Evaluación de riesgos de los efectos no-objetivo en cultivos transgénicos - 3° parte

Evaluación de riesgos de los efectos no-objetivo en cultivos transgénicos
David A. Andow y Angelika Hilbeck

3ra. Parte

METODOLOGÍA PARA EVALUAR EL PUNTO META DEL MODELO ECOLÓGICO

Se necesita dos metodologías para proveer la información adecuada para la evaluación de riesgos a especies no-objetivo. Primero, la metodología del modelo ecotoxicológico deberá ser modificada para usar períodos de exposición largos de la especie en prueba con el producto transgénico, imitando las potenciales exposiciones en el medioambiente.

Debido a que evalúa únicamente los efectos del producto transgénico, este método permite el uso de factores de incertidumbre. Sin embargo, ignora la gran mayoría de vías de exposición por las cuales una planta transgénica podría afectar a una especie no-objetivo. Por lo tanto tales pruebas son ambiguas en si mismas. Si el producto transgénico afecta a la especie no-objetivo, entonces se puede concluir que la planta transgénica podría afectar a la especie, y se debería hacer pruebas adicionales.

Sin embargo, si es que no hay un efecto observable, no se puede concluir que la planta transgénica no tiene un efecto en la especie no-objetivo, ya que ninguna de las vías indirectas han sido evaluadas. Esto significa que estas pruebas pueden ser usadas para demostrar potenciales efectos adversos pero no pueden, lógicamente, implicar seguridad o falta de existencia de un efecto.

Por lo tanto, una segunda metodología es necesaria, a la cual la llamamos método de “planta-entera”. Este método evalúa los efectos de la planta transgénica, los cuales pueden ser mayores que los efectos del producto transgénico aislado. Esta metodología permite la evaluación de cualquier vía potencial de exposición, pero debido a que las concentraciones de químicos no pueden ser incrementadas por sobre las que suceden en la planta, no es posible diseñar factores de incertidumbre dentro del experimento. Para efectuar pruebas de “planta-entera”, es necesario tener un control experimental apropiado para la planta transgénica e imitar las exposiciones tal como ocurrirían en el campo.

El control genético ideal es una planta que es isogénica para a la planta transgénica. Una planta isogénica es aquella que esgenéticamente idéntica a la planta transgénica, excepto que no ha sido manipulada genéticamente (NRC 2002).

Sin embargo, no existen plantas isogénicas para ninguna planta transgénica liberada a nivel comercial. Controles quasi-isogénicos están disponibles para algunas variedades, pero estas pueden diferir de la variedad transgénica en un 4% del genoma. Además, todas las variedades transgénicas han tenido algún nivel de selección por sus características agronómicas que sus variedades quasi-isogénicas no han experimentado, lo que puede resultar en adicionales diferencias sistemáticas genéticas y fenotípicas de sus líneas quasi-isogénicas, especialmente en lo que se refiere a las características fenotípicas agronómicamente importantes.

Confiar en controles quasi-isogénicos para la evaluación de riesgos es científicamente problemático. Si existe una diferencia significativa en el efecto ecológico entre la planta transgénica y su control quasi-isogénico, el efecto podría ser atribuido tanto al transgen como o a otras diferencias genéticas desconocidas entre las variedades.

Si no se encuentra ningún efecto, la falta de efecto podría ser interpretada como que el transgen no ha tenido ningún efecto, pero también que las otras diferencias genéticas enmascaran sus efectos.

Así los resultados de los experimentos individuales comparando variedades trangénicas y quasi-isogénicas no son muy convincentes. Cualquier resultado observado podría ser causado por el transgen y su material genético asociado, por las diferencias sistemáticas correlacionadas entre la variedad transgénica y el control quasi-isogénico, o por un balance de los dos efectos. Talvez el único método científico válido para evaluar los efectos de plantas-enteras es correr múltiples comparaciones entre varios pares de variedades transgénicas y de controles.

El control ecológico ideal puede ser una variedad de planta que puede crecer en un sistema productivo en la región de interés. Tal control no necesita ser una variedad cultivada común. Sin embargo, la variedad deberá funcionar adecuadamente en un sistema de producción, para que sea un control ecológico útil. De esta manera, una comparación de líneas de plantas recientemente regeneradas, transformadas o no transformadas, no constituiría un experimento ecológicamente útil, ya que es muy improbable que los resultados encontrados en los trabajo hecho en base a líneas recientemente regeneradas, reflejen las condiciones del campo.

No se pueden especificar metodologías universales para las evaluaciones, debido que hay muchas especies que considerar. Sin embargo, un experimento ecológicamente realista deberá reunir algunos criterios claves para que los resultados sean atinados y ecológicamente interpretables. Estos criterios combinan las fortalezas de los métodos de prueba ecotoxicológicos con otros criterios específicos para los cultivos transgénicos. Las pruebas iniciales por lo menos deberán seguir estos seis criterios:

1. Usar en las pruebas de laboratorio los mismos alimentos que son usados por las especies evaluadas, en su habitat relevante. Si un producto transgénico es usado, deberá ser idéntico al que se produce en la planta transgénica.

2. Verificar que la alimentación que se da a las especies realmente contenga el material administrado y en las concentraciones o dosis deseadas a través de toda la investigación.

3. Verificar que las especies estén en todas las etapas de su vida apropiadamente expuestas al producto transgénico y que en efecto estén en contacto con el producto de manera relevante.

4. Usar tanto plantas intactas (o partes de la planta) en el sistema experimental, verificando que las partes de la planta contengan el producto transgénico, o usar el producto transgénico en concentraciones o dosis más altas que las que normalmente se expresan en la planta, lo cual incorpora un factor de incertidumbre en el diseño del producto.

5. Usar un control científico apropiado.

6. Examinar suficiente número de individuos y realizar suficientes réplicas.

APLICANDO EL MÉTODO ECOLÓGICO A CULTIVOS TRANSGÉNICOS.

Evaluamos como los criterios requeridos por el método ecológico propuesto para una evaluación de riesgo no-objetivo son abordados en la literatura publicada acerca de los potenciales efectos de los cultivos Bt sobre la Chrysoperla carnea, un insecto consumidor secundario no-objetivo.

Existe 36 especies en el género Chrysoperla en el mundo, excepto en Nueva Zelanda y Australia (Duelli 2001). Dentro del género hay un complejo de varias especies que sin notablemente similares, de las cuales el grupo carnea es el más importante para control biológico (Brooks 1994).

Las larvas son predadores, en tanto que sus adultos se alimentan de néctar, polen, y zumo de miel. Debido a que son un importante y habitual agente de control biológico para muchas pestes que se alimentarían de un cultivo transgénico, estas generalmente serían un consumidor secundario de alta prioridad para pruebas no-objetivo (caja 1). En efecto, C. carnea es usualmente incluida entre las especies indicadores universales en las pruebas ecotoxicológicas de pesticidas. Hemos evaluado los ocho estudios de laboratorio publicados, que estudian los potenciales efectos de los cultivos transgénicos Bt sobre la C. carnea usando los seis criterios metodológicos claves arriba mencionados.

Criterio 1: Alimento usado en la prueba

Ninguno de los estudios, que utilizaron la toxina Cry activada producida microbianamente verificaron si la toxina era idéntica a la producida en la planta transgénica (Sims 1995, Hilbeck et al. 1998a, 1999). Dutton y sus colegas (2003) usaron Dipel, la cual contiene múltiples toxinas Cry que no se encuentran en la planta transgénica. Los estudios restantes usaron plantas transgénicas como fuente de la toxina Cry (Lozzia et al. 1998, Hilbeck et al.1998b,Dutton et al. 2002). Pilcher y sus colegas (1997) usaron polen de maíz-Bt, el cual no es típicamente consumido por las larvas C. carnea.

Criterio 2: Toxina presente.

Todos los estudios excepto el de Lozzia y sus colegas (1998), demostraron que la toxina Cry estaba presente al inicio de los experimentos. Lozzia y colegas (1998) expusieron a la C. carnea al áfido Rhopalosiphum padi, y forzaron la alimentación de floema. Ni el floema en el maíz-Bt ni tampoco el sumo de miel de los áfidos alimentados de floema contienen ninguna toxina Cry detectable (Raps et al. 2001), por lo tanto es improbable que las larvas de C. carnea hubieran sido expuestas a alguna toxina Cry en su contacto con los áfidos (Dutton et al. 2002). Ninguno de los estudios confirmó, que la toxina Cry haya sido mantenida en las concentraciones deseadas a lo largo del experimento, aunque los protocolos de renovación de comida probablemente mantuvieron ciertos niveles de concentración en los experimentos de Hilbeck y sus colegas (1998a, 1998b, 1999) y de Dutton y sus colegas (2002).

Criterio 3: Insecto expuesto

Las larvas tienen partes bucales punzantes (penetrantes) succionadoras, con las cuales consumen los contenidos líquidos de los huevos de su presa; ellas no ingieren las cáscaras o los dermatoesqueletos (o cualquier otra comida seca). Por lo tanto, la toxina Cry aplicada externamente a la comida (Sims 1995, Dutton et al. 2003) y el polen Bt (Pilcher et al. 1997) resultará en concentraciones bajas, no controladas de exposición a la toxina Cry. Los otros estudios expusieron apropiadamente las larvas al material transgénico a través de la comida, aunque, como ya se dijo, es improbable que los áfidos usados por Lozzia y colegas (1998) contengan alguna toxina Cry.

Criterio 4: Nivel de exposición

De los tres estudios que utilizaron la toxina Cry, uno (Sims 1995) no controló niveles de exposición, pero aún su máxima concentración reportada corresponde únicamente a un factor de incertidumbre 2. Los otros dos estudios usaron concentraciones que corresponden a factores de incertidumbre de 10 a 15 (Hilbeck et al. 1998a, 1999). Los valores correspondientes a la exposición en el estudio de Dutton y colegas (2003) no pudieron ser calculados. Factores de incertidumbre de 10 a 10.000 son recomendados (Kitano 1992), así experimentos que usen concentraciones aún más altas de toxinas pueden ser fácilmente justificados. De los estudios que utilizaron maíz-Bt, uno (Pilcher et al. 1997) usó polen intacto, dos usaron tejidos rebanados de planta (Lozzia et al. 1998, Hilbeck et al. 1998b), y uno (Dutton et al. 2002) hojas intactas pegadas a la planta.

Criterio 5: Sistema de control

Todos los estudios utilizaron controles científicos apropiados.

Criterio 6: Replicación

Dos de los estudios no tuvieron una verdadera replicación experimental. (Sims 1995, Pilcher et al. 1997), y Lozzia y colegas (1998) no reportaron información suficiente para poder determinar si su estudio incluyó replicación. Tres estudios (Hilbeck et al. 1998a, 1998b, 1999) tuvieron entre 4 y 5 réplicas (repeticiones), con un tamaño total de las muestras de más de 100 larvas con un apropiado análisis estadístico. Dutton y colegas (2002, 2003) tuvieron dos réplicas (repeticiones) verdaderas, con tamaños de la muestra de 60 larvas.

Sobre todo, encontramos que los criterios metodológicos facilitaron un clara, inequívoca interpretación de la literatura publicada acerca de la evaluación de riesgos a especies no-objetivo.

De las pruebas de laboratorio publicadas, tres no reportaron efecto alguno de la toxina Cry sobre las larvas C. carnea (Sims 1995, Pilcher et al. 1997, Lozzia et al. 1998). En todos los tres estudios fue probable que las larvas de C. carnea no estuvieran expuestas a la toxina Cry.

Los otros estudios demostraron que la exposición a la toxina Cry tuvo efectos tóxicos significativos en las larvas carnea (Hilbeck et al. 1998a, 1998b, 1999, Dutton et al. 2002, 2003). Estos experimentos demuestran la susceptibilidad de la C. carnea inmadura a la toxina Cry1Ab a través de vías bitróficas directas o indirectas y vías tritróficas indirectas.

Los resultados de Dutton y sus colegas (2002, 2003) sugieren una complejidad adicional; los efectos de las vías de exposición tritrófica en la C. carnea pueden depender de la especie de presa relacionada.

Todos los cinco experimentos juntos, sugieren que el maíz transgénico Bt puede causar un incremento en la mortalidad de la C. carnea en el campo y que esto debería motivar pruebas adicionales (Hilbeck 2001, 2002).

CONCLUSIONES

La plantas transgénicas poseen varios atributos que requieren la modificación de los modelos existentes para la evaluación de riesgos ambientales de especies no-objetivo.

Proponemos un nuevo modelo ecológico para una evaluación de riesgo no-objetivo de las plantas transgénicas, que se enfoque en metodologías de evaluación inicial.

Hemos discutido los métodos para la selección de especies no-objetivo, la designación de puntos meta apropiados para la evaluación, y los criterios científicos para juzgar la suficiencia de los protocolos de experimentación.

Este modelo confronta las deficiencias de los modelos ecotoxicológico y de especies no-nativas a la vez que mantiene las fortalezas de cada uno.

Las plantas transgénicas expresan el transgén como una parte integral de su crecimiento y desarrollo. Esto implica que es probable que el transgen interactúe con la fisiología de la planta y con las expresiones de sus otros genes.

Además, el producto transgénico es metabolizado en otros productos dentro de la planta o en organismos asociados, y estos productos a su vez pueden producir efectos en especies no-objetivo. De esta manera el efecto de un transgen, el cual puede incluir respuestas pleitrópicas y epistáticas tanto como complejas interacciones fisiológicas, es probable que sea mayor que el efecto aislado del producto transgénico.

Consecuentemente, la evaluación de riesgos no puede confiar únicamente en pruebas de toxicidad de un químico-individual; deberá incluir pruebas que usen plantas enteras o partes de plantas. Sugerimos que una metodología de planta-entera sea incorporada como parte de los protocolos para una evaluación de riesgos a especies no-objetivo.

Las metodologías experimentales publicadas son extraordinariamente variables, por lo que hemos propuesto seis criterios por medio de los cuales la suficiencia de un experimento puede ser evaluada. Hemos aplicado estos criterios a estudios que examinan el efecto de las toxinas Cry en la lacewing verde C. carnea. En casi todos los experimentos que reportaron ningún efecto de la toxina Cry, encontramos que las lacewings probablemente no ingirieron ninguna cantidad significativa de toxina; por lo tanto, los resultados negativos son no concluyentes. En contraste muchos de los experimentos que reúnen los criterios encontraron que la ingestión de alimentos con la toxina Cry1Ab incrementó la mortalidad de las lacewings. Además, estos experimentos afirmaron la necesidad de estudios tritróficos y por el uso de organismos enteros para evaluar los riesgos de plantas insecticidas transgénicas en los enemigos naturales no-objetivo. Estos resultados sugieren que pruebas adicionales deberán ser llevadas a cabo para establecer los efectos del maíz Bt en la C. carnea en el campo.

La teoría ecológica puede ser utilizada para mejorar la evaluación de riesgos ambientales y ser adaptada a medioambientes específicos. Las especies locales pueden ser clasificadas funcionalmente y prioritizando el uso de criterios ecológicos basados en riesgo para poder identificar rápidamente potenciales especies para pruebas, puntos meta para las evaluaciones, y metodologías experimentales. Esto debería mejorar las bases científicas para la toma de decisiones sobre los cultivos transgénicos y, potencialmente, sobre otros posibles riesgos ambientales.
FUENTE: July 2004 / Vol. 54 No. 7 • BioScience 637

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