sin
embargo, en áreas de vertido histórico o procesamiento o uso intensivo, se
justificaría una evaluación de Li desde una perspectiva de calidad del agua.
(Aral & Vecchio, 2008).
Algunos estudios (Lenntech, 2007; US EPA, 2008) han identificado niveles de
toxicidad en ciertos organismos. Se determinó que el EC 50 en Daphnia magna
era 33–197 mg/L, que es al menos 1000 veces más alto que el nivel en agua
dulce. Y para Dreissena polymorpha se reportó una LC 50 de 185-232 mg/L
con LiCl. Tanto el cloruro de Li como el sulfato de Li tienen una alta solubilidad
en agua, y los compuestos se disociarán en un ambiente acuoso. No se
encontraron datos sobre la bioacumulación de Li, pero debido a su baja
afinidad con las partículas, no se espera que se bioacumule.
Para organismos terrestres Aral & Vecchio (2008) concluyen que en niveles
altos en el suelo el Li es tóxico para todas las plantas, pero la absorción y la
sensibilidad dependen de las especies. En general, las plantas absorben más
Li de los suelos ácidos que de los alcalinos.
1.4. MOLIBDENO
El molibdeno (Mo) de numero atómico 42 tiene una estructura de cristal
metálico cúbico, sus estados de oxidación son (–2), (–1), 0, (+1), (+2), (+3),
(+4), (+5) y (+6); siendo los estados de oxidación (+6) y (+4) son los más
comunes (Shabalin, 2014). El Mo es un oligoelemento esencial para la salud
humana, animal y vegetal y ha desempeñado un papel importante en la
evolución de la vida en la tierra (Smedley & Kinniburgh, 2017). Es fuertemente
calcófilo (amante del azufre) y tiene muchas propiedades similares al W y al V.
Ocurre naturalmente en minerales, rocas y suelos, así como en forma acuosa.
No se produce naturalmente como el metal libre (Smedley & Kinniburgh, 2017).
Usos. El Mo se utiliza como aditivo lubricante, catalizador, inhibidor de la
corrosión y componente en la fabricación de W, pigmentos y materiales
cerámicos. Es un componente de las aleaciones de acero y las varillas de
soldadura y se agrega al hierro fundido y al acero inoxidable para el control de
la dureza (Morrison et al., 2006). Históricamente, los compuestos de Mo se han
usado ampliamente para pruebas colorimétricas en química analítica. El Mo se
distribuye en el medio ambiente a través de la contaminación industrial y
agrícola, por ejemplo, como resultado de combustión de combustibles fósiles,
lixiviación de cenizas volantes y movilización de desechos mineros (Morrison &

16
Spangler, 1992; Zhang & Reardon, 2003). También se utiliza en la agricultura
para contrarrestar la deficiencia de Mo en los cultivos (OMS, 2011).
Presencia en el medio. El molibdeno está presente en cantidades
insignificantes (1-10 mg/kg) en la mayoría de las rocas y suelos y a
concentraciones inferiores, y a menudo órdenes de magnitud inferiores a 10
mg/L en la mayoría de las aguas dulces. Es el metal de transición más
abundante en agua de mar abierta (10 mg Mo/L) debido a la dominancia y la
baja reactividad química del ión molibdato (MoO4
2
) y los suelos no
contaminados típicamente tienen contenidos de Mo<10 mg/kg (Smedley &
Kinniburgh, 2017). La concentración de Mo en el aire urbano es mínima (0.01–
0.03 mg/M3
) (Friberg, 1986).
Las plantas (incluidas las algas) y los animales requieren Mo para una nutrición
adecuada (Phillips & Russo 1978; Gough et al., 1979; Consejo Nacional de
Investigación, 1989). El papel de Mo en las plantas es aparentemente estimular
la fijación de nitrógeno y la reducción de nitratos (Chappell, 1975). Además, al
menos siete enzimas presentes en plantas requieren Mo como cofactor
(Chappell, 1975). Su concentración varía en las plantas y depende en gran
medida de las especies y características del suelo. Generalmente, las altas
concentraciones se encuentran en las verduras y legumbres de hoja, mientras
que las raíces comestibles tienen un contenido más bajo. Los productos
animales son generalmente bajos en molibdeno (Friberg, 1986).
En el Valle de San Joaquín, donde las concentraciones disueltas de Mo
promediaron 0.017 pg/mL, las algas filamentosas contenían hasta 5.7 pg Mo/g
y los insectos acuáticos hasta 1.6 pg Mo/g (Schuler, 1987).
En un estudio realizado en California se obtuvo como resultado que el Mo no
se biomagnificó en la cadena alimenticia acuática, debido a que las
concentraciones de este elemento fueron generalmente más altas en algas
filamentosas y detritos que en invertebrados y peces (Saiki, 1993).
Toxicidad. El estado químico de Mo, la ruta de exposición y las dosis dietéticas
de cobre y azufre probablemente tienen un impacto en la toxicidad del Mo
toxicidad (Smedley et al., 2014). En humanos se ha demostrado que la
exposición ocupacional crónica se ha relacionado con una serie de
enfermedades que incluyen fatiga, falta de apetito, anorexia, dolor en las
articulaciones y temblor. La exposición también puede dar lugar a deficiencia
de Cu inducida por Mo y neumoconiosis (Expert Group on Vitamins and
Minerals, 2003; OMS, 2011). Con respecto a la biota se encontró que los
efectos de Mo en la reproducción y el desarrollo fetal son efectos críticos
observados en ratas y ratones. Se observó una relación dosis-respuesta, con
un nivel de "efectos adversos no observados" (NOEC) y un nivel de "efectos
adversos observados más bajos" (LOEC) de 0.9 y 1.6 mg Mo/kg/día,
respectivamente (Fungwe et al., 1990). También se puede decir que los
rumiantes son más sensibles al molibdeno que los animales monogástricos
(Vyskocil & Viau, 1999).

17
Se demostró que el Mo es un elemento relativamente no toxico en un estudio
realizado con dos especies de salmones (Oncorhynchus tshawytscha y O.
kisutch) presentando una LC 50 a 96 horas > 100 mg / L en ambas etapas de
la vida de ambas especies. Esto va acorde con la literatura que sugiere que la
mayor parte de los valores de toxicidad aguda que el Mo es relativamente no-
tóxico para los peces, i.e., las concentraciones de LC 50 superan los 1000
mg/L (Hamilton & Buhl, 1990). En trucha arco iris (Salmo gairdneri) expuesta a
molibdato sódico la LC 50 fue de 1320 mg/L para 96-h de exposición (Goettl &
Davies, 1976); el mismo valor (LC 50) reportado para agallas azules expuestos
al mismo compuesto (Easterday & Miller, 1963). Sin embargo, valores de LC 50
de 6500 a >10000 mg/L fueron observados en cuatro especies de peces
(Peterson, 1974).
Según Eisler (1989), los efectos adversos de la exposición al agua suelen
producirse en organismos acuáticos a concentraciones superiores a 50 g
Mo/mL. Sin embargo, los huevos recién fecundados de trucha arco iris, que
pueden ser extremadamente sensibles a Mo, sufren de una supervivencia
reducida a concentraciones tan bajas como 0.79 pg/mL (Birge et al., 1980).
1.5. SELENIO
El Selenio (Se) es un “metaloide” cristalino. Sus estados de oxidación (+6) y
(+4) son los más comunes, En el medio ambiente presenta como selenato
(SeO4
2-
, Se (VI)), (SeO3
2-
, Se (IV), selenuro (Se2-
)) y elemental (Se0
). Se (IV) y
Se (VI) se presentan comúnmente en medio acuoso (Awual et al., 2015). El Se
se puede combinar con muchos elementos (H, F, Cl, Br, P, etc). Por lo tanto,
forma compuestos con una estrecha analogía con los del azufre (Mehdi et al.,
2013).
Presencia en el medio. El Se se encuentra en la naturaleza en piritas de Cu y
Fe, minerales sulfurosos de Cu, Pb, Ni, Au o Ag. Se encuentra en estos
compuestos a niveles variables, entre 0.1 y 2 mg/kg (Mehdi et al., 2013). El Se
existe en varias rocas debido a su naturaleza dispersiva, pero su concentración
suele ser inferior a 0,1 mg/kg. La abundancia en La corteza terrestre es
aproximadamente de 0.05 a 0.09 mg/kg, aproximadamente 1/6000 y 1/50 de
las respectivas abundancias de S y As. En términos globales, el Se puede
concentrarse en rocas sedimentarias más fácilmente que en rocas ígneas
(Rodríguez, 2005). La concentración de Se en el suelo varía con el tipo, la
textura y el contenido de materia orgánica, y con la precipitación. Su
asimilación por parte de las plantas está influenciada por las propiedades
físico-químicas del suelo (estado redox, pH y actividad microbiana). La
presencia de Se en la atmósfera está vinculada a actividades naturales y
antropogénicas (Mehdi et al., 2013). Las actividades industriales y agrícolas
son las fuentes antropogénicas dominantes de la contaminación por Se (He,
2018).
Uso Industrial. Los compuestos comúnmente utilizados en la industria son el
dióxido de Se, el selenito y el selenato de sodio. Las aplicaciones industriales
para este metaloide y sus compuestos se pueden dividir en varias categorías.

18
El 30% de las aplicaciones son para los campos eléctrico y electrónico.
Algunos compuestos de selenio se utilizan como pigmentos y aditivos para
aceites lubricantes en la industria de la pintura (19%). También se utilizan en la
industria del vidrio y la cerámica (20%) para la decoloración y pigmentación. En
la metalurgia, una cantidad del 14% del selenio total se utiliza para preparar
aleaciones fácilmente mecanizables y para proporcionar resistencia a la
corrosión y para el tratamiento de la superficie de los metales. El 11% de las
solicitudes están registradas en otras industrias. Se utiliza para la vulcanización
del caucho en la industria química y para la oxidación de catalizadores.
También participa en la fabricación de productos farmacéuticos para uso
humano y veterinario, como suplemento dietético y en el tratamiento de la
caspa, la dermatitis seborreica y otras enfermedades de la piel. El selenio
también se utiliza en los campos de la agricultura y la biología (6%), para
corregir el suelo deficiente (Bonnard: George, 2012).
Toxicidad. Se requieren cantidades traza de Se para la función celular normal
en casi todos los animales. Sin embargo, las cantidades excesivas de Se
también pueden tener efectos tóxicos, siendo el Se uno de los más tóxicos de
los elementos biológicamente esenciales (Chapman et al., 2010). La forma
química del Se influye enormemente en su toxicidad. En particular, los
compuestos de Se inorgánicos y orgánicos tienen diferentes perfiles de
toxicidad, siendo estos últimos mucho menos tóxicos que los primeros (Mehdi
et al., 2013). Además, podemos encontrar que el Se(IV) es más tóxico que el
Se(VI) (Awual et al., 2015). Un aspecto clave de la toxicidad de Se es el rango
extremadamente estrecho entre la esencialidad de la dieta y la toxicidad. Otro
aspecto importante de la toxicidad por Se es que, aunque está involucrado en
procesos antioxidantes a niveles dietéticos normales, puede involucrarse en la
generación de especies reactivas de oxígeno a exposiciones más altas, lo que
resulta en un estrés oxidativo. La toxicidad resulta de la exposición dietética a
compuestos orgánicos de Se, predominantemente selenometionina, y la
producción subsiguiente de especies reactivas de oxígeno (Janz, 2010). En el
caso de los humanos la intoxicación oral aguda por selenio ocurre con una
exposición repentina de selenio que varía de 2.2 a más de 20 mg / kg de peso
corporal (Davis, 2011).
En cuanto a biota, a toxicidad puede resultar de la transferencia materna de Se
orgánico a los huevos en vertebrados ovíparos. Los indicadores diagnósticos
más sensibles de la toxicidad del Se en vertebrados ocurren cuando los
embriones en desarrollo metabolizan el Se orgánico presente en la albúmina o
yema de huevo. Los puntos finales de toxicidad incluyen la mortalidad por
embriones (que es el punto final más sensible en las aves) y un conjunto
característico de deformidades teratogénicas (como las deformidades
esqueléticas, craneofaciales y de las aletas, y varias formas de edema) que
son los indicadores más útiles de toxicidad por Se en larvas de peces (Janz,
2010). Lee (2018) documento diversos casos de toxicidad en peces, en el caso
de la toxicidad de Se ha sido estudiada en diferentes especies de peces,
incluyendo salmónidos (Hilton et al., 1980; 1982; De Riu et al., 2014; Lee et al.,
2016). Y en su estudio reciente, Lee (2018) obtuvo como resultados que la

19
menor concentración efectiva (EC 50) observada de Se en la dieta en trucha
fue de 8.8 mg/kg. Estos niveles fueron más altos en el hígado, y concluyó que
la presencia del Se en el estuario de San Francisco es un riesgo para juveniles
de trucha. Similar a otros tóxicos, muchos factores pueden modificar las
respuestas toxicológicas de los organismos a Se. Así, factores nutricionales,
como las proteínas de la dieta y el contenido de carbohidratos, pueden
modificar dicha toxicidad. Factores abióticos, como la temperatura, también
parecen ser factores modificadores importantes de la toxicidad del Se, tanto en
los polikilotermos como en los homeotermos. Las diferencias entre los
ambientes de agua dulce, estuarinos y marinos en las respuestas toxicológicas
de los organismos a Se son consideraciones importantes, pero no se han
estudiado con gran detalle (Janz, 2010).
Se cree que las algas y las plantas son los organismos menos sensibles. Muy
pocos estudios han investigado la sensibilidad de las bacterias al Se, aunque
parecen ser insensibles. Los protozoos también han sido poco estudiados. La
mayoría de las especies de invertebrados, que son componentes esenciales de
las redes alimenticias acuáticas y un vector clave para la transferencia de Se
orgánico a niveles tróficos más altos, también son relativamente insensibles a
Se. Los vertebrados ovíparos parecen ser los organismos más sensibles.
Aunque las sensibilidades de los peces y las aves acuáticas están bien
documentadas, existen razones para sospechar que los anfibios y reptiles con
modos ovíparos de estrategia reproductiva también son sensibles. En
comparación con los vertebrados ovíparos, los mamíferos dependientes de
agua no parecen ser sensibles a la exposición al Se orgánico en la dieta,
ilustrando además la importancia de la oviparidad en la toxicidad por Se (Janz,
2010).
La recuperación de los efectos adversos en las poblaciones de peces ocurrió
una vez que se eliminaron las fuentes de Se. Sin embargo, los efectos a nivel
de la población de Se en los ecosistemas naturales son difíciles de detectar.
Esta dificultad refleja las diferencias en la sensibilidad de las especies, así
como las complejidades de la red alimentaria y la demografía donde se
sospechan los efectos a nivel de la población (Janz, 2010). Además, varios
estudios de ecosistemas acuáticos con concentraciones naturalmente elevadas
de Se han reportado comunidades acuáticas no afectadas. (Janz, 2010).
En la zona central de España, Rodríguez (2005) reporto que el contenido de Se
en los suelos fue adecuado (en el rango de 0,17 a 0,39 mg/kg) o alto (en el
rango de 0,50 a 4,38 mg/kg) y apareció en formas altamente y/o
potencialmente disponibles. Varias especies de plantas mostraron niveles altos
de Se (en el rango de 5 a 14.3 mg/kg), que puede ser un riesgo potencial de
toxicidad para los animales.
1.6. TALIO
El talio (Tl) puro es un metal blanco-azulado que se encuentra en pequeñas
cantidades en la corteza terrestre (WMA, 1989). En su forma pura, es inodoro e
insípido, pero también se puede encontrar combinado con otras sustancias

20
tales como: bromuro, cloruro, sulfato y yodo (ATSDR, 1995). Los estados de
oxidación del Tl en el medio ambiente son +1 (taloso) y +3 (metálico) (WMA,
1989). El talio permanece en el aire, agua y suelo sin degradarse durante
mucho tiempo (ATSDR, 2013).
Uso industrial. El Tl se obtiene como subproducto de la metalurgia de otros
metales, principalmente de impureza en minas sulfuradas (pirita, FeS2), Pb, Zn
y Cd (WMA, 1989). Su uso industrial se da en cementeras, electrónica,
farmacéutica, aeroespacial y óptica, así como en plantas eléctricas en
materiales superconductores y física de alta energía (Nriagu, 1998; ATSDR
2013; Karbowska, 2016; Belzile & Chen, 2017; Liu et al., 2019)
Presencia en el medio. Su movilidad en suelos es elevada, y su presencia
depende de la litología de la roca madre. El principal huésped del Tl son los
sulfuros dispersos en la piedra caliza o la marga. (Lis et al., 2003). Las plantas
lo absorben del suelo, y de esta forma penetra en la cadena alimenticia,
acumulándose en organismos acuáticos como peces y mariscos (ATSDR,
1995; 2013). El Tl se distribuye ampliamente en la corteza terrestre en forma de
sales y minerales, generalmente a concentraciones que oscilan entre 0.3 mg/kg
y 0.6 mg/kg. En la corteza oceánica, esta concentración cae a 0.013 mg/kg. Se
estima que el talio tiene una concentración media de agua de mar de 65
pmol/kg (Cvjetko et al., 2010). Las dos fuentes geoquímicas principales de Tl
en el medio ambiente provienen de la meteorización de rocas ricas en potasio
(Vaněk et al., 2009) y de minerales de sulfuro (Voegelin et al., 2015). La
principal fuente antropogénica de Tl en el medio ambiente es a través de
actividades mineras (Cruz-Hernándezet al., 2018).
Varios estudios sobre la incidencia de Tl en suelos franceses, austriacos y
chinos han mostrado un rango de concentración de Tl entre 0.08 y 1.5 mg/kg
en suelos no contaminados (Tremel et al., 1997; Gómez, 2015). Sin embargo,
en suelos altamente contaminados afectados por las actividades de la mina, la
concentración de Tl puede alcanzar hasta 70 mg /kg (Lis et al., 2003). Más
recientemente, también se ha señalado la importancia ecotoxicológica de las
emisiones de Tl a la atmósfera después del uso de carbón para la producción
de energía (López et al., 2013) y se ha evaluado la translocación y movilidad de
Tl de los minerales de Zn – Pb a los suelos circundantes mostrando que la
mayoría de Tl se encontra probablemente unida a sulfuros (fracción oxidable;
Karbowska et al., 2014).
Toxicidad. Karbowska (2016) menciona que el Tl se considera tóxico para los
organismos humanos y animales, los microorganismos y las plantas (Nriagu
1998; Peter & Viraraghavan 2005; Kazantzis, 2000). Se trata de uno de los
metales más tóxicos, incluso más que el Hg, Cd, Cu ó Pb (concentración
máxima admisible a 0.1 mg/mL), esto sería debido a la similitud que presenta el
radio iónico del catión Tl+
(1,59 Å), con el del ión potasio (K+
; 1,51 Å) al que
sustituye en el organismo, alterando a los sistemas biológicos dependientes de
este último (Mulkey & Oehme, 1993; Cvjetko, 2010). El Tl, a pesar de su
elevada toxicidad, y de encontrarse en la lista prioritaria de los 129

21
contaminantes peligrosos de la US EPA y la Organización Mundial de la Salud
(OMS, 2008), está catalogado como uno de los elementos críticos para las
nuevas tecnologías (Liu et al., 2019).
En cuanto a estudios en humanos se ha determinado que la dosis letal para el
hombre es de 8-12 mg/kg (ATSDR, 1995), Liu et al. (2019) manifiesta que la
toxicidad aguda de Tl en humanos se caracteriza por vómitos, diarrea, pérdida
temporal del cabello y efectos en el sistema nervioso, los pulmones, el corazón,
el hígado, los riñones e incluso la muerte (Viraraghavan & Srinivasan, 2011).
Los datos epidemiológicos mostraron que la exposición a Tl durante el
embarazo puede tener un impacto perjudicial en los resultados del parto, como
muerte fetal, malformaciones congénitas o disminución del peso al nacer
(Hoffman, 2000; Qi et al., 2019). La exposición crónica puede ocurrir a niveles
de concentración de Tl en el rango de 0.1 a 100 μg/L (Campanella et al., 2016;
Biagioni et al., 2017; Campanella et al., 2017). No existen evidencias de que
posea efectos carcinogénicos, por ninguna de las agencias certificadas para
ello (ATSDR, 1995), aunque se ha sugerido que podría tener efectos
mutagénicos, carcinogénicos y teratogénicos (Leonard y Gerber, 1997).
Niveles ambientales. Con respecto a estudios realizados con organismos
marinos encontramos en el trabajo realizado por Karbowska (2016) que las
concentraciones de Tl medidas en fitoplancton y macrófitos abarcan un amplio
rango de valores y dependen del tipo de organismo (Twiss et al., 2004), la
duración de la exposición (Kwan y Smith, 1991), de la concentración Tl y K+
en
el medio de exposición, así como el pH ambiental (Kwan y Smith 1988; Twiss
et al., 2004; Hassler et al., 2007).
Los estudios sobre peces marinos pertenecientes a la familia del salmón
(Salvelinus namaycush) del Océano Pacífico central revelaron que la
concentración corporal de Tl alcanzó de 0,2 a 12 nmol/g (Lin et al., 2005;
Couture et al., 2011). El análisis de tejidos de trucha alpina (Salvelinus alpinus)
del lago Hazen (Isla de Ellesmere, Nunavut, Canadá) mostró un amplio rango
de concentraciones de Tl en tejido muscular (0,07 a 0,61 nmol/g) (Gantner et
al., 2009). La concentración de Tl en tejido muscular del lucio norteño (Esox
lucius) de lagos sometidos a descarga de aguas residuales de molienda de U
fue de cuatro a cinco veces mayor en comparación con las concentraciones de
talio en tejidos de peces originarios de lagos no contaminados en la misma
área (Kelly y Janz, 2009; Gantner et al., 2009). Las concentraciones más altas
de Tl se encontraron en el tejido muscular de los peces recolectados de
ambientes acuosos en las proximidades de las áreas contaminadas, que van
desde 470 nmol/g (Palermo et al., 1983) a 575 nmol/g (Zitko et al., 1975). En el
estudio realizado por Cruz-Hernández (2018), se encontraron contenidos
significativos de Tl en la fracción soluble en agua de todas las áreas
estudiadas.
1.7. TITANIO
El titanio (Ti) es el noveno elemento más común y el cuarto metal más
abundante, superado tan sólo por el Al, el Fe y el Mg. El estado de oxidación

22
más importante del titanio (Ti) es +4. Los compuestos y complejos de estados
de oxidación +3, +2, 0 y -1 se oxidan fácilmente por acción del aire y del agua.
Presencia en el medio. El Ti es un elemento metálico litófilo común que forma
varios minerales, incluyendo la ilmenita FeTiO3, rutilo, Brookite, anatasa (todo
TiO2) y Sphene CaTiSiO5, pero también se presenta como un elemento
accesorio en piroxeno, anfibio, mica y granate. Es un metal relativamente
abundante con una abundancia de 6320 mg/kg (Mielke, 1979; Fyfe, 1999). En
el suelo se encuentra en forma de óxidos u óxidos hidratados insolubles e
inmóviles. En medios acuosos neutros y alcalinos los iones de Ti forman óxidos
hidratados y oxisales básicas insolubles, La concentración media mundial del Ti
en el suelo se ha estimado en 0.33%, aunque es menor en podzoles e
histosoles (Kabata-Pendias 2001). El Ti tiene una movilidad muy baja en casi
todas las condiciones ambientales, principalmente debido a la alta estabilidad
del óxido insoluble TiO2, excepto en las condiciones más ácidas, i.e., por
debajo de pH=2 (Brookins et al., 1988).
Se comporta como un elemento refractario durante la intemperie, pero se sabe
relativamente poco sobre su comportamiento en el agua natural (Skrabal et al.,
1995). El Ti sólo existe en una forma totalmente hidratada, Tio (OH)2, en agua
por encima del pH=2, y es, por lo tanto, transportado en un estado coloidal en
lugar de como un ion disuelto. Las concentraciones de Ti disueltas
generalmente disminuyen con salinidad creciente. Sin embargo, las
concentraciones más altas en agua rica en orgánicos (Skrabal et al., 1995)
proporcionan pruebas adicionales de transporte coloidal. En consecuencia, las
concentraciones de Ti en el agua natural pueden variar hasta unas pocas
decenas de µg/L, pero generalmente son tan bajas como 1-3 µg/L (Hem, 1992).
Usos. El Ti es un metal con excelentes propiedades mecánicas, es resistente a
la corrosión y a las altas temperaturas, por lo que presenta múltiples
aplicaciones (Iavicoli et al., 2004). Se utiliza en diversas aplicaciones, como
cosméticos, pinturas, productos alimenticios, medicamentos y materiales de
implantes médicos, incluidos los implantes dentales (Kim et al., 2019).
Actualmente, la forma más usada de Ti es el polvo de TiO2. Este se utiliza
como materia prima para la manufactura de diversos productos como pinturas,
barnices, lacas, papel, cerámica, caucho, tintas, barra de soldadura,
revestimientos de suelo, textil, cosméticos, cristalería, fabricación de caucho,
alimentos (colorantes, caramelos, dulces y gomas de mascar), productos de
uso cotidiano (champús, desodorantes y cremas de afeitar), componentes
electrónicos. Actualmente es el pigmento más utilizado a nivel mundial.
(Pimentel et al., 1992).
La producción anual mundial de polvo de titanio en 2005 se estimó en
alrededor de 5 millones de toneladas, Se estima que la proporción de titanio de
tamaño nanométrico ha sido de aproximadamente 2.5% en 2009, aumentando
a 10% para 2015, con un incremento exponencial en la última década. (Skocaj
et al., 2011).

23
Toxicidad. El Ti carece de efectos cancerígenos (NCI, 1979). Mertz (1987) el
consideró el Ti no tóxico, debido a su mala absorción y retención en
organismos vivos y a que no se han notificado efectos ambientales.
Recientemente se ha sugerido que el dióxido de Ti se encuentra en el grupo 2B
(posiblemente cancerígeno para el ser humano) (IARC, 2010). Por otro lado, el
tetracloruro de Ti no ha sido clasificado ni por la EPA ni por la IARC (ATSDR,
1997). Numerosos estudios informaron la presencia y la toxicidad de la
nanopartícula de TiO2 tanto en modelos animales como en células humanas
cultivadas (Kim et al., 2019). Varios estudios muestran que el nano-TiO2 induce
efectos genotóxicos, incluido el daño al ADN y la formación de micronúcleos,
que es indicativa de aberraciones cromosómicas en diferentes líneas celulares,
Los estudios también mostraron que los efectos genotóxicos de las NP de TiO2
dependían en gran medida de su tamaño y forma (Skocaj et al., 2011).En un
estudio realizado por Barmo (2013) con Mytilus galloprovincialis los resultados
mostraron que n-TiO2, en concentraciones cercanas a los niveles ambientales
previstos, afectaron significativamente diferentes parámetros funcionales y
moleculares de las células de la glándula digestiva y de células inmunes. En
particular, los cambios observados en los parámetros inmunitarios que
representan biomarcadores significativos de la exposición a nivel del organismo
sugieren que la exposición al n-TiO2 puede representar un riesgo grave para la
salud del mejillón.
Shi (2017) en su estudio de Inmunotoxicidad de la NP de TiO2 en una especie
comercial de bivalvos marinos, Tegillarca granosa detectó una inmunotoxicidad
evidente a concentraciones ambientales realistas. Estudios recientes como el
realizado por Monteiro et al. (2019) con Mytilus galloprovincialis reflejo que los
mejillones mostraron efectos a bajas concentraciones de Ti (<2.5 μg/g). En
otro estudio de se emplearon mejillones de M galloprovincialis se observó una
baja acumulación de Ti. Sin embargo, los biomarcadores relacionados con la
capacidad metabólica de los mejillones (actividad del sistema de transporte de
electrones, ETS), el daño oxidativo (peroxidación lipídica, LPO y contenido
reducido de glutatión, GSH) y los mecanismos de defensa (enzimas
antioxidantes y de biotransformación) evidenciaron el impacto de Ti durante 28
días de exposición (Monteiro, 2019). De acuerdo con los resultados obtenidos,
por Shi et al. (2019) la acidificación de los océanos induciría la bioacumulación
de nano TiO2 en bivalvos marinos (T. granosa, M. meretrix y C. sinensis) y
causaría lesiones hepáticas y renales en ratones a la dosis equivalente de
consumo de mariscos, lo que indica un mayor riesgo para la salud al consumir
mariscos en futuros escenarios de acidificación oceánica.
1.8. VANADIO
El vanadio (V) es un metal de color plateado, El V tiene varias formas de
oxidación (entre 2+ y 5+) siendo la forma más predominante la del V(+5)
(García et al., 2006). El V, un metal de transición con número atómico 23, está
presente en el medio ambiente y en la mayoría de los organismos vivos
(Pessoa et al., 2015).

24
Presencia en el medio. En la corteza terrestre, el V ocupa el lugar 22 entre los
elementos más abundantes con una presencia de (0.019%) es el decimoctavo
elemento, no muy lejos del Zn (0.008%) Se encuentra en 68 minerales
diferentes. Y en el agua de mar el V existe principalmente en forma de H2VO4 y
es el segundo elemento de transición más abundante (Pessoa et al., 2015;
García et al., 2006). Bruce (2008) plantea que el vanadio se libera naturalmente
a la atmósfera mediante la formación de polvo continental, aerosoles marinos y
emisiones volcánicas. Su liberación natural al agua y a los suelos se produce
principalmente a través de la erosión de rocas y suelos (Nriagu, 1989). Se ha
estimado que aproximadamente 32300 toneladas de V se disuelven y
transportan a los océanos por agua, y se cree que se transportan 308650
toneladas adicionales en forma de partículas y sedimentos suspendidos (Van
Zinderen et al., 1980). Las fuentes antropogenicas de V para el medio ambiente
incluyen la combustión de petróleo y carbón, lixiviados y efluentes de la minería
y molienda de Ti y U, escorias de V enriquecidas, lodos de aguas residuales
municipales y ciertos fertilizantes (en particular las que contienen cenizas
volantes procedentes de la combustión del carbón; Nriagu; Pacyna, 1988;
Nriagu, 1979; Bruce et al., 2008). Se ha estimado que, de 64000 toneladas de
V descargadas anualmente, alrededor del 91% son producto de dichas
actividades y el resto son derivadas de la erosión del suelo, emisiones
volcánicas, incendios forestales y otros procesos biogénicos (IPCS 2001).
Se considera que las concentraciones de óxidos de V en el aire de las zonas
rurales son aproximadamente 1 ng por metro cúbico y hasta 100 ng por metro
cúbico en las zonas urbanas (Naser et al., 2017). Un estudio realizado por
(Bruce, 2008) estima que para el 2050, los aportes de V antropogénico podrían
comprender entre 75 y 85% de los que se encuentran en la atmósfera, entre 21
y 33% en el océano disuelto, entre 9 y 13% en partículas oceánicas y entre 28
y 43% de los aportes en la tierra; con entre 61–64% de todos los aportes
antropogénicos atribuibles a la combustión de combustibles fósiles.
Se considera que la concentración promedio de este metal en el suelo es
alrededor de 100 μg/g de peso seco, pero en suelos cercanos a plantas
metalúrgicas los valores superan los 400 μg/g (Lagerkvist et al. 1986, IPCS
1988, 2001). Y en agua de mar están en un rango de 1 a 3 μg/L, con valores
máximos de 7 μg/L y de hasta 200 μg/kg de peso seco en sedimentos costeros
(Miramand & Fowler 1998). La mayoría de los alimentos tienen naturalmente
bajas concentraciones deV, muchos de ellos ≤1 ng/g; sin embargo, en el caso
de las ostras se han determinado concentraciones de hasta 455 ng/g peso
húmedo (Byrne, Kosta 1978).
Usos. El V es usado en la industria metalúrgica en manufactura de aleaciones
de alta resistencia y baja corrosión; forma amalgamas principalmente con Al,
Ti, B, Cr, Ni, Mn y W. Se utiliza en la preparación de vidrio, de pinturas de
aplicación común, en colorantes para fotografía y cinematografía. En la
industria agrícola se emplea en la elaboración de fungicidas e insecticidas y
como micronutriente en fertilizantes, además en la producción de ácido
sulfúrico y caucho sintético. Se utiliza en materiales de superconductividad y es

25
importante en la industria de la energía atómica, en la construcción de
maquinaría aérea y tecnología espacial (Stokinger, 1981; Baroch, 1983;
Lagerkvist et al., 1986; Carson et al., 1987; Alessio et al., 1988; IPCS 1988;
2001). El V se encuentra en grandes cantidades en forma de complejos
metálicos y organometálicos en todos los petróleos crudos y materiales de
origen fósil (Baroch 1983, IPCS 1988, 2001). En el gas natural se encuentra
poco V. La concentración en los petróleos del mundo es muy variable y
depende del lugar de origen. En cenizas, residuos sólidos u hollín se pueden
encontrar de 600 a 700 μg/g (IPCS 1988, Crans et al. 1998). En farmacología
es empleado en la terapia contra la diabetes y la obesidad. En atletas, en el
mejoramiento del rendimiento físico y en biología de la reproducción como
anticonceptivo vaginal. Además, por sus propiedades moduladoras de la
expresión de diversos genes, es usado en modelos experimentales como
agente anticarcinogénico (Evangelou, 2002; Mukherjee et al., 2004; Thompson
& Orvig, 2004; D´Cruz & Uckun, 2005; Scior et al., 2005).
Toxicidad. La toxicidad de los compuestos del V aumenta con el aumento de
la valencia de este elemento, siendo los pentavalentes los más tóxicos
(Barceloux, 1999). Para Fatola et al. (2019) el efecto del V depende de su
estado físico-químico (particularmente de su estado de valencia y solubilidad),
la dosis, la ruta y la duración de exposición. En mamíferos, la LC50 del V
depende de la especie, la dieta y la edad. En ratas para el metavanadato de
sodio (NaVO3) es de 0,15 mmol/kg peso corporal (pc) por vía intraperitoneal y
de 0,8 mmol/kg pc por vía oral forzada (Llobet & Domingo, 1984). En ratas y
ratones expuestos por vía oral se obtuvieron valores de la LC50 del orden de
10-160 mg/kg pc para el V2O5 y otros compuestos de V pentavalente, mientras
que para los compuestos tetravalentes los valores de la LC50 son del orden de
448-467 mg/kg pc (OMS, 2000). En humanos la toxicidad aguda de los
compuestos de V es baja y no es sistémica. Por inhalación, los síntomas
principales son irritación de los ojos y del tracto respiratorio superior con
sangrado nasal, tos, rinitis, y dolor de garganta (Barceloux, 1999). Naser
(2017) y Fatola et al. (2019) documentan que varios estudios han demostrado
que la exposición al V puede causar disfunción respiratoria, hematológica y
bioquímica, toxicidad renal, inmunotoxicidad, alteraciones en la reproducción y
el desarrollo, mutagenicidad y neurotoxicidad. En algunos casos, también se
han notificado casos de muerte por exposición a compuestos de V. Se han
realizado relativamente pocos estudios sobre los trabajadores ocupacionales, y
algunos de ellos han muestran neurotoxicidad inducida por V (Naser, 2017). El
riesgo de que el V tenga efectos adversos para la salud se presenta a valores
umbral de ingesta superiores a 10 mg/kg de peso corporal; pero pequeñas
dosis de exposición pueden causar problemas crónicos de salud por
bioacumulacion (Naser, 2017).
En una revisión realizada por Rodriguez (2008) se describieron diversos
estudios que muestran la genotoxicidad del V en diferentes organismos, tanto
procariotas como eucariotas. El panorama de los efectos genotóxico y
mutagénico causados por el V y sus compuestos en bacterias es ambiguo. En
cepas de Bacillus subtilis (Rec+ y Rec-), Salmonella typhimurium y Escherichia

26
coli, compuestos de V(IV) y V(V) (VOCl2 y NH4VO3, V2O5) en concentraciones
de 0.3 a 0.5 M, muestran en algunos casos una ligera actividad mutagénica y
en otros no hay efecto (Kanematsu & Kada 1978; Kanematsu et al., 1980; Kada
et al., 1980; IPCS 1988). En la cepa diploide D7 de la levadura Saccharomyces
cerevisiae, el V(V) en forma de NH4VO3 en concentraciones de 7.5 y 110 mM
induce conversión de genes mitóticos y mutaciones puntuales reversas;
mientras que, en cepas en fase estacionaria, el V(IV) en forma de VOSO4 en
concentraciones entre 160 y 420 mM no muestra efecto, con o sin la adición de
la fracción hepática S9, pero cuando se encuentran en crecimiento exponencial
aumentan las células con mutaciones e induce citotoxicidad. Por otro lado, en
la cepa D61M ambos estados de oxidación incrementan la frecuencia de
células aneuploides (Bronzetti et al., 1990, Galli et al., 1991). En polen maduro
de Petunia hybrida W166K, el bicloruro de V (VCl2) provoca infidelidad en la
síntesis de ADN (Jackson & Linskens, 1982). En células de Allium cepa, el
V2O5 en dosis altas produce picnosis, pérdida de material cromatídico y en
dosis bajas actúa como veneno del huso mitótico y el ortovanadato (Na3VO4)
en concentraciones de 0.01 a 10 mM promueve la formación de células
binucleadas y en dosis mayores a 10 mM ocasiona citotoxicidad (Singh, 1979;
Navas et al., 1986). En insectos, la prueba de mutación y recombinación
somática (SMART), evaluada en las alas de Drosophila melanogaster, dio
positiva al tratar larvas heterocigóticas con sales de V (III, IV ó V). Además, el
V(IV) como tetróxido de V en concentraciones de 6.5 a 8.5 µg/g indujo
recombinación mitótica (Abundis, 1994; 1996) y en forma de sulfato de V
efectos adversos sobre la reproducción, con diferencias en la respuesta
mutagénica entre hembras y machos (Barrera & Villalobos, 1998).
Para organismos marinos Beusen (1987) mencionó que Miramand y Unsal
(1978) estudiaron la toxicidad aguda del V para algunas especies bentónicas
marinas. Encontraron que para 9 días LC50 valores de I0, 35 y 65 mg/L de V
para Nereis diversicolor (gusano), Carcinus maenas (cangrejo) y Mytilus
galloprovincialis (mejillón), respectivamente. Hay más información disponible
sobre los efectos tóxicos del V en los peces. Según Tarzwell y Henderson
(1960), los valores de 96-h LC50 para el pez cabeza gorda y azul en aguas
blandas y duras oscilaban entre 4.8 y 55 mg/L de V. Knudtson (1979)
determinó la toxicidad aguda de varios compuestos de Vo (V205, VOSO4,
NH4V03 y NaVO3) para carpas doradas y guppies en agua relativamente
blanda. Dependiendo del compuesto probado, los valores de LC50 de 5-días
oscilaron entre 0.5 y 4.5 mg/L para la lacrpa dorada y 0.12 a 0.65 mg/L para el
guppy. El 96-h LC50 de V a pez bandera americano adulto fue de 11.2 mg/L en
agua muy dura, mientras que el umbral de toxicidad crónica se consideró de
aproximadamente 0.08 mg/L (Holdway & Sprague, 1979).
1.9. ENSAYOS DE ECOTOXICIDAD ACUATICOS
La Evaluación del Riesgo Ambiental (ERA) es un procedimiento que permite
evaluar la probabilidad de que ocurra un efecto adverso sobre la salud humana
o sobre el medio ambiente, como consecuencia de la exposición de un
contaminante (REACH, 2010). La ecotoxicología es el estudio de los efectos

27
causados por sustancias químicas (de origen antropogénico o natural) a
distinto nivel de organización en organismos vivos (subcelular, celular, tisular,
del organismo, poblacional o de comunidad) con el propósito de de proteger el
medio ambiente (European Framework Directive, 2000). La realización de
ensayos y test de ecotoxicidad sirve para determinar de modo cuantitativo la
contaminación y sus efectos biológicos. La importancia de los bioensayos en el
control de la contaminación se basa en la capacidad de éstos de valorar
efectos sobre los organismos vivos, permitiendo establecer relaciones dosis-
respuesta para un determinado compuesto químico. La posibilidad de
estandarizar estos métodos hace que los resultados, obtenidos tras el
cumplimiento de unos requerimientos específicos, sean comparables,
repetibles y confiables. Los bioensayos permiten además medir directamente la
biodisponibilidad y los efectos tóxicos aditivos, antagónicos y sinérgicos de los
compuestos presentes en una mezcla compleja. Finalmente son métodos
comparativamente más rápidos y de menor coste que otros métodos químicos
y biológicos (de Vlaming et al., 2000; Sánchez et al., 2000). Los ensayos
ecotoxicológicos se pueden clasificar en agudos (rápidos) y crónicos (lentos),
en continuos o discontinuos (dependiendo del tipo de información que
suministra) (Phillips, 1977).
Los datos de toxicidad aguda pueden ser particularmente útiles en los primeros
estadios del desarrollo en la investigación ecotoxicológica y son herramientas
imprescindibles para seleccionar las concentraciones de exposición para
ensayos crónicos, bioacumulación y otros ensayos subletales utilizados en los
programas de evaluación. El uso más apropiado de las pruebas de toxicidad
aguda es brindar una medida de la toxicidad relativa de las sustancias. y de la
sensibilidad de las especies a determinadas sustancias. Aunque no es útil para
predecir directamente el riesgo ambiental. Es necesario destacar, sin embargo.
los datos de toxicidad letal aguda son un punto de referencia importante para
elaborar criterios de calidad de aguas y planear futuros ensayos de toxicidad
subletal. La forma más frecuente de expresar la toxicidad aguda es mediante la
Concentración Letal Media (LC 50) que es la concentración que produce la
muerte en el 50% de los organismos, o la concentración Efectiva Media (EC
50) que es la que produce el 50% de efecto. La LC (E) 50 se obtiene mediante
la relación Concentración – Respuesta obtenida al ensayar varias (al menos 5)
concentraciones crecientes de la sustancia.
Existen diversos estudios enfocados al desarrollo y aplicación de test de
comportamiento en moluscos acuáticos, tanto en respuesta a parásitos y
depredadores como a contaminantes y otras fuentes de estrés ambiental.
Concretamente, en gasterópodos, se han estudiado diversos aspectos de la
respuesta conductual frente al estrés causado por contaminantes. Estos
incluyen alteraciones en el deslizamiento en L. littorea (Hargrave; Newcombe,
1973) y Lymnaea stagnalis (Truscott et al., 1995), en la quimiotaxis en
Nassarius obsoletus (Jacobso; Boylan, 1973), en la toma de alimento en L.
littorea (Bakke, 1988), Thais lima (Stickle et al., 1984) y Babylonia lutosa (e.g.,
Cu; Cheung & Wong, 1999), y en la atracción por la comida y la actividad de

28
excavado en Nassarius festivus (e.g., en respuestas a la: exposición a Cd, Zn,
Cu and Cr; Wo et al., 1999; Cheung et al., 2002). La sensibilidad difiere entre
especies. B. lutosa parece ser especialmente sensible al Cu (Cheung; Wong,
1999); comienza a retraer el cuerpo en la concha y deja de excavar a una
concentración de 0.06 mg Cu/L. Otras especies de gasterópodos son menos
sensibles; N. obsoletus comienza a retraerse a concentraciones de 4 mg Cu/L
(Maclnnes; Thurberg, 1973) y Bullia digitalis deja de excavar a 0.2 mg Cu/L
(Brown, 1982).
Sisteré (2013) desarrollo un nuevo test para evaluar la efectividad/toxicidad de
tratamientos antifouling que se basó en el análisis de la pérdida de adhesividad
y movilidad en bígaros en combinación con la determinación de efectos tóxicos.
La especie utilizada fue L. littorea considerada como organismo bioindicador de
metales y especie viable para ensayos ecotoxicológicos, debido a sus
características:
1. Acumula contaminante sin mostrar una respuesta letal a los niveles
encontrados.
2. Es sedentario o con movilidad reducida para ser representativo del área de
recolección.
3. Es abundante en el área de estudio.
4. Tiene una vida lo suficientemente larga como para permitir el muestreo de
más de una clase de edad y de más de un año, si lo desea.
5. Tiene tamaño razonable, para dar la cantidad de tejido necesaria para un
análisis preciso.
6. Es fácil de recolectar y resistente a la estabulación experimental, y debe
permitir la inducción de la defecación (en su caso) previa a los análisis y a
los estudios de laboratorio de toma de contaminantes.
7. Ofrece un alto valor de factor de concentración que permite el análisis
directo sin pre-concentración.
8. Muestra una correlación sencilla entre el contenido del contaminante del
organismo y la concentración promedio de metal en el agua circundante.
Mediante este estudio se logró demostrar los efectos tóxicos de Cd y pinturas
antifouling sobre la capacidad de adherencia, desplazamiento y movilidad en L.
Littorea y se concluyó que la serie de concentraciones que sigue el modelo
Fibonacci es más útil en ensayos ecotoxicológicos que las clásicas series
logarítmicas.

29
2. HIPÓTESIS
El test de adherencia aplicado en bígaros (Littorina littorea) es capaz de evaluar
los efectos tóxicos de contaminantes metálicos emergentes como Tl y Li a corto
plazo. Además, identificar las respuestas biológicas y concentraciones a las
cuales estos metales pueden causar un efecto letal y subletal a una población.
3. OBJETIVOS
3.1. OBJETIVO GENERAL
 Evaluar la toxicidad de contaminantes metálicos emergentes como el talio (Tl)
y el litio (Li) en Littorina littorea a través de un test de adherencia.
3.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS
 Realizar una revisión bibliográfica de los principales metales
considerados como contaminantes emergentes.
 Determinar la mortalidad en Littorina littorea expuesta a Tl y Li durante
72 h y el rango de concentraciones subletales para experimentos
posteriores.
 Determinar los efectos sobre la movilidad y la capacidad de fijación
(adhesión) al sustrato en Littorina littorea expuesta a concentraciones
subletales de Tl y Li durante 72 h.

30
4. MATERIAL Y MÉTODOS
4.1. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN
Se adquirieron ejemplares de L. littorea en un proveedor comercial (El Cabo);
estos fueron recolectados en la zona de captura FAO 27, Scrabster, Escocia
(Figura1).
Figura 1. Ubicación de la zona de recolección de L. littorea (Scrabster, Escocia).
4.2. SELECCIÓN Y ACLIMATACIÓN DE LAS MUESTRAS.
Se seleccionaron individuos con una altura de concha entre 20 y 30 mm. Una
vez seleccionados los bígaros fueros colocados en un estanque de 198 × 75.5
× 40.5 cm, cubierto con una malla para evitar el escape de los mismos, con
flujo constante de agua marina.
Durante una semana se llevó a cabo el proceso de aclimatación de los
animales experimentales bajo las siguientes condiciones: salinidad 32 ‰, 17°C
de temperatura del agua, foto periodo de 12 h y una alimentación de los
bígaros cada día y medio con Bifurcaria bifurcata.
4.3. DISEÑO DEL EXPERIMENTO.
Se realizaron dos bioensayos de toxicidad para los metales Tl y Li, con el
mismo diseño experimental para ambos casos, tal como se detalla a
continuación.

31
4.3.1. Concentración de los metales utilizados durante la exposición.
La selección de las concentraciones fue basada en la secuencia de Fibonacci:
0, 2, 5,13, 34, 233, y 610 mg metal/L agua en forma de cloruro (TlCl y LiCl;
Figura 2) basada en la LC50 185-232 mg/L de Dreissena polymorpha (EPA,
2008). Se realizaron tres réplicas de la serie de concentraciones de exposición.
Debido a la baja solubilidad del Tl en agua marina, se preparó una solución
madre disolviendo TlCl en agua Mili Q a 30°C por 40 min, en baño ultrasónico
Fisher Scientific FB15065 (Onikura et al, 2008). La preparación de cada
concentración fue de 720 ml de agua marina y 80 ml de la solución madre,
dando como resultado una salinidad de 30-32‰ y un pH de 7.4-7.6. Esta
misma metodología fue aplicada en la concentración 0 (Control).
4.3.2. Procedimiento
En cada grupo de exposición se dispusieron 20 bígaros de 2.97– 6.19 g de
peso fresco en botes de poliéster de 1 litro de capacidad y 16 cm de altura con
suministro de aire constante. Se utilizó un total de 480 individuos por bioensayo
(Figura 2).
Para que los bígaros tuvieran espacio suficiente en la zona agua-aire, se
introdujeron 800 ml de agua marina en cada bote, dejando así unos 4 cm sin
agua. El agua no se renovó durante el ensayo.
El bote se dividió en cuartiles y se marcó la posición de los individuos cada 8 h
durante las 72 h del ensayo (Figura 3).
 Cuartil 0: permanecen en el fondo.
 Cuartil 1: 0 a 4 cm de altura.
 Cuartil 2: 4 a 8 cm de altura.
 Cuartil 3: 8 a 12 cm de altura
 Cuartil 4: 12 a 16 cm incluidos los individuos encontrados en la tapa
(zona de salpicadura).

32
Figura 2. Esquema del diseño experimental
Figura 3. Cuartiles de Desplazamiento.
4.3.3 Toma de datos
Cada 8 horas se tomaron datos del desplazamiento de los bígaros para lo que
se marcó la posición de cada individuo con pintura indeleble en el recipiente
(Figura 4). Después se procedió a determinar la mortalidad. Si los bígaros
estaban boca arriba o no estaban adheridos al fondo eran retirados y
estimulados con una aguja en el pie, y si no presentaban respuesta a dicho
estimulo se consideraba que el individuo estaba muerto y se retiraba del
recipiente. Una vez finalizada la toma de datos de los distintos parámetros,
todos los bígaros se disponían de nuevo al fondo del bote para obligarles a
estar en contacto con el agua contaminada y desplazarse hacia la superficie; e
intentar evitar así falsos positivos debido a estrategias de escape o evasión.
Todas las mediciones fueron llevadas a cabo de forma ascendente por
concentración y replica.

33
Figura 4. Medición de la posición de desplazamiento de L. littorea cada 8 h usando
indelebles de distintos colores y símbolos.
Una vez finalizado el experimento a las 72 h, se procedió a medir con una regla
la distancia de desplazamiento de los caracoles en el bote o contabilizar el
número de bígaros por cuartil. Además, los individuos que sobrevivieron fueron
diseccionados para su posterior análisis histológico, histoquímico, químico y
bioquímico (Ver anexo 1)
4.4. ESTADÍSTICA Y ANÁLISIS DE DATOS
4.4.1. Concentración Letal LC
Para determinar las concentraciones críticas LC 25, LC 50 y LC 90 se hizo uso
de los datos de mortalidad obtenidos en cada uno de los metales (Tl y Li),
utilizando Análisis Probit del paquete estadístico IBM SPSS Statistics 24, con
un nivel de confianza del 95%.
De igual forma con los datos de mortalidad se determinó el NOEC y LOEC de
cada uno de los metales.
4.4.2. Desplazamiento
Los datos registrados de la posición de los bígaros fueron tratados con la hoja
de cálculo Microsoft Excel para calcular la longitud recorrida y el porcentaje de
individuos inmóviles respecto los móviles:
Porcentaje de individuos inmóviles respecto los móviles = Nº individuos en
Cuartil 0 × 100 / Nº total individuos.

34
Longitud recorrida= ((Nº individuos Cuartil 0 × 0 cm recorridos) + (Nº indiv.
Cuartil 1 × 2 cm) + (Nº indiv. Cuartil 2 × 6 cm) + (Nº indiv. Cuartil 3 × 10 cm) +
(Nº indiv. Cuartil 4 × 14 cm)) × 100 / (Nº total individuos × 14 cm)
4.4.3. Análisis estadístico
El análisis estadístico de los datos fue realizado con el paquete estadísco
SPSS (IMB SPSS Statistics 24). Shapiro-Wilk (n < 30) and Levene’s Tests fue
llevado acabo para el análisis de normalidad e igualdad de varianzas entre las
distintas concentraciones de metal (Tl y Li) para las variables de mortalidad,
porcentaje de individuos inmóviles respecto los móviles y longitud recorrida.
ANOVA de una vía, seguida de una comparación de parejas con Tukey’s post-
hoc Tests fueron usados para los datos paramétricos. Los datos no
paramétricos fueron analizados con Kruskal-Wallis, seguido de Dunn’s post-hoc
Test. Las diferencias estadísticas fueron establecidas con p < 0.05.
5. RESULTADOS
5.1 TOXICIDAD DEL TALIO
5.1.1 Mortalidad
A partir de los resultados de mortalidad obtenidos en los bioensayos de
toxicidad se determinó la concentración letal (LC 25, LC 50 y LC 90; Tabla 1).
La LC 50 fue de 68.165 mg/L a las 72 h. Se registró mortalidad a partir de 34
mg TlCl/L, dándose una mortalidad del 100% para las concentraciones
máximas de 233 y 610 mg TlCl/L a las 48 h. En el caso de la concentración 89
mg TlCl/L se dio un porcentaje de mortalidad del 75% a las 72 h.
Tabla 1. Concentraciones (mg/l) críticas de mortalidad (LC 25, LC 50 y LC 90) de L.
littorea expuesta a TlCl.
Tiempo (horas) LC 25 LC 50 LC90
8 321.903 827.146 4969.621
16 141.186 362.785 2179.669
24 66.335 170.451 1024.094
32 55.138 141.680 851.238
40 52.641 135.264 812.685
48 30.636 78.721 472.968
56 34.308 88.157 529.663
64 23.765 61.065 366.886
72 26.528 68.165 409.547

35
A las 24 h de exposición la mortalidad a las concentraciones de 34 y 89 mg
TlCl/L fueron significativamente diferentes a las concentraciones 233 y 610 mg
TlCl/L (Figura 5). A partir de las 48 h se produjo la muerte del 100% de los
individuos en las concentraciones de 233 y 610 mg TlCl/L, siendo la mortalidad
en bígaros expuestos a 34 mg TlCl/L significativamente diferente de la de los
expuestos a 89 mg TlCl/L y está a su vez diferente a las máximas
concentraciones. Durante las 72 h se mantienen las diferencias significativas
entre los grupos expuestos a 34 y 89 mg TlCl/L, aumentando gradualmente con
el tiempo el porcentaje de mortalidad en ambos casos (Figura 5).
Figura 5. Mortalidad acumulada de L. littorea en función del tiempo (0-72 h) y de la
concentración (0-610 mg TlCl/L) de exposición. Los valores de mortalidad es la media
± desviación estándar (n = 60). Las letras en negrita indican diferencias significativas
entre las concentraciones (p >0.05).
5.1.2. Movilidad.
En términos generales los bígaros presentaron poca movilidad principalmente
las concentraciones 233 y 610 mg TlCl/L, en las que se mostraron totalmente
inmóviles durante las 72 h de exposición (Figura 6 y 7). A las concentraciones
NOEC= 2mg/L
LOEC= 34mg/L

36
de exposición de 2, 13 y 34 mg TlCl/L se observó el mayor porcentaje de
desplazamiento a las 48 h (Figura 6 y 7).
Por otro lado, también se observó que en el grupo Control y en los de
exposición a concentraciones de 2 y 5 mg TlCl/L los bígaros mostraron una
tendencia al aumento en la movilidad en función del tiempo de exposición, a
diferencia de lo observado en los grupos de exposición a 13, 34 y 89 mg TlCl/L
(Figura 6). En los bígaros expuestos a 89 mg TlCl/L se observó a lo largo del
tiempo, una respuesta descendiente en su posición, pasando de los cuartiles
superiores al fondo a partir de las 24 h de exposición. Diferencias significativas
fueron encontradas entre las concentraciones de exposición a 24; 48 y 72 h
(Figura 7).
Figura 6. Porcentaje de individuos (L. littorea; n=60) inmóviles respecto a los móviles
en función del tiempo (0-72 h) y de la concentración (0-610 mg TlCl/L) de exposición.

37
Figura 7. Porcentaje de inmovilidad de L. littorea en función del tiempo (0-72 h) y
concentración (0-610 mg TlCl/L) de exposición. El porcentaje de inmovilidad es la
media ± desviación estándar (n=60). Las letras en negrita indican diferencias
significativas entre las concentraciones (p >0.05).
En general, los bígaros mostraron un desplazamiento inferior al 30% del
máximo esperado, con algunas excepciones, en los grupos Control, 2, 5 y 13
mg TlCl/L (Figuras 8 y 9). Las concentraciones 34 y 89 mg/L mostraron
porcentajes inferiores al 20% y al 10%, respectivamente. A medida que la
concentración de Tl en el agua era más alta, los individuos presentaron
aparentemente una tendencia a permanecer más en el fondo, esto se observó
a partir de la concentración 5 mg TlCl/L y fue mucho más marcada a 233 y 610
mg TlCl/L desde un inicio a la exposición (Figuras 8 y 9).

38
Figura 8. Porcentaje de desplazamiento (16cm = 100% recorrido) de L. littorea (n= 60)
a distintas concentraciones (0-610 mg/L) durante 72h de exposición a TlCl.
Figura 9. Porcentaje de desplazamiento de L. littorea en función del tiempo (0-72 h) y
concentración (0-610 mg TlCl/L) de exposición. El porcentaje de desplazamiento es la
media ± desviación estándar (n= 60). Las letras en negrita indican diferencias

39
5.2. TOXICIDAD DEL LITIO
5.2.1. Mortalidad
A partir de los resultados de mortalidad obtenidos en los bioensayos de
toxicidad se determinó la concentración letal (LC 25, LC 50 y LC 90; Tabla 2).
El Litio mostro una LC 50 de 324.937 mg LiCl/L a las 72 h.
Tabla 2. Concentraciones (mg/l) críticas (LC 25, LC 50 y LC 90) de L. littorea expuesta
a LiCl.
Tiempo (horas) LC 25 LC 50 LC90
8 1060.853 1708.442 4224.747
16 1060.853 1708.442 4224.747
24 598.623 964.046 2383.963
32 397.973 640.912 1584.892
40 334.518 538.722 1332.189
48 274.751 442.471 1094.174
56 211.785 341.067 843.415
64 201.769 324.937 803.528
72 201.769 324.937 803.528
Se observó mortalidad a partir de la concentración 89 mg LiCl/L, siendo la
exposición a 610 mg LiCl/L la que presento una mortalidad del 100% a las 56
horas (Figura 10). A las 24 h de exposición la mortalidad a las concentraciones
de exposición de 89 y 233 mg LiCl/L fueron significativamente diferentes de la
registrada a la concentración de 610 mg LiCl/L; manteniéndose esta tendencia
a las 48 y 72 h de exposición (Figura 10).
5.2.2. Movilidad.
Los bígaros expuestos a las concentraciones de 5,13, 34 y 89 mg LiCl/L
presentaron el mayor porcentaje de desplazamiento a las 40 h. Por otro lado,
también se observó en los grupos Control y de exposición a las
concentraciones de 2 y 5 mg LiCl/L una tendencia al aumento en la movilidad
de los bígaros en función del tiempo de exposición, a diferencia de lo registrado
en el caso de la máxima concentración de exposición (Figura 11). En los
bígaros expuestos a 610 mg LiCl/L se observó, a lo largo del tiempo, una
respuesta descendiente en su posición, pasando de los cuartiles superiores al
fondo a partir de las 32 h de exposición. Hay que remarcar que diferencias
significativas en el porcentaje de bígaros inmóviles fue observada solamente a
24 h exposición entre las concentraciones de exposición (Figura 12).

40
Figura 10. Mortalidad acumulada de L. littorea en función del tiempo (0-72 h) y de la
concentración (0-610 mg LiCl/ L) de exposición. Los valores de mortalidad es la media
± desviación estándar (n = 60). Las letras en negrita indican diferencias significativas
entre las concentraciones (p >0.05).
Figura 11. Porcentaje de individuos (Littorina littorea; n=60) inmóviles respecto a los
móviles en función del tiempo (0-72 h) y de la concentración (0-610 mg LiCl/ L) de
exposición.
NOEC= 2mg/L
LOEC= 89mg/L

41
Figura 12. Porcentaje de individuos (L. littorea) inmóviles en función del tiempo (0-72
h) y de la concentración (0-610 mg LiCl/ L) de exposición. El porcentaje de inmovilidad
es la media ± desviación estándar (n=60). Las letras en negrita indican diferencias
En general, los bígaros mostraron un desplazamiento inferior al 50% del
máximo posible, con algunas excepciones (Figuras 13 y 14). En los grupos de
exposición a las concentraciones de 13, 34, 233 y 610 mg LiCl/L se registraron
porcentajes de desplazamiento inferiores al 40%. A medida que la
concentración de Li en el agua era más alta, los individuos presentaron
aparentemente una tendencia a permanecer más en el fondo, esto se observó
a partir de la concentración 13 mg/L y fue mucho más marcada a 610 mg/L a
partir de las 24 horas de exposición (Figuras 13 y 14). Diferencias significativas
en el porcentaje de desplazamiento fue observada a 24; 48 y 72 h de
exposición entre las concentraciones (Figura 14).

42
Figura 13. Porcentaje de desplazamiento (16 cm = 100% recorrido) de L. littorea
(n= 60) a distintas concentraciones (0-610 mg/L) durante 72h de exposición a LiCl.
Figura 14. Porcentaje de desplazamiento (16cm = 100% recorrido) de L. littorea en
función del tiempo (0-72 h) y concentración (0-610 mg LiCl/ L) de exposición. El
porcentaje de desplazamiento es la media ± desviación estándar (n= 60). Las letras en
negrita indican diferencias significativas entre las concentraciones (p >0.05).

43
6. DISCUSION
En el presente estudio se ha aplicado un test de adhesión de bígaros (Sisteré
2013) para evaluar la toxicidad del Tl y Li, considerados actualmente como
contaminantes metálicos emergentes. Dicho test se basa en el análisis de la
pérdida de adhesividad y movilidad en bígaros en combinación con la
determinación de efectos tóxicos. En un estudio previo, Sisteré (2013)
desarrollo este test y lo aplicó para la evaluación de los efectos tóxicos del Cd
como metal modelo y de la efectividad/toxicidad de las pinturas antifouling. En
ambos experimentos se obtuvieron resultados positivos al demostrarse que si
existe un efecto en la capacidad de adhesión de los bígaros expuestos a los
contaminantes lo que sugiere que sea factible la utilización del test en estudios
ecotoxicológicos.
Diversos autores recomiendan el uso de las series de Fibonacci en toxicología
animal cuando la curva dosis-toxicidad es acentuada (Dent & Eisenhauer,
1996; Penel & Kramar, 2012; Sisteré, 2013). En nuestro caso, al igual que en
experimentos anteriores de exposición a Cd (Sisteré, 2013), se puede
considerar como adecuada la utilización de las series de Fibonacci para la
selección de concentraciones test debido a que está serie nos permitió amplios
rangos de concentraciones test. Esto fue de suma importancia ya que no se
contaba con información de la LC 50 para gasterópodos en ninguno de los dos
metales, Tl y Li, permitiéndonos obtener como resultado la LC 50 de Tl y Li en
L. littorea.
El cambio del intervalo tiempo de toma de las mediciones de 4 horas (Sisteré,
2013) a 8 h (este estudio) no provocó distorsiones en los datos obtenidos, lo
que sugiere que se puede seguir empleando este intervalo de tiempo en futuras
investigaciones que usen el test de adhesión de bígaros. De igual forma se
puede considerar en un futuro optimizar el tiempo de exposición.
El test se basa, en que hay evidencias de que los bígaros pierden adhesividad
y movilidad en presencia de contaminantes (e.g. metales pesados como el Cd,
Cu y Zn; Marigómez 1989; Soto 1995). La adhesión es un mecanismo de
defensa importante en gasterópodos intermareales. Cuando ésta se ve
afectada los individuos se desprenden y son vulnerables a la acción de las olas
o depredadores. Se han descrito cuatro mecanismos de adhesión en
gasterópodos: (a) succión por ventosa mediante la contracción de la región
central del pie; (b) pegado mediante el moco pedioso que tiene propiedades
viscoelásticas; (c) tensión superficial debida a la formación de una fina capa de
moco entre el pie y el substrato; y (d) compresión muscular (Davies & Case,
1997). En B. lutosa se observó que, a concentraciones bajas de Cu, el primer
síntoma es la perdida de quimiorrecepción, de modo que por ejemplo, los
animales dejan de ser atraídos por la comida. A concentraciones ligeramente

44
superiores cesa la respuesta de enterramiento y los animales yacen sobre su
dorso en espera de que las olas o las corrientes los transporte a otra zona no
contaminada. A concentraciones más altas el pie se ve afectado por
decoloración y parálisis (Cheung et al., 2002).
En el experimento con Cd a una concentración de 250-400 μg Cd/L, L. littorea
dejó de trepar por las paredes de los botes (Sister’e, 2013). En cuanto a
nuestros resultados se pudo observar una disminución de la capacidad de
adhesión de los bígaros a partir de las concentraciones más altas, siendo
notorio un desplazamiento nulo a 233 y 610 mg/L en Tl y marcadamente
descendiente a 610 mg/L en Li. La causa de ésta respuesta podría ser la
pérdida de adhesividad o el debilitamiento general como consecuencia de un
síndrome tóxico. Por un lado, se observó una conducta similar a la descrita en
B. lutosa expuesta a Cu (Cheung et al., 2002) y a la de L. littorea expuesta a
Cd (Sistere, 2013): el deslizamiento por la pared de los botes disminuye y los
animales yacen sobre su dorso.
Uno de los aportes de este estudio fue la obtención de la LC50 de ambos
metales, siendo más toxico el Tl que el Li, el talio presentando una LC50 de
68.165 mg/L a las 72h y el Li 324.937 mg/L a las 72h. Estos resultados
coinciden con un mayor porcentaje de sobrevivencia de 85.83% en Li a
diferencia del Tl que tuvo un porcentaje de supervivencia de 64.58% al finalizar
el ensayo. A diferencia que el Li, el Tl registró mortalidad a partir de la
concentración 34 mg/L dándose una mortalidad del 100% para las
concentraciones máximas de 233 y 610 mg/L a las 48 horas. Ambos metales
presentaron un NOEC de 2 mg/L y un LOEC de 34 mg/L para Tl y para Li 89
mg/L.
El Tl es un metal altamente tóxico cuyo comportamiento biogeoquímico en el
medio marino es poco conocido. Según diversos estudios el Tl es de uno de los
metales más tóxicos, incluso más que el Hg, Cd, Cu ó Pb (concentración
máxima admisible: 0.1 mg/mL). Esto sería debido a la similitud que presenta el
radio iónico del catión Tl+
con el del K+
al que sustituye en el organismo (Mulkey
& Oehme, 1993; Cvjetko et al., 2010). La especie dominante predicha en el
agua de mar (Tl) también es química y biológicamente análoga al K+
. Se
considera que el Tl (III) es más tóxico para los organismos acuáticos que Tl (I).
En el caso de Daphnia magna, la EC 50 para Tl (III) es de 24 μg/l (Lin et al.,
2005), mientras que la EC 50 para Tl (I) es de 500–1000 μg/l. En el caso del
alga unicelular Chlorella, Tl (III) es 50000 veces más tóxico que Tl ¡(I) (Ralph
etal., 2002). Sin embargo, Tl ¡(I) es la forma predominante de Tl en el medio
ambiente acuático. Respecto a Tl (I), el alga Pseudokirchneriella subcapitata
(EC 50 30-87 μg/l) es más vulnerable que D. magna y organismos crustáceos
similares (Tatsi et al., 2015). Se encontró que la concentración sin efecto para
P. subcapitata era tan baja como 10 μg/l, en comparación con 60 μg/l para D.
magna (Tatsi, 2015). DelValls et al., (1999) en un estudio ecotoxicológico del
estuario de Guadalquivir reportó datos de bioacumulación de diferentes
organismos acuáticos para S. plana y L. ramada (42 y 100 ng g-1
) en el caso

45
del pez lisa (L. ramada), las concentraciones de talio en el músculo fueron
inferiores a las del hígado, y la ostra C. angulata (20 a 90 ng g-1
) en estas
especies no se registró bioacumulación mientas tanto los ejemplares del
cangrejo U.tangeri (59 y 128 ng g-1
) los resultados muestraron un ligero efecto
de acumulación. (DelValls et al., 1999).
En un estudio de bioacumulación realizado con L. littorea se puedo concluir que
el Tl es acumulado por el caracol marino (Turner et al., 2013). La acumulación
ocurre tanto a través del agua de mar como de una dieta. La dieta debe
considerarse como un vector para la bioacumulación de Tl en aguas costeras.
Se descubrió que solo se acumulaba el 2% del Tl del agua de mar en
comparación con aproximadamente el 15% del Tl proveniente de la ingesta. La
absorción de Tl parece proceder tanto a través de las branquias como del
intestino, mientras que a nivel celular la acumulación probablemente implica la
unión con biomoléculas y el intercambio con K en gránulos mineralizados
(Turner et al., 2013). La concentración de Tl disuelto más baja para la cual se
han informado efectos tóxicos es de 0.15 μmol/L para juveniles de salmón
atlántico (Tabla 3; Zitko et al., 1975). Se informaron concentraciones de Tl letal
para una mortalidad del 50% que oscila entre 20.9 y 294 μmol/L para especies
de peces como la cucaracha, la perca y la trucha arcoíris (Pickard et al., 2001).
Tabla 3. Toxicidad del Tl en organismos acuáticos.
Grupo Taxon
Tiempo de
exposición
LC 50 REFERENCIA
Crustacea Hyalella azteca 96 h
0.053 – 0.6 (μmol
L-1)
Borgmann et al. 1998;
Couture et al., 2011
Crustacea Ceriodaphnia dubia 7 días 1.8 (μmol L-1)
Pickard et al. 2001;
Crustacea Daphnia magna 48 h 9.8 (μmol L-1)
Mysidae Americamysis bahia 96 h 3.48 mg/L Onikura et al., 2008
Salmonidae Salmo salar 300 h
1 / (0.161 + 0.109
logC)
Zitko et al., 1975;
Salmonidae
Oncorhynchus
mykiss
96 h 20.9 (μmol L-1)
Cyprinidae
Larvas de
Pimephales
promelas
96 h 860 μg l - 1
LeBlanc y Dean 1984;
Tatsi et al., 2015
Cyprinidae
Larvas de
Pimephales
promelas
168 h > 500 μg l - 1
Pickard et al., 2001;
Tatsi et al., 2015
Cyprinidae D. rerio 96 h 870 μg l - 1
Tatsi et al., 2015
En cuanto a la toxicocinética del Li podemos mencionar que no se metaboliza
ni se une a la proteína, por lo que su biodisponibilidad generalmente está cerca
del 100%. Además, la absorción de Li es rápida (Gajwani et al., 2006). En
Pimephales promelas (Fathead Minnow), Ceriodaphnia dubia y un caracol de
agua dulce (Elimia clavaeformis) observaron que, para la mayoría de las aguas
naturales, la presencia de Na es suficiente para prevenir la toxicidad del Li

46
probablemente causado por la competición del Li+
con Na+
por el intercambio
de H+
(Kszos et al., 2003). En erizo de mar Paracentrotus lividus el Li induce a
malformaciones en los embriones de una manera dependiente de la dosis (5 -
10 mM LiCl), si se agrega a los óvulos antes de la fertilización. Además, se
observó que ejerce un efecto negativo en los procesos fisiológicos al afectar a
los genes que juegan un papel clave en una amplia gama de respuestas
funcionales, como el estrés, desarrollo, diferenciación, esqueletogénesis y los
procesos de desintoxicación (Ruocco et al., 2016).
Varios estudios han identificado niveles de toxicidad en plantas, insectos y
animales acuáticos (Lenntech, 2007; US EPA, 2008; Aral & Vecchio-Sadus,
2011; Shahzad et al., 2017). Se determinó que la concentración del efecto
ambiental agudo (medida como EC 50) en Daphnia magna era 33–197 mg/L,
que es al menos 1000 veces más alto que el nivel en agua dulce. Y para
Dreissena polymorpha (mejillón cebra) se reportó una LC 50 de 185-232 mg/L
con LiCl (Tabla 4; EPA, 2008). Tanto el cloruro como el sulfato de Li tienen una
alta solubilidad en agua, y los compuestos se disociarán en un ambiente
acuoso.
El orden de toxicidad de los tres metales estudiados en los dos experimentos
hasta ahora realizados mediante el test de adhesión para L. littorea (Sistere,
2013; este estudio) es Cd>Tl>Li. Sin embargo, los valores de LC 50 del Tl y Li
son relativamente altos y aparentemente no relevantes desde el punto de vista
ambiental.
Tabla 4. Toxicidad del Li en organismos acuáticos.
Grupo Taxon
Tiempo de
exposición
LC 50
REFERENCIA
Dreissenidae
Dreissena
polymorpha
24 h
185 – 232 (mg/L)
Aral et al 2008; EPA
2008
Catostomidae
Xyrauchen
texanus
96 h
156 (mg/L)
Hamilton 1995;
Shahzad et al. 2017
Cyprinidae
Pimephales
promelas
96 h
42 (mg/L)
Long et al. 1998;
Shahzad et al. 2017
Cyprinidae
Ptychocheilus
lucius
96 h
41 (mg/L)
Hamilton 1995;
Shahzad et al. 2017
Cyprinidae Gila elegans
96 h
65 (mg/L)
Long et al. 1998;
Shahzad et al. 2017
Moronidae Morone saxatilis
96 h
>105 (mg/L)
Dwyer et al. 1992;
Shahzad et al. 2017

47
7. CONCLUSIONES
1) El test de adhesión de los bígaros cumple los criterios necesarios para
su aplicación satisfactoria en evaluación de riesgo de la contaminación.
2) Los datos de mortalidad mostraron que el Tl es más toxico que el Li. Sin
embargo, los valores de LC 50 obtenidos en ambos metales fueron
relativamente muy altos en comparación a los valores reportados en
otros organismos acuáticos, lo cual podría traducirse como una baja
amenaza hacia organismos marinos.
3) Las concentraciones subletales de estos dos metales (contaminantes
emergentes), mostraron que la movilidad y la capacidad de adhesión de
los bígaros fue afectada de acuerdo al tiempo y la concentración de
exposición. Lo cual, puede ser relevante desde el punto de vista
ecológico, dado que esos efectos condicionan la capacidad de
supervivencia de los bígaros.
4) El talio (Tl) presenta mayor toxicidad letal y subletal para los bígaros que
el litio (Li), al menos en las condiciones experimentales de este estudio.
8. BIBLIOGRAFIA
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