Presentación del nuevo Blog

Os informo de que he creado un nuevo Blog del cual os remito la entrada de presentación. También he creado una nueva página de Facebook de la misma temática https://www.facebook.com/ecotoxsan/?ref=hl . Os invito a suscribiros ¡Gracias!

Ecotoxsan

Comienzo el nuevo año 2016 con una visión totalmente nueva: una nueva responsabilidad, nuevos compañeros, nuevo sistema de trabajo, nuevos jefes… Los que seguíais el Blog de ToxAmb sabréis que a día 1 de diciembre me incorporé en la Jefatura del Área de Toxicología Ambiental del Centro Nacional de Sanidad Ambiental (CNSA) del Instituto de Salud Carlos III. Este nuevo ilusionante proyecto me va a tener bastante absorbida hasta que mi “aclimatación” al nuevo entorno sea completa. Sin embargo, me gustaría iniciar simultáneamente un nuevo proyecto personal de difusión del conocimiento y concienciación social sobre la problemática ambiental a todos sus niveles: contaminantes, impactos sobre la biodiversidad y los ecosistemas y la salud humana como víctima última de esta lacra ¿De qué sirve que nuestros conciudadanos sufraguen con sus impuestos nuestros sueldos e investigaciones si no les hacemos llegar el conocimiento que obtenemos?

El perfil de este nuevo Blog será muy similar al del antiguo Blog de ToxAmb

Ver la entrada original 417 palabras más

ToxAmb se despide: “Hasta siempre”

Queridos seguidores:

El próximo día 1 comienzo una nueva etapa en el Centro Nacional de Sanidad Ambiental (CNSA, IS Carlos III) de manera que ToxAmb como grupo de investigación se disuelve. Estos años han sido una etapa en la que desde ToxAmb hemos querido compartir con vosotros nuestra experiencia como grupo de investigación y como docentes, así como divulgar temas actuales de Ecotoxicología, Toxicología Ambiental, Conservación y Salud Ambiental.

Os doy las gracias por seguirnos y apoyarnos en las redes sociales. Espero poder retomar esta labor de divulgación científica y concienciación ambiental próximamente desde mi nueva posición en la jefatura del Área de Toxicología Ambiental del CNSA.

Con mucho cariño,

Myriam

Antimonio y sus efectos en el ecosistema

 Información preparada por el alumno DANIEL HERAS GONZALEZ de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

El antimonio (Sb) es un elemento no esencial para los organismos que, de forma natural, es poco abundante (en la corteza terrestre lo encontramos en un orden de 0,2 a 0,3 mg  aunque está algo más presente en la capa más superficial). Sin embargo, la presencia de este elemento en el ambiente está potenciada por sus usos antrópicos (Tschan et al., 2009). Así, la minería y la industria son las principales fuentes de procedencia. En medicina se usa como tratamiento contra la leishmaniasis y otras enfermedades tropicales causadas por protozoos, siendo su forma pentavalente la más efectiva (Najim et al., 1998). En su forma metálica se usa como refuerzo para el plomo o como componente de materiales semiconductores. Además el trióxido de antimonio tiene múltiples usos como retardante de llama en plásticos, textiles o adhesivos, como pigmento, opacador, catalizador, mordiente y decolorante. Otras fuentes importantes de incorporación de este elemento al medio son las emisiones de los vehículos, las incineradoras, los combustibles fósiles, las fundiciones metalúrgicas donde aparece como óxidos y sulfuros y las actividades de tiro (ya que se usa para reforzar las balas).

El antimonio puede ser tóxico a concentraciones elevadas y algunos de sus compuestos son carcinógenos potencialmente además de ser causante de enfermedades tras exposición prolongada como neumoconiosis (Gough et al., 1979). Una de las principales vías de contacto de animales y humanos con estas concentraciones es mediante el consumo de vegetales cultivados en suelos contaminados. Por el hecho de aparecer frecuentemente junto a otros elementos más tóxicos como el plomo o el arsénico la ecotoxicología y efectos del antimonio han sido ignorados o pasados por alto (Tschan et al., 2009). En forma inorgánica y sobre todo como trivalente alcanza su máxima toxicidad. La cantidad de Sb que pueden tomar las plantas del suelo es variable según la especie y lugar donde se encuentre pero parece que es proporcional a la concentración de antimonio soluble en el suelo. Esta captación se realiza con gran probabilidad, mediante transporte pasivo por convección en la vía del apoplasto. La entrada en las células ocurriría mediante filtraciones en las bandas de Caspary o por las acuaporinas en el caso de estar en forma de estibina.

También se han realizado estudios en animales. En 1962 (Djurić et al.) se observó en ratas que los eritrocitos eran las células más susceptibles cuando son expuestas de forma prolongada a Sb.  Se realizó un experimento en hámsteres en laboratorio (Leffler et al., 1984) para evaluar los efectos de las partículas en suspensión procedentes de las fundiciones en el sistema respiratorio. Está comprobado que el antimonio tiene una retención mayor en los tejidos y órganos que el arsénico debido a su menor solubilidad. En otros estudios se ha visto que los trabajadores expuestos a estas partículas no logran expulsar de su organismo el Sb a largo plazo, indicando una semivida de eliminación grande (Gerhardsson et al., 1982). Se ha observado que la incorporación a la cadena trófica desde suelos contaminados por medio de la herbivoría o del consumo de invertebrados es lenta (Ainsworth et al., 1990). A pesar de ello, hay suficiente evidencia de la carcinogenicidad del trisulfuro de antimonio en animales usados en experimentación (Health Council of the Netherlands, 2011)

En cuanto a los sistemas acuáticos su presencia se debe a la erosión mineral, a la escorrentía y a las actividades antropogénicas pudiendo alcanzar en zonas donde se realizan estas últimas valores 100 veces más altos que la concentración usual (Filella et al., 2002). Otra fuente de Sb son las aguas geotermales. Sin embargo este elemento presenta un comportamiento poco reactivo en agua. Además se puede asociar a partículas con facilidad lo cual favorece su sedimentación (Byrd, 1990).  No hay evidencia de bioconcentración en algas aunque sí parecen ser capaces de realizar una desintoxicación mediante el cambio del estado de oxidación. Aun así, en estudios anteriores (Gough et al., 1979) se observó una tendencia a la acumulación de Sb en el tejido muscular de animales marinos pudiendo causar toxicidad. Un aspecto bastante debatido es el hecho de que la presencia de la especie trivalente y su metilación se deba o no a la actividad biológica (Filella et al., 2002).

Así se puede concluir que es fundamental realizar más investigaciones, sobre todo, en lo que respecta a la incorporación por parte de las plantas de este elemento ya que puede causar problemas si esa biodisponibilidad no es baja como se piensa y más conociendo su papel como carcinógeno en animales. Además se hace necesario optimizar el proceso de producción y reciclaje de los materiales que contienen antimonio ya que la tendencia actual es usarlo para retardante de llama en vez del uso mayoritario anterior como aleación junto al plomo. Esto provoca que la reutilización de este elemento sea casi inexistente.

Ainsworth, N., Cooke, J.A., Johnson, M.S. (1990). Distribution of antimony in contaminated grassland: 2. Small mammals and invertebrates. Environmental Pollution, 65, 79–87.

Byrd, J.T. (1990). Comparative geochemistries of arsenic and antimony in rivers and estuaries. Science of the Total Environment, 97-98: 301–314

Djurić, D., Thomas, R.G., Lie, R. (1962). The distribution and excretion of trivalent antimony in the rat following inhalation. Internationales Archiv für Gewerbepathologie und Gewerbehygiene, 19 (5): 529-545

Filella, M., Belzile, N., Chen, Y-W. (2002). Antimony in the environment: a review focused on natural waters I. Occurrence. Earth-Science Reviews, 57: 125–176

Gerhardsson L., Brune D., Nordberg G.F., Wester P.O. (1982)  Antimony in lung, liver and kidney tissue from deceased smelter workers. Scandinavian Journal of Work, Environment & Health, 8: 201-208.

Gough, L.P., Shacklette, H.T., Case, A.A. (1979). Element Concentrations Toxic to Plants, Animals, and Man. Geological Survey Bulletin, 1466.

Leffler, P., Gerhardsson, L., Brune, D., Nordberg, G.F. (1984). Lung retention of antimony and arsenic in hamsters after the intratracheal instillation of industrial dust. Scandinavian Journal of Work, Environment & Health, 10: 245-251

Najim, R.A., Sharquie, K.E., Farjou, I.B. (1998). Zinc Sulphate in the Treatment of Cutaneous Leishmaniasis: an in Vitro and Animal Study. Memórias do Instituto Oswaldo Cruz, 93(6): 831-837

Tschan, M., Robinson, B.H., Schulin, R. (2009). Antimony in the soil–plant system – a review. Environmental Chemistry, 6: 106–115.

Health Council of the Netherlands (2011). Antimony and antimony compounds.

Efectos ambientales de los disruptores endocrinos

 Información preparada por la alumna MARIA JOSE RECUERDA CARRASCO de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

Los disruptores endocrinos (Endocrine Disruptors en inglés, EDs) son sustancias que actúan interfiriendo con las hormonas naturales porque tienen una gran afinidad con los receptores de estrógenos y andrógenos. Estas sustancias pueden activar varios receptores hormonales e imitar la función de las hormonas naturales. Los EDs también pueden unirse a los receptores sin activarlos. Esta unión antagónica bloquea los receptores e inhibe su acción. Además, los EDs pueden interferir en la síntesis, transporte, metabolismo y eliminación de las hormonas, disminuyendo por tanto la concentración de las hormonas naturales (Mnif et al., 2011). Se ha visto que estas sustancias pueden tener efectos en dosis muy bajas. Muchos de los EDs identificados son pesticidas como por ejemplo los PCBs (policlorobifenilos), el DDE (dicloro difenil dicloroetileno) y el DDT (dicloro difenil tricloroetano). También encontramos los EDs en plásticos como por ejemplo los ftalatos y el bisfenol-A (BPA) (de Acción, 2006). La fauna salvaje es particularmente vulnerable a los efectos de los disruptores endrocrinos de los pesticidas y se han observado alteraciones en la reproducción de invertebrados, reptiles, peces, aves y mamíferos (Mnif et al., 2011). Por ejemplo, en Inglaterra se ha visto como los gasterópodos Nucella lapillus se ven afectados por los EDs al inducir los caracteres masculinos en las hembras, lo cual ha supuesto una reducción de sus poblaciones al generar problemas en la reproducción (Brian et al,. 1986). Además se ha visto, por ejemplo en ratones, que los EDs pueden generar fenotipos epigenéticos transgeneracionales, es decir que pueden modular la actividad del genoma y aparecer alteraciones en el feto y en próximas generaciones (Stouder & Paoloni-Giacobino, 2010).

En la revisión de Mnif et al., (2011) señalan que a nivel humano, se ha observado que los pesticidas que son disruptores endocrinos afectan al desarrollo reproductivo y sexual y que esto depende de varios factores como la edad, el sexo, la dieta y la ocupación. La edad es un factor particularmente sensible, se ha visto que los fetos y los niños son más susceptibles que los adultos. Gran parte del daño causado por los EDs ocurre durante la gametogénesis y el desarrollo temprano del feto. Además los fetos y los niños reciben grandes dosis de estos compuestos a través de la movilización de las grasas maternas durante el embarazo y al mamar la leche materna. A pesar de ello, los efectos puede que no se aprecien hasta la madurez del individuo, apareciendo problemas intelectuales, alteraciones en el funcionamiento del sistema central y problemas de infertilidad. En base a estudios epidemiológicos se ha concluido que la exposición a estos compuestos a través de pesticidas puede afectar a la espermatogénesis dando lugar a semen de baja calidad y fertilidad masculina reducida. También pueden darse otros problemas como cáncer de testículos, criptorquidia (descenso incompleto de uno u ambos testículos) e hipospadias (abertura de la uretra localizada en la parte inferior del pene). También se ha encontrado que las mujeres con mayores concentraciones de estas sustancias en la grasa tienen mayor riesgo de desarrollar cáncer de mama. Además se ha visto una correlación entre la concentración de organoclorados en tejidos cancerígenos y daños en el sistema inmune.

Es importante que los investigadores consideren exposiciones simultáneas a varias de estas sustancias y también a otros químicos y como pueden actuar de manera aditiva, sinérgica o antagónica a los organismos. Los EDs además de ser un problema para la especie humana, pueden tener consecuencias graves para la conservación de numerosos grupos taxonómicos, sobre todo si afecta a especies raras o con poblaciones pequeñas, ya que puede derivar en extinciones de poblaciones locales al producir alteraciones en la reproducción de los organismos. También hay que tener en cuenta que se pierde variabilidad genética ya que habrá individuos que por los efectos de los EDs pierdan la capacidad reproductiva, lo cual tendrá consecuencias a nivel poblacional. Además hay que tener en cuenta que los problemas de estas sustancias químicas pueden manifestarse en generaciones futuras haciendo que sea más complicado solucionar los problemas que aparezcan, por falta de tiempo para actuar.

Bryan, G. W., Gibbs, P. E., Hummerstone, L. G., & Burt, G. R. (1986). The decline of the gastropod Nucella lapillus around south-west England: evidence for the effect of tributyltin from antifouling paints. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom, 66(03), 611-640.

de Acción, M. E. (2006). Disruptores endocrinos: potencial problema para la salud pública y medio ambiente. Rev Biomed, 17, 146-150.

Mnif, W., Hassine, A. I. H., Bouaziz, A., Bartegi, A., Thomas, O., & Roig, B. (2011). Effect of endocrine disruptor pesticides: a review. International Journal of Environmental Research and public health, 8(6), 2265-2303.

Stouder, C., & Paoloni-Giacobino, A. (2010). Transgenerational effects of the endocrine disruptor vinclozolin on the methylation pattern of imprinted genes in the mouse sperm. Reproduction, 139(2), 373-379.

Efectos ambientales de la contaminación por plásticos y microplásticos

 Información preparada por la alumna   Alice Luise Irmgard Craemer de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

 

Solamente usamos el plástico desde hace alrededor de 100 años (Gorman, 1993)  pero ya tiene efectos perjudiciales en la tierra. En los últimos 30 anos, ha habido un boom de uso de plástico en todas las partes de la vida cotidiana porque el plástico es barato, ligero, firme y sostenible (Derraik, 2002). Por eso también es un peligro para el medio ambiente porque en el océano puede recorrer un trayecto muy largo y se distribuye muy bien (Derraik, 2002). Cuando está en el sedimento puede permanecer muchos siglos (Derraik, 2002). Hoy, el plástico constituye el 60-80 % del depósito marino total (Gregory y Ryan, 1997).

El plástico de tamaño grande puede ser un problema para animales en el océano porque pueden enredarse en él o porque lo comen (Derraik, 2002). El microplástico también puede ser un problema cuando los animales lo comen. Se ha encontrado que el microplástico es transferido en la cadena alimentaria (Farrell et al. 2013). Hay por lo menos 267 especies de animales que están afectados por el plástico en el océano (Laist, 1997). Los animales que comen plancton están en más peligro porque identifican el plástico más frecuentemente como comida y por eso comen más plástico que p.ej. un animal que come peces (Azzarello y Van Vleet, 1987). Cuando el plástico está en el estómago de aves o tortugas el espacio para la comida verdadera es más pequeño y por eso el estado físico del animal se deteriora (Spear et al., 1995). También la ingestión de plástico puede causar la inhibición de la secreción de enzimas gástricas, la congestión del aparato digestivo, bajas concentraciones de niveles de esteroides, la ovulación retrasada y el fracaso de reproducción (Azzarello y Van Vleet, 1987). El daño varía entre las especies. Por ejemplo, los procelariformes están en más peligro porque no pueden regurgitar los plásticos que han comido (Azzarello y Van Vleet, 1987).

Cuando el plástico forma parte del depósito en el fondo marino puede inhibir el intercambio de gases entre el agua del océano y el agua en los intersticios. Eso puede resultar en anoxia en el bentos que puede cambiar el funcionamiento del ecosistema (Goldberg, 1994).

Las sustancias que están en el plástico también representan un problema cuando los animales comen el plástico (Derraik, 2002). Los animales pueden absorber sustancias químicas del plástico que han comido, p.ej. bifenilos policlorados (Ryan et al., 1988). Los efectos pueden ser fracasos de reproducción, cambio de niveles de hormonas y la subida del riesgo de enfermedades hasta la muerte (Ryan et al., 1988).

El bisfenol A que también es una sustancia incluida en el plástico funciona como hormona y puede cambiar el sexo de algunas especies de pez o si no cambia el sexo disminuye el porcentaje de reproducción exitosa por los cambios que ha sufrido el cuerpo de los animales. Por ejemplo en un experimento con ratones que comieron bisfenol A a 20 ng/g había una disminución de producción de esperma en los individuos machos de 20 % en comparación con el control (Vom Saal et al., 1998).

En resumen es posible decir que el plástico es un peligro grande para animales, sobre todo de ecosistemas acuáticos, por su ubicuidad y sus sustancias químicas.

Fuentes

  1. M. Gorman: Environmental Hazards––Marine Pollution, ABC-CLIO Inc, Santa Barbara (1993)
  2. J J. Derraik: The pollution of the marine environment by plastic debris: a review, Ecology and Health Research Centre, Department of Public Health,Wellington School of Medicine and Health Sciences, University of Otago, P.O. Box 7343, Wellington, New Zealand
  3. M.R. Gregory, P.G. Ryan: Pelagic plastics and other seaborne persistent synthetic debris: a review of Southern Hemisphere perspectives, J.M. Coe, D.B. Rogers (Eds.), Marine Debris––Sources, Impacts and Solutions, Springer-Verlag, New York (1997), pp. 49–66
  4. D.W. Laist: Impacts of marine debris: entanglement of marine life in marine debris including a comprehensive list of species with entanglement and ingestion records, J.M. Coe, D.B. Rogers (Eds.), Marine Debris––Sources, Impacts and Solutions, Springer-Verlag, New York (1997), pp. 99–139
  5. E.D. Goldberg: Diamonds and plastics are forever?, Marine Pollution Bulletin, 28 (1994), p. 466
  6. M.Y. Azzarello, E.S. Van-Vleet: Marine birds and plastic pollution, Marine Ecology Progress Series, 37 (1987), pp. 295–303
  7. L.B. Spear, D.G. Ainley, C.A. Ribic: Incidence of plastic in seabirds from the Tropical Pacific, 1984–91: relation with distribution of species, sex, age, season, year and body weight, Marine Environmental Research, 40 (1995), pp. 123–146
  8. P.G. Ryan, A.D. Connell, B.D. Gardner: Plastic ingestion and PCBs in seabirds: is there a relationship?, Marine Pollution Bulletin, 19 (1988), pp. 174–176
  9. F. S. Vom Saal, P. S. Cooke, D. L. Buchanan, P. Palanza, K. A. Thayer, S. C. Nagel, S. Parmigiani, W. V. Welshons: A Physiologically Based Approach To the Study of Bisphenol a and Other Estrogenic Chemicals On the Size of Reproductive Organs, Daily Sperm Production, and Behavior, Toxicol. Ind. Health, January 1998, vol. 14, no. 1-2, pp. 239-260
  10. P. Farrell, K. Nelson: Trophic level transfer of microplastic: Mytilus edulis (L.) toCarcinus maenas (L.), Institute of Marine Sciences, University of Portsmouth, Environmental Pollution, June 2013, vol. 177, pp. 1-3

Efectos de la contaminación por plomo en aves

 Información preparada por la alumna  IRENE MARTÍN RODRÍGUEZ de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

El plomo es un elemento no esencial, y su exposición a largo plazo puede acarrear diferentes problemas en la salud (Carneiro et al., 2014), incluso a bajas concentraciones, como un solo perdigón, puede causar la muerte (Ruuskanen et al., 2015). Aunque los efectos del plomo es común en diferentes taxones, en este caso me voy a centrar en las aves, ya que es un grupo que se encuentra en la base de la cadena alimenticia de otros taxones, incluidos humanos.

El plomo es una de las principales causas de muertes en este taxón (Suarez-R & Urios, 1999). Este metal afecta a diferentes partes del cuerpo, acumulándose en los huesos, aunque , normalmente, suele afectar al sistema nervioso debido a que afecta a la sinapsis y a los receptores (Carneiro et al., 2014; Ruuskanen et al., 2015). Por lo tanto, afecta a la función cognitiva, al crecimiento y al comportamiento propio de cada especie, ya que aumenta la agresividad, la hiperactividad y además, empeora la capacidad de aprendizaje y memoria (Carneiro et al., 2014; Ruuskanen et al., 2015), aparte de producir debilidad muscular (Suarez-R & Urios, 1999). Aparte de estos problemas, aumenta la tasa de infección por parásitos ya que deprime al sistema inmune, y disminuye la tasa de reproducción y supervivencia (Carneiro et al., 2014). Además, una larga exposición al plomo, produce una enfermedad mortal llamada saturnismo. Las aves que padecen esta enfermedad son incapaces de elevar el vuelo y la mayor parte de las veces sufren ceguera (Suarez-R & Urios, 1999).

Se ha visto que el plomo afecta más a los polluelos que a los adultos (Ruuskanen et al., 2105), y dentro de este taxón, afecta más a las rapaces debido a la bioacumulación y biomagnificación (Carneiro et al., 2014).

Por tanto, el plomo produce una un riesgo para la biodiversidad y conservación de este taxón, ya que los adultos contaminados son más susceptibles a infecciones o a la depredación, y los que sobreviven es posible que no se reproduzcan, bien porque son estériles o bien porque no llevan a cabo los displays típicos de esa especie. Además, para acentuar el problema, los polluelos tienen una tasa de supervivencia menor y los que sobreviven es posible que no aprendan lo necesario para evitar peligros. Pero el plomo, no es sólo un problema para este taxón, sino para otros como reptiles o mamíferos que se alimenten de ellas.

Carneiro, M; Colaço, B; Brandão, R; Ferreira, C; Santos, N et al (2014). Biomonitoring of heavy metals (Cd, Hg and PB) and metalloid (As) with the Portuguese common buzzard (Buteo buteo). Environmetal Monitoring and Assessment 186: 7011-7021.

Ruuskaken, S; Eeva, T; Kotitalo, P; Stauffer, J; Rainio, M. (2015). No delayed behavioral and phenotypic responses to experimental early-life lead exposure in great tits (Parus major). Environmental Sciences and Pollution Research 22: 2610-2621.

Suarez-R, C; Urios, V (1999). La contaminación por saturnismo en las aves acuáticas del Parque Natural de El Hondo y su relación con los hábitos alimenticios. Humedales Mediterráneos 1: 83-90.

Efectos ambientales de la contaminación por cobre

 Información preparada por la alumna AIXA DEL OLMO MOSTEIRO de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

El cobre se presenta en la Naturaleza como metal nativo, y también en forma de minerales sulfurados como calcopirita (CuFeS2), calcosita (Cu2S) y óxido cuproso (Cu2O). Se purifica mediante procesos de refinado electrolíticos.

El cobre es uno de los micronutrientes esenciales, se conocen al menos treinta enzimas que contienen cobre, cuyas funciones son catálisis redox (Citocromo oxidasa, nitrato reductasa) o transportadores de oxígeno (hemocianina) (Weser et al., 1979). Aunque el cobre es un elemento esencial, a niveles elevados resulta tóxico, por lo que los niveles de cobre en los ecosistemas naturales y su disponibilidad biológica son importantes. La forma que toma este metal (iónica, compuesta o precipitada), y por tanto su disponibilidad dependen de factores ambientales como el pH, el potencial redox, el suelo y tipo de sedimento, la dureza del agua y el contenido orgánico, factores que varían dependiendo del ecosistema (Flemming & Trevor, 1989).

Los niveles de cobre accesible en el ambiente aumentan en áreas con actividades humanas que elevan su abundancia. Estas actividades antrópicas por las que el cobre entra en el suelo incluyen fundición (Beavington, 1973), minería, actividades industriales y residuos domésticos, y la aplicación de fertilizantes, alguicidas, y fungicidas (Yamamoto et al., 1985).

En concentraciones altas el cobre es tóxico para los organismos, y su efecto es fuerte en plantas y peces. En plantas produce lesiones en las raíces, inhibe el crecimiento radicular y promueve la formación de raicillas secundarias cortas y de color pardo. También produce clorosis. En algas y hongos previene la germinación de esporas. En peces, los iones de cobre interrumpen la regulación del sodio (Kamunde et. Al, 2004). En mamíferos puede producir daño en el hígado.

 

Beavington, F. (1977). Trace elements in rainwater and dry deposition around a smelting complex. Environ. Pollut. 13, 127.

 Flemming, C. A. & Trevors, J. T. (1989). Water, Air, and Soil Pollution: Copper toxicity and chemistry in the environment: a review. Kluwer Academic Publishers. 44: 143-158

 Kamunde, C.N., Woods, C.M. (2004). Environmental chemistry, physiological homeostasis, toxicology, and environmental regulation of copper, and essential element in freshwater fish. Australas J Ecotoxicol. 10: 1-20.

 Weser, U., Schubotz, L. M., and Younes, M.: 1979, in J. O. Nriagu (ed.), Copper in the Environment. Part. II: Health effects, John Wiley and Sons. Toronto. pp. 197–240.

 Yamamoto, H., Tatsuyama, K., and Uchiwa, T. (1985). Fungal flora of soil polluted with copper. Soil Biol. Biochem. 17(6),785.