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INTRODUCCIÓN
Los metales pesados forman parte de los elementos constituyentes del agua de mar y los sedimentos de los ecosistemas marino-costeros. Estos elementos son originados por procesos naturales (vulcanización, hidrotermalismo, erosión de rocas) o fuentes antrópicas. La persistencia y biodisponibilidad de estos xenobióticos metálicos en el medio, aun cuando se encuentren en bajas concentraciones, pueden tener consecuencias perjudiciales sobre los organismos (Zapata-Vívenes et al. 2012, Hook et al. 2014), en especial los que se encuentran asociados al sedimento.
Los bivalvos marinos, por ser filtradores, sedentarios y bentónicos, acumulan niveles significativos de metales pesados y otros xenobióticos en sus tejidos, por lo cual han sido considerados especies centinelas para monitoreos ambientales (Wang y Guangyuan 2017, Azizi et al. 2018). La almeja Tivela mactroides es una de las especies más usadas en la detección de efectos de contaminantes en zonas caribeñas (Acosta y Lodeiros 2004a, Alfonso et al. 2005, Sardi et al. 2012). Este bivalvo, que tiene una amplia distribución desde las Indias Occidentales hasta Brasil, habita en playas arenosas de alta energía y desembocaduras de ríos. En la región nororiental de Venezuela presenta una alta tasa de crecimiento y relativa importancia económica (Arrieche y Prieto 2006, Herrera y Bone 2011), siendo explotada de manera artesanal para su consumo fresco y en conservas.
T. mactroides, al igual que otros bivalvos, puede experimentar modificaciones bioquímicas que indican un estado de estrés químico (Sardi et al. 2012). Una de las principales respuestas moleculares o biomarcadores de exposición inducidos por metales pesados incluyen la síntesis de metalotioneínas (MT) y el glutatión reducido (GSH); ambas moléculas contienen grupos sulfhidrilos o tioles (-SH) que son determinantes en la neutralización de la toxicidad de metales pesados (Lemus et al. 2012, Saad et al. 2016). De igual manera, es muy común que en organismos expuestos a concentraciones perjudiciales de metales pesados se puedan encontrar cambios en los niveles de moléculas antioxidantes y daños oxidativos a lípidos de las membranas biológicas (Gagné et al. 2008).
Las MT son proteínas termoestables con baja masa molecular (6-12 KDa), ricas en grupos tioles, que se combinan ávidamente con metales de transición como Cu, Zn, Cd y Hg a través de enlaces trimercáptidos (Lemus et al. 2016). Además, se ha demostrado que estas proteínas presentan funciones antioxidantes (Zapata-Vívenes y Nusetti 2007, Ruttkay-Nedecky et al. 2013) y contribuyen al desarrollo de los organismos (Mao et al. 2012). Al mismo tiempo, GSH es un tripéptido no proteínico, que a pesar de poseer un grupo tiol, participa eficientemente en la defensa antioxidante (Bennedetti et al. 2015). Estas moléculas evitan la acción de las especies reactivas del oxígeno (ERO) y otros radicales libres sobre la propagación del daño oxidativo de los lípidos en las membranas biológicas (Regoli y Giuliani 2014)
El litoral costero del estado Anzoátegui (Venezuela) presenta una intensa actividad pesquera; sin embargo, posee fuentes potenciales de contaminación por metales pesados y otros xenobióticos debido a su cercanía con el asentamiento del Complejo Petroquímico de la región Nororiental y las escorrentías límnicas del río Neverí, cuyo caudal está influenciado por las estaciones de lluvia y sequía. La persistencia de los metales pesados en los ecosistemas marino-costeros representa un costo para la salud, diversidad y sobrevivencia del componente biótico. En este trabajo se determinaron el contenido corporal de metales pesados de interés ecotoxicológico (Cd, Pb, Cu y Zn), y algunos biomarcadores de estrés oxidativo, en T. mactroides recolectado en distintas épocas pluviométricas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Organismos
Los ejemplares adultos de la almeja T. mactroides (de 30 a 40 mm de longitud anteroposterior) fueron recolectados manualmente en Playa Caicara, en el área costera del morro de Barcelona hasta el litoral de la costa de Jose (10º 09’ 06’’-10º 09’ 00’’ N y 64º 43’ 06’’-64º 55’ 00’’ W) (Fig. 1). La zona costera de recolección se encuentra en las cercanías de la planta de fraccionamiento del Complejo Criogénico de Oriente perteneciente a Petroquímica de Petróleo de Venezuela (Pequiven) y de la desembocadura del río Neverí. La abundancia estimada de la población de T. mactroides en Playa Caicara es de ≈ 50.84 ind m-2 (Arrieche y Prieto 2006).
Fig. 1 Localización de la zona de recolección de Tivela mactroides (Playa Caicara, estado Anzoátegui). Área costera del morro de Barcelona y el litoral de la costa de Jose en la región nororiental de Venezuela
Dos recolecciones quincenales (de 90 a 100 individuos) fueron realizadas durante la época de lluvias moderadas (agosto de 2007, 7.91 mm3), la transición del periodo de lluvia a sequía (diciembre de 2007, 6.35 mm3), el periodo de sequía (abril de 2008, 4.52 mm3) y en el periodo anual de mayor intensidad de lluvias (julio de 2008, 11.99 mm3) (INAMEH 2008). Los organismos fueron transportados en cavas isotérmicas al laboratorio para los análisis correspondientes. El tejido blando de 40 ejemplares re colectados en cada periodo ambiental fue removido de sus conchas con un equipo de acero inoxidable para la determinación de metales pesados. Las glándulas digestivas de 48 organismos (12 por cada biomarcador) fueron separadas para la estimación de los biomarcadores moleculares de estrés oxidativo (metalotioneínas, tioles totales y libres y lipoperoxidación).
Metales pesados
Después de desconchar a los animales, los tejidos blandos en fresco fueron pesados y colocados individualmente en matraces Erlenmeyer de 50 mL para posteriormente ser secados en un horno a 60 ºC hasta obtener una masa constante. De manera subsecuente, el tejido fue predigerido en 10 mL de ácido nítrico concentrado durante 12 h. La digestión fue realizada por 3 h a 80 ºC, seguida por 2 h a 120 ºC. Después de enfriarse, se le agregaron 5 mL de agua desionizada y se filtró utilizando papel de filtro Whatman núm. 42, en un matraz aforado de 25 mL, enrasándose con agua desionizada. Las soluciones fueron analizadas en un espectrómetro de emisión óptica inductivamente acoplado a un plasma (marca Perkin Elmer, modelo óptima 5300 DV) (Rojas et al. 2002). De acuerdo con su importancia ecotoxicológica, se determinaron los niveles de cadmio (Cd), cobre (Cu), plomo (Pb) y zinc (Zn). Para evaluar la calidad del método de análisis se utilizó un material de referencia certificado de ostras (NIST 1566), el cual se trató de manera similar y se midió por quintuplicado, obteniéndose los porcentajes de recuperación de 104.3 ± 1.2 % para Cd, 93.5 ± 1.0 % para Cu, 91 ± 2.1 % para Pb y 98.6 ± 1.6 % para Zn. Para cada metal, la longitud de onda (nm) y el límite de detección (mg/L) fueron, respectivamente, 228.80 y 0.009 para Cd; 327.39 y 0.004 para Cu; 220.35 y 0.007 para Pb y 206.20 y 0.002 para Zn.
Metalotioneínas
El contenido de las metalotioneínas (MT) se determinó usando el método espectrofotométrico planteado por Viarengo et al. (1997). Las glándulas digestivas de 12 almejas fueron homogeneizadas individualmente en 4 mL de solución amortiguadora de extracción Tris-HCl 20 mol/L a pH 8.6, que también contenía 0.5 mol/L de sacarosa, 6 µmol/L de leupeptina, 0.5 mol/L de fluoruro de fenilmetilsulfonilo, 2 mol/L de ditiotreitol y β mercaptoetanol 0.01 %. El homogenizado se centrifugó a 30 000 g por 20 min. Por cada mililitro de sobrenadante se añadieron 1.05 mL de etanol y 80 μL de cloroformo en frío (-20 ºC). Las muestras fueron centrifugadas nuevamente a 6000 g por 10 min a 4 ºC. El sobrenadante recolectado se combinó con 1 mg de ARN, 40 μL de HCl al 37 % y etanol absoluto frío al 87 %. Las muestras se mantuvieron a -20 ºC por 1 h y se centrifugaron nuevamente a 6000 g por 10 min.
El precipitado fue lavado con etanol 87 % y cloroformo 1 % en solución amortiguadora de homogenización. Posteriormente se centrifugó a 6000 g por 10 min y se secó en una atmósfera de nitrógeno. El precipitado fue resuspendido en 150 μL de NaCl a 0.25 mol/L y 150 μL de HCl al 1 mol/L que contenía EDTA a 4 mol/L. Luego se agregaron 4.2 mL de NaCl al 2 mol/L y ácido 5,5’dithiobis-2-nitrobenzoico (DNBT) al 0.43 mmol/L en solución amortiguadora de Na-fosfato al 0.2 mol/L a pH 8. Finalmente, la muestra fue centrifugada a 3000 g por 5 min. El sobrenadante se midió a una longitud de onda de 412 nm, usando como estándar glutatión reducido (GSH Sigma) a 3 mmol/L.
Tioles totales (-SHT)
Se prepararon homogeneizados de cada glándula digestiva (en proporción 1:4 m:v) de 12 organismos por estación, en solución amortiguadora Tris 0.02 mol/L con 0.02 mol/L Na2EDTA, pH 8.2 (TRIS-EDTA), y se dejaron por 5 h a 8 ºC. Posteriormente se realizó una centrifugación de la muestra a 4000 g y 4 ºC por 10 min. Se utilizaron 40 µL del sobrenadante y se le adicionaron 150 µL de TRIS-EDTA, 25 µl de DTNB y 800 µL de metanol. Esta mezcla se centrifugó a 5000 g durante 5 min, para luego proceder a realizar la lectura a una longitud de onda de 412 nm (Sedlak y Lindsay 1968) en un espectrofotómetro Genesys 20. Se utilizó como estándar GSH a 10 µmol/L.
Tioles libres (-SHL)
Las glándulas digestivas (0.25 g/mL) de 12 individuos por estación se homogenizaron de manera individual en una solución amortiguadora Tris-EDTA 100 mmol/l pH 8.9, para luego centrifugarse a 2000 g durante 5 min. Se tomaron 200 µL del sobrenadante y se mezclaron con un volumen igual de ácido tricloroacético al 20 % (ATC), incubándose a -40 ºC durante 1 h. Posteriormente se centrifugaron a 5000 g durante 15 min. Se tomaron 200 µL del sobrenadante y se le agregaron 800 µL de Tris HCl pH 8.9 más 80 µL de DTNB (Ellman 1959). Se realizó la lectura a una longitud de onda de 412 nm en un espectrofotómetro UV-VIS Pelkin Elmer (modelo lambda 25). Se preparó una curva estándar con GSH a 100 µmol/L.
Peroxidación de lípidos
La peroxidación lipídica se estimó mediante el protocolo propuesto por Ohkawa et al. (1979). Las glándulas digestivas de 12 organismos por estación se homogeneizaron (50 mg/mL) por separado en una solución amortiguadora de fosfato de sodio a 100 mmol/L, pH 7.5 y 4 ºC. El extracto se centrifugó a 6000 g, a 4 ºC por 20 min. Se incubaron 250 μL del homogeneizado en baño de agua a 37 ºC con agitación constante durante 15 min. A cada homogeneizado se le añadieron 250 μL de ATC 12.5 %, HCl 0.8 mol/L y 500 μL de solución de ácido tiobarbitúrico al 1 %. Las muestras fueron colocadas en un baño de agua a 90 ºC con agitación constante por 1 h. Se dejaron a temperatura ambiente por 5 min y posteriormente se colocaron en baño de hielo por 10 min. Cada muestra se centrifugó a 5000 g durante 10 min a temperatura ambiente. Las absorbancias de las muestras fueron leídas a una longitud de onda de 535 nm. Se usó como estándar 1,1,3,3-tetraetoxipropano.
Proteínas totales (PT)
En alícuotas del homogenizado anterior se procedió a determinar la concentración de proteínas totales por el método de Lowry et al. (1951), utilizando como estándar albúmina de suero de bovino.
Análisis estadístico
Para establecer diferencias entre los niveles de metales pesados y los biomarcadores moleculares en T. mactroides en las épocas pluviométricas muestreadas se aplicó un análisis no paramétrico Kruskall-Wallis (Sokal y Rohlf 2012), mediante el programa estadístico Statgraphics Plus 5.1.
RESULTADOS
Metales pesados y biomarcadores
Las concentraciones de metales pesados estimadas en todo el tejido blando de T. mactroides presentaron variaciones durante las distintas temporadas pluviométricas (Cuadro I). De manera general, los promedios de Cd, Pb y Cu se mostraron más elevados durante los periodos lluviosos y la transición lluvia-sequía, y los menores promedios se observaron en el periodo de sequía. Adicionalmente, en el periodo de máximas lluvias, las concentraciones de Cd (16.01 ± 9.30 µg/g masa seca) y de Pb (7.90 ± 5.13 µg/g masa seca), también expresadas en la unidad µg/g masa fresca (2.96 ± 1.52 µg Cd/g y 2.18 ± 1.20 µg Pb/g), superaron los límites permisibles recomendados por la organización Mundial de la Salud y la Organización de las Nacionales Unidad para la Alimentación y la Agricultura (FAO/WHO 2018), la Comisión Europea (EC 2017) y la Agencia Nacional de Vigilancia Sanitaria del Brasil (ANVISA 2013). Estas organizaciones sugieren valores de concentraciones límites en tejidos blandos de bivalvos menores a 2.0 µg/g masa fresca para Cd y por debajo de 1.5 µg/g masa fresca para Pb. El Cu presentó sus mayores promedios durante ambos periodos lluviosos y la transición lluvia-sequía; y los mayores promedios de Zn fueron observados durante periodos de lluvias moderadas y la transición lluvia-sequía.
CUADRO I CONCENTRACIÓN DE METALES PESADOS EN EL TEJIDO BLANDO DE T. mactroides DE PLAYA CAICARA, ESTADO ANZOÁTEGUI, VENEZUELA
| Metales | Lluvias moderadas (µg/g masa seca) | Transición lluvia- sequía (µg/g masa seca) | Sequía (µg/g masa seca) | Máximo periodo lluvioso (µg/g masa seca) | Valor P (Kruskal-Wallis) |
| Cd | 2.44 ± 0.91a | 1.92 ± 0.97a | 0.35 ± 0.25a | 16.01 ± 9.30b | 115.84 < 0.001 |
| Pb | 3.31 ± 5.06c | 2.67 ± 4.08bc | 0.69 ± 0.39ab | 7.90 ± 5.13d | 66.48 < 0.001 |
| Cu | 20.30 ± 7.41b | 15.24 ± 6.54b | 6.47 ± 3.01a | 29.44 ± 21.68c | 58.80 < 0.001 |
| Zn | 115.06 ± 46.41b | 125.51 ± 63.60b | 61.91 ± 15.14a | 66.64 ± 60.66a | 49.74 < 0.001 |
Los resultados muestran los promedios ± desviación estándar. Tratamientos con letras desiguales son significativamente diferentes (p < 0.05) y letras iguales indican un valor de p > 0.05 (µg/g masa seca)
Los niveles de MT, grupos -SHL, PT y TBARS en la glándula digestiva de T. mactroides no mostraron diferencias significativas durante los distintos periodos pluviométricos examinados. No obstante, las concentraciones de -SHT mostraron un descenso significativo en la temporada de máxima pluviosidad (Cuadro II).
CUADRO II NIVELES DE METALOTIONEÍNAS, GRUPOS SULFHIDRILOS TOTALES Y LIBRES, PROTEÍNAS TOTALES Y SUSTANCIAS QUE REACCIONAN AL ÁCIDO TIOBARBITÚRICO EN LA GLÁNDULA DIGESTIVA DE T. mactroides DE PLAYA CAICARA, ESTADO ANZOÁTEGUI, VENEZUELA
| Biomarcadores | Lluvias moderadas | Transición lluvia-sequía | Sequía | Máximo periodo lluvioso | Valor P (Kruskal-Wallis) |
| MT (µg/g) | 52.35 ± 28.24 | 40.27 ± 25.68 | 40.56 ± 16.01 | 64.47 ± 21.27 | 6.03 > 0.05 |
| -SHT (nmol/g) | 29.57 ± 6.76b | 37.20 ± 7.32b | 32.04 ± 15.95b | 19.66 ± 4.39a | 13.08 < 0.01 |
| -SHL (nmol/g) | 1.52 ± 0.63 | 1.17 ± 0.25 | 1.12 ± 0.66 | 1.18 ± 0.74 | 2.79 > 0.05 |
| PT (mg/g) | 252.26 ± 40.20 | 214.73 ± 65.43 | 241.27 ± 59.19 | 227.74 ± 111.9 | 1.79 > 0.05 |
| TBARS (nmol/mg PT) | 34.57 ± 8.03 | 33.26 ± 5.81 | 38.38 ± 9.35 | 33.61 ± 8.44 | 2.56 > 0.05 |
Los resultados muestran los promedios ± desviación estándar. Tratamientos con letras desiguales son significativamente diferentes (p < 0.05) y letras iguales indican un valor de p > 0.05
MT: metalotioneínas, -SHT: grupos sulfhidrilos totales, -SHL: grupos sulfhidrilos libres, PT: proteínas totales Ys, TBARS: sustancias que reaccionan al ácido tiobarbitúrico
DISCUSIÓN
Los niveles de metales pesados detectados en T. mactroides ponen en evidencia su capacidad de acumulación de xenobióticos, especialmente en periodos de alta pluviosidad. Se infiere que el incremento observado en las concentraciones de Cd, Pb y Cu en épocas lluviosas se encuentra asociado a la ocurrencia de fenómenos de escurrimiento, así como aumento de las partículas suspendidas en la columna de agua, que pueden favorecer su disponibilidad a la biota. Los periodos de lluvias aumentan el caudal del río Neverí, lo cual aunado a cambios en la hidrodinámica del mar Caribe, pueden contribuir a la disponibilidad de metales pesados de manera estacional. En otras localidades se ha demostrado la incidencia de los cambios ambientales de las temporadas secas y lluviosas sobre la variación del contenido de metales pesados (Cd, Pb) en distintas especies de bivalvos (Frías-Espericueta et al. 2008, Pinto et al. 2014).
Las concentraciones más elevadas de Cd en T. mactroides registradas en el máximo periodo de lluvias superan a las informadas por Acosta y Lodeiros (2003) para la misma almeja recolectada en Boca de Paparo (estado Miranda, Venezuela) y playa Güiria (estado Sucre, Venezuela), e incluso a los niveles publicados por Alfonso et al. (2005) en localidades de la costa centro-oriental venezolanas. Acosta y Lodeiros (2003) observaron promedios de Cd de 4.48 ± 4.08 µg/g en organismos (con una alta variabilidad intragrupal) recolectados en el mes de julio (mes de inicio de la temporada de lluvia), y encontraron a su vez una relación negativa con los biomarcadores de condición fisiológica de los animales (ARN/ADN). Para la misma especie, Alfonso et al. (2005) encontraron concentraciones de Cd entre 1.02 y 1.53 µg/g en el organismo completo. Estos últimos autores demostraron además similitud en los patrones de variaciones temporales durante todo un año de recolección, observando promedios de concentraciones máximas para Cd (4.96 ± 0.16 µg/g) y Cu (32.57 ± 0.97 µg/g) durante los meses de febrero a marzo.
El Pb registró un aumento en los organismos durante los periodos lluviosos, posiblemente asociado a la resuspensión del metal contenido en los sedimentos superficiales hacia la columna de agua. La disponibilidad de Pb en sedimentos de zonas costeras aledañas al sitio de captura de las almejas ha sido demostrada por Bonilla et al. (1995), encontrando concentraciones por encima de lo establecido por las normativas ambientales internacionales. Tales concentraciones están relacionadas con la actividad petroquímica (García et al. 2008, Croquer et al. 2016). Se sugiere que la acción de las precipitaciones intensas, cambios en el caudal del río Neverí, variaciones del oleaje, vientos y corrientes del Mar Caribe, permitan aumentar la biodisponibilidad de dicho metal en playa Caicara, facilitando así su captación y absorción por parte de las almejas. Al parecer, la presencia de Pb en T. mactroides es común en zonas costeras de la región nororiental de Venezuela, encontrándose promedios de Pb de 2.7 ± 0.4 μg/g (Jaffé et al. 1995) y 1.5 ± 4.9 μg/g y 3.7 ± 1.3 μg/g (LaBrecque et al. 2004) en organismos recolectados en diversas localidades del estado Miranda; los mismos vinculados a diferente grados de perturbación ambiental.
Los promedios obtenidos para el Cu muestran similitud con los reportados por Acosta y Lodeiros (2004b) en Río Chico y Boca de Paparo en el estado Miranda y Playa Güiria en el estado Sucre. El Cu es un elemento traza esencial para el crecimiento y desarrollo de los organismos, ya que forma parte de la estructura de oxidasas, hidrolasas, hemocianina, metalotioneínas y otras proteínas (Harris 1991). El ingreso y absorción de Cu tiene clara relación con su biocinética, la eficacia de asimilación, la tasa de alimentación de los organismos o la entrada de estos metales provenientes de efluentes (Pan y Wang 2009). Algunos investigadores como Bonilla et al. (1995) y LaBrecque et al. (2004) han reportado altos niveles de este metal en sedimentos superficiales, lo que permite la disponibilidad en el medio. Según Fernández et al. (2007), las concentraciones de Cu en este bivalvo en costas venezolanas varían de 58.9 a 152 µg/g de masa seca, y sus promedios son similares a los encontrados en esta investigación.
El Zn presentó sus mayores concentraciones en T. mactroides durante los meses de lluvias moderadas y transición a la sequía. Las concentraciones medidas en este trabajo se encontraron por debajo de las reportadas por Fernández et al. (2007) para la misma especie de almeja (226.0 a 266.0 µg/g de masa seca). La variabilidad de la acumulación corporal de este metal depende de la disponibilidad en el medio y de los requisitos metabólicos de las almejas, pues se sabe que el Zn, al igual que Cu, son indispensables como componentes catalíticos para el crecimiento y reproducción, y su captación tiende a incrementarse con el tiempo de exposición y la talla del cuerpo (Wang y Rainbow 2010, Wang y Guangyuan 2017).
En los bivalvos existen reportes que indican que un alto porcentaje de los metales pesados son absorbidos y acumulados en sus tejidos, con una baja tasa de excreción, pudiendo variar sus concentraciones no sólo con estacionalidad (Salman et al. 2013) y la disponibilidad de los metales en el medio (Lemus et al. 2010), sino también con su ciclo reproductivo. La gametogénesis en T. mactroides ocurre entre de marzo a junio (meses de sequía) y su maduración gonadal de julio a noviembre (meses de lluvia), observándose un periodo de desove en diciembre (Prieto et al. 1983, Freites et al. 2014). Se infiere que posiblemente la mayor demanda de alimentos, sustancias complementarias (metales esenciales) y energía para la formación de gametos conlleve a una acelerada captación de metales pesados. A su vez, la relación del contenido de metales pesados respecto a su masa corporal podría notarse ligeramente incrementada en los periodos de desoves.
Además de recibir la influencia del río Neverí, Playa Caicara ha sufrido un proceso lento de contaminación producto de la desviación de algunos colectores de aguas residuales y empotramientos ilegales de aguas servidas en la zona baja del río, donde su cauce converge con la zona urbana. Adicionalmente, presenta una fuente potencial de efluentes de contaminación y otros desechos industriales provenientes de la actividad de refinación del complejo petrolero-petroquímico. De manera general, cantidades significativas de metales pesados pueden ingresar en los ecosistemas marinos vía efluentes domésticos, industriales, descargas de los ríos y emanaciones a la atmosfera, los cuales pueden depositarse y acumularse en el sedimento mediante procesos biogeoquímicos, y posteriormente ingresar en los bivalvos (Wang et al. 2018).
De los marcadores moleculares de estrés oxidativo evaluados, solo -SHT exhibió un cambio significativo en la época de máxima pluviosidad, lo cual podría estar asociado con los incrementos observados en las concentraciones de Cd y Pb en T. mactroides. Dependiendo de la capacidad de los organismos para activar sus mecanismos de defensa contra xenobióticos, algunos metales pesados propician la utilización de los grupos sulfhidrilos. Se sabe que el Cd también tiene una alta afinidad con el GSH para formar complejos (Lemus et al. 2010), lo cual ocasiona una baja disponibilidad de la molécula a nivel celular; esto puede evitar lesiones oxidativas a nivel de lípidos de las membranas biológicas. Nuestros resultados sugieren que T. mactroides posee estrategias celulares que le permiten el almacenaje eficiente de distintos metales pesados sin alterar sus respuestas bioquímicas. Por el contrario, en otras especies de bivalvos el ingreso de metales pesados puede inducir cambios en las moléculas ricas en grupos sulfhidrilos, como la biosíntesis de metalotioneínas, la disminución de los niveles del glutatión (GSH) y la producción de peróxidos lipídicos (Regoli y Guiliani 2014).
En este estudio no se evidenciaron variaciones en los niveles de MT en relación con los cambios estacionales, a pesar de que la asociación del incremento de estas metaloproteínas en periodos de surgencia caribeña se ha señalado en otras especies de bivalvos (Lemus et al. 2016). El metabolismo de los metales está regulado por mecanismos complejos que, en muchos casos, implican un aumento de la concentración de moléculas enlazadoras, ya que acrecientan los niveles de metales en el tejido (Kang 2006, Rabei et al. 2018). Adicionalmente, las MT intervienen en la homeostasis y la desintoxicación de metales, aunque responden a un sinnúmero de efectores y pueden estar involucradas en muchos procesos fisiológicos, e incluso pueden ser inducibles por xenobióticos no metálicos (Wang y Rainbow 2010).
Los marcadores estimados no reflejaron modificaciones en el estatus antioxidante de la glándula digestiva de T. mactroides en relación con la acumulación de metales pesados en el tejido blando completo. Sin embargo, en la época de lluvias intensas las almejas T. mactroides recolectadas en Playa Caicara presentaron elevadas concentraciones de Cd y Pb (incluso en su relación mg/g masa fresca), las cuales se encuentran por arriba a lo establecido por la Organización de las Naciones Unidas para la agricultura y la alimentación, la Comunidad Europea y la Agencia Sanitaria del gobierno Brasileño. Los autores recomiendan el uso de T. mactroides en programas de vigilancia regulada de ambientes marino-costeros, basados sólo en la supervisión continua de disponibilidad de los niveles de metales pesados.
