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.

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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 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.

 

La contaminación electromagnética y la crisis del sector apícola

 Información preparada por la alumna  NAZARET OCAÑA DE NOVA de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

Los campos electromagnéticos, y especialmente las radiaciones electromagnéticas en el rango de las radiofrecuencias y microondas, han sido relacionados con diferentes efectos biológicos (Balmori, 2004; Balmori, 2006). Uno de los taxones más estudiados han sido el de las abejas melíferas (Apis mellifera) debido a su importancia en la agricultura (Wilson & Menapace, 1979; Fistenberg, 1997; Keim et al., 2002; Ruzicka, 2003; Balmori, 2006; Hsu et al., 2007; Sharma & Kumar, 2010; UNEP, 2010; Favre, 2011). Las pérdidas de abejas se han registrado desde hace más de un siglo (Wilson & Menapace, 1979). A partir del año 2000, se empezaron a registrar síntomas del que se denominó “Sindrome de colapso de la colmena” (CCD) (Keim et al., 2002; Ruzicka, 2003; Balmori, 2006; Hsu et al., 2007; Sharma & Kumar, 2010; UNEP, 2010; Favre, 2011). Este síndrome afecta especialmente a las abejas obreras que se ha visto que una vez abandonan la colmena, no retornan. La reina se encuentra viva y activa dentro de la colmena junto con las abejas inmaduras y con abundancia de miel, de modo que la colonia puede sobrevivir durante un tiempo muy corto, pero sin la población de abejas obreras la colonia se vuelve insostenible y se extingue. En un primer momento se sospechó que factores como el ácaro Varroa, los pesticidas, los virus, las prácticas agrícolas, el monocultivo y factores de cambio climático podían ser los responsables de este síndrome (Donzé et al., 1998; Sharma & Kumar, 2010; Favre, 2011). Existen estudios que se han centrado en otra potencial causa responsable de esta pérdida: los campos electromagnéticos artificiales (Fistenberg, 1997; Favre, 2011).

Las abejas poseen cristales de magnetita en sus células de grasa corporal y presentan remanencia magnética (Keim et al., 2002). Estas estructuras de magnetita son partes activas del sistema de magnetorrecepción en las abejas (Hsu et al., 2007). Jungreis (1987) hallo partículas de magnetita biológicamente sintetizadas en especies migradoras, que las utilizan como una brújula en el campo magnético terrestre. Las infraestructuras de las telecomunicaciones introducen unos campos electromagnéticos artificiales con una potencia superior lo que desorienta a las abejas, entre otros insectos, que no encuentran de esa forma la manera de volver a sus colonias (Fistenberg, 1997). Ruzicka (2003), realizó una encuesta entre los apicultores austriacos. De 25 apicultores que tenían antenas de telefonía cerca de sus colmenas el 37,5% observaron una alta agresividad, el 25% una gran tendencia a crear enjambres, y el 62,5% la desaparición de colonias. Firstenberg (1997) también cita la desaparición de abejas en la proximidad de antenas de telefonía en un área de Nueva Zelanda tras instalarse varias antenas de radio. Un apicultor que recibía directamente el haz de la radiación en sus colmenas observó que las abejas morían en su entrada sin razón aparente. Otros autores han demostrado la agitación e inquietud y el comportamiento agresivo que muestran las abejas expuestas a los campos electromagnéticos de líneas de alta tensión (Ramirez et al., 1983). Por el contrario, en dos estudios financiados por la NASA, los autores no encontraron diferencias en la mortalidad ni en el consumo de azúcares (Westerdahl y Gary, 1981a), ni variaciones en la orientación del vuelo o la memoria (Westerdahl y Gary, 1981b) en abejas que fueron irradiadas con microondas.

Los resultados obtenidos hasta la fecha están siendo controvertidos. Es de necesidad urgente la comprensión de la interacción entre la influencia de las radiaciones electromagnéticas (sobre todo debido a los teléfonos móviles) y la biología de la abeja y de este modo elaborar una estrategia de conservación para intentar paliar los efectos nocivos sobre ellas. Las abejas son esenciales para el éxito de la agricultura. De las cien especies de cultivos que proporcionan el 90% de la comida mundial, más del 70% se polinizan gracias a las abejas (UNEP, 2010). En Europa, cerca de un 84% de los cultivos vegetales comerciales y un 80% de las plantas en estado salvaje dependen de la polinización de las abejas, según la Comisión Europea (UNEP, 2010). Además poseen un gran papel económico en todo el mundo, se ha valorado su polinización en alrededor de 153 mil millones de euros en el año 2005 (Gallai et al. 2009), y la Unión Alemana de Apicultores estima en 22.000 millones de euros anuales las ganancias (UNEP, 2010). Por lo tanto, su desaparición podría suponer una catástrofe medioambiental a gran escala.

Balmori, A. (2004). Posibles efectos de las ondas electromagnéticas utilizadas en la telefonía inalámbrica sobre los seres vivos. Ardeola, 51: 477-490.

Balmori, A. (2006). Efectos de las radiaciones electromagnéticas de la telefonía móvil sobre los insectos. Ecosistemas 15 (1): 87-95.

Donzé, G.;Fluri, P.;Imdorf, A.(1998).A look under the cap: the reproductive behaviour of Varroa in the capped brood of the honey bee. Am. Bee J. 138, 528–533.

Favre, D.(2011). Mobile phone-induced honeybee worker piping. Apidologie 42:270–279.

Firstenberg, A. (1997). Microwaving Our Planet: The Environmental Impact of the Wireless Revolution. Cellular Phone Taskforce. Brooklyn, NY 11210.

Gallai, N.; Salles, J.M.; Settele, J.; Vaissière, B.E. (2009) .Economic valuation of the vulnerability of world agriculture confronted with pollinator decline. Ecol. Econ. 68, 810 –821.

Hsu, C.Y., Ko, F.Y., Li, C.W., Fann, K., Lue, J.T. (2007) Magneto reception system in honey bees (Apis mellifera). Plos one, e395.

Jungreis, S.A. (1987): Biomagnetism: An orientation mechanism in migrating insects? Florida Entomologist, 70: 277-283.

Keim, C.N.; Cruz-Landim, C.; Carneiro, F.G.; Farina, M. (2002). Ferritin in iron containing granules from the fat body of the honeybees Apis mellifera and Scaptotrigona postica. Micron. 33, 53-58.

Ramirez, E., Monteagudo, J.L., Garcia-Gracia, M. Delgado, J.M. (1983). Oviposition and development of Drosophila modified by magnetic fields. Bioelectromagnetics 4 (4): 315-326.

Ruzicka, F. (2003). Schäden durch Elektrosmog. Bienenwelt. 10: 34-35.

Sharma, V.P; Kumar, N.R.(2010). Changes in honeybee behaviour and biology under the influence of cellphone radiations. Current science 98: 1376-1378.

UNEP. (2010). Global Honey Bee Colony Disorder and Other Threats to Insect Pollinators. Publishing Services Section/Nairobi, ISO 14001:2004.

Westerdahl, B.B., Gary N.E. (1981a). Longevity and food consumption of microwave-treated (2.45 GHz CW) honeybees in the laboratory. Bioelectromagnetics 2 (4): 305-314.

Westerdahl, B.B., Gary, N.E. (1981b). Flight, Orientation, and Homing Abilities of Honeybees Following Exposure to 2.45-GHz CW Microwaves. Bioelectromagnetics 2: 71-75.

Wilson, W.T.; Menapace, D.M. (1979). Disappearing disease of honey bees—survey of the United States. Am. Bee. J. 119, 184–186.

Efectos de la contaminación por ruido

 Información preparada por la alumna  ANGELICA GALLEGO NARBÓN de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

La contaminación acústica consiste en todos los ruidos no deseados que se dan en las comunidades, siendo una amenaza para la salud y el bienestar, estando cada vez está más presente debido al aumento de las poblaciones (Goines & Hagler, 2007). Se ha convertido en un problema en los ambientes urbanos afectando a la salud, el bienestar y la productividad (Maisonneuve et al., 2009), sin embargo diversos trabajos han encontrado efectos negativos de la contaminación acústica en otros grupos de animales y a distintos niveles.

Los problemas más evidentes generados por la exposición a ruidos son los problemas auditivos. En  peces los ruidos extremos pueden llegar a dañar la vejiga natatoria, lo cual es devastador ya que este órgano no se emplea solo en la recepción de sonidos sino también para flotabilidad. Tanto en animales terrestres como acuáticos se han encontrado daños auditivos temporales o permanentes  por ruidos severos de corta duración o exposición crónica a ruido ambiental. El tiempo de recuperación en los casos en los que sea posible dependerá de la intensidad y duración del ruido, así como de la sensitividad auditiva de la especie (Kight & Swaddle, 2011).

Se ha observado que la contaminación acústica también supone un aumento de los niveles de cortisol (humanos, perros, caballitos de par y carpines dorados), corticosterona (pollos y ratones), noradrenalina (humanos, ballenas y ratas) (Wysocki et al., 2006; Kight & Swaddle, 2011). Se conoce que la estimulación B-adrenérgica aumenta los niveles de secreción de glucagón y por tanto los niveles de glucosa en sangre. En estudios sobre la trucha arcoiris por tanto se han encontrado niveles de glucosa más elevados cuando mayor era la intensidad del ruido al que estaban expuestas (Kight & Swaddle, 2011).  También se ha descubierto que la exposición a ruido puede provocar daño físico a estructuras dentro del eje hipotalámico hipofisario adrenal (HHA) y conllevar cambios a corto y largo plazo en el mantenimiento de la homeostasis, así como dañar las mitocondrias del córtex adrenal, lo que se ha observado en ratas (Kight & Swaddle, 2011).

La actividad del estrés sonoro sobre el eje HHA puede llevar a efectos en cadena en el sistema inmune. En ratones se ha observado que la exposición repetida de hembras embarazadas a 85-95dB dio como resultado que sus crías tenían un timo de tamaño inferior a lo normal y menos niveles de inmunoglobulina G, mostrando alteraciones de la respuesta inmune. En ratas expuestas a ruidos de 85dB por 3 semanas, se observó una disminución de las asesinas naturales del bazo después de 24h pero después de las tres semanas habían aumentado (Kight &Swaddle, 2011).

En cuanto a la reproducción y el desarrollo, en humanos se ha observado que un exceso de ruido ambiental puede llevar a un nacimiento prematuro, y en ratas a una asimetría fluctuante elevada en las crías. Estas anomalías en el desarrollo parecen deberse interrupciones en el sistema de regulación de calcio(Kight & Swaddle, 2011). En peces se ha observado una mayor mortalidad de los huevos de peces en ambientes con mayor ruido ambiental (Kight & Swaddle, 2011). Parece que los daños producidos por el ruido son en todos los casos superiores en hembras, lo que probablemente radica en las diferencias en tamaño, expresión hormonal y su mayor inversión en reproducción. Los machos también sufren respuestas específicas al estrés, por ejemplo se observaron niveles de testosterona inferiores a lo normal en ratones expuestos a 100 dB (Kight & Swaddle, 2011).

En relación a la salud cardiovascular en humanos la exposición continuada a ruidos se relaciona con aumentos de la presión arterial, sin embargo en varias especies de ungulados y pájaros se ha observado una habituación a corto plazo (Stansfeld & Matheson (2003); Kight & Swaddle, 2011). En ratas se han observado daños en los ventrículos tras la exposición prolongada a ruidos, así como un aumento de fibras noradrenérgicas en la aorta y los ventrículos y una disminución de receptores de benzodiazepina periféricos, implicados en las respuestas de estrés (Kight & Swaddle, 2011).

Otro aspecto importante y que se ha estudiado poco son los  posibles efectos de la contaminación acústica a nivel genético.  Estos daños se deberían a que la actividad neuronal requerida para procesar los ruidos ambientales conduce a un aumento en el número de radicales libres, lo que puede causar mutaciones carcinógenas. (Kight & Swaddle, 2011).

En aves el ruido puede interrumpir la comunicación sonora, interferir con la detección de las señales de peligro y elevar los niveles de estrés (Francis et al., 2009). En el mismo trabajo se observó que reduce la riqueza de especies nidificantes y  facilita indirectamente el éxito reproductor de los individuos que anidan en áreas ruidosas como resultado de la interrupción de las interacciones depredador-presa.

En estudios sobre gorrión melódico (Melospiza melodia) se ha encontrado un ajuste de las vocalizaciones para evitar el enmascaramiento por los ruidos urbanos. Esto puede suponer un problema para la especie, ya que el aumento de frecuencia de los sonidos emitidos puede conllevar un mayor gasto energético, pueden darse problemas en el reconocimiento de la señal por parte de individuos de la misma especie y podría afectar a la elección de macho por parte de las hembras y la competición entre machos (Patricelli & Blickley, 2006). Por otro lado en la especie Taeniopygia guttata (diamante mandarín) se ha observado que la preferencia de la hembra por el macho que ha elegido como pareja disminuye, lo que puede ser resultado del enmascaramiento o distorsión de la llamada de los machos o puede estar asociado a que las hembras no son capaces de reconocer a su pareja (Swaddle & Page, 2007). En la rana Hyla arborea también se han observado problemas de comunicación asociados a la contaminación acústica (Lengagne, 2008).

Estos descubrimientos sugieren que en relación a la contaminación ambiental la comunicación entre individuos conspecíficos puede afectar negativamente a la persistencia de la población en algunos casos, suponiendo un problema de conservación (Laiolo, 2010). En conjunto, los cambios comportamentales, los problemas fisiológicos y el excesivo gasto energético encontrados en zonas con contaminación acústica pueden suponer una disminución de la eficacia biológica y un problema para la conservación que tradicionalmente se ha simplificado demasiado en la literatura científica y al que merece la pena prestar atención en el futuro (Francis & Barber, 2013).

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– Francis, C.D.; Barber, J.R. (2013). A framework for understanding noise impacts on wildlife: an urgent conservation priority. Frontiers in the ecology and the environment  11: 305-313.

– Francis, C. D. ; Ortega, C. P.; Cruz, A. (2009). Noise pollution changes avian community and species interactions. Current Biology 19: 1415-1419.

– Goines, L; Hagler, L. (2007). Noise Pollution: A Modern Plague.  Southern Medical Journal 100: 287-294.

– Kight, C.R.; Swaddle, J.P. (2011). How and why environmental noise impacts animals: an integrative, mechanistic review. Ecology Letters 14: 1052-1061

– Laiolo, P. (2010). The emerging significance of bioacoustics in animal species conservation. Biological Conservation 143: 1635-1645

– Lengagne, T. (2008). Traffic noise affects communication behaviour in a breeding anuran, Hyla arborea. Biological Conservation 141: 2023-2031.

– Maissoneuve, N.; Stevens, M.; Niessen, M.E.; Steels, L. (2009). NoiseTube: Measuring and mapping noise pollution with mobile phones. Environmental Science and Engineering: 215–228.

– Patricelli, G.L.; Blickley, J.L. (2006). Avian communication in urban noise: causes and consequences of vocal adjustment. The American Ornithologists´ Union 123: 639-649.

-Stansfeld, S.A.; Matheson, M. P. (2003). Noise pollution: non-auditory effects on health. British Medical Bulletin 68: 243-257

– Swaddle, J.; Page, L. C. (2007).High levels of environmental noise erode pair preferences in zebra finches: implications for noise pollution. Animal Behaviour 74: 363-368

-Wysocki, L.E.; Dittami, J.P.; Ladich, F. (2006). Ship noise and cortisol secretion in European freshwater fishes. Biological Conservation 208: 501-508.

 

 

Difusión de los trabajos académicos sobre Contaminación Ambiental y Biodiversidad

Este curso también me gustaría difundir, con su permiso, los estupendos trabajos de clase que realizan mis alumnos de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Conservación de la Biodiversidad y Ecología. Son como pequeñas “píldoras” de información que espero ayuden a conocer mejor los impactos de la contaminación y a concienciar a nuestro entorno sobre la necesidad de prevenirlos. La contaminación no sólo afecta afecta a los ecosistemas, sino que daña la salud pública y perjudica a la agricultura, la pesca y la obtención de importantes recursos económicos. En muchos casos la población y las administraciones públicas desconocen cómo la contaminación afecta a la salud y la economía y por ello se minusvaloran estos problemas sin tener en cuenta los costes sobre las sociedades humanas. Espero que con esta serie de trabajos mis alumnos y yo cooperemos en mejorar la información pública accesible para que la toma de decisiones y el establecimiento de prioridades sea más sustentable. Todos los trabajos han sido revisados por mi y están sustentados en la realidad científica.

Por último me gustaría pedirte que interacciones con nosotros. Si quieres plantear alguna pregunta o comentario estoy segura de que mis alumnos se sentirán aún más motivados. Y si te gustan los artículos ¡Dales un “me gusta”!

Publicamos un estudio toxicológico sobre la benzoilecgonina -metabolito de la cocaína- presente en aguas fluviales que alerta sobre el potencial efecto adverso en la germinación de plantas silvestres o agrícolas

Existe una creciente preocupación sobre la presencia de contaminantes vertidos al medio ambiente, derivados de la actividad de los seres humanos, pero sobre todo por los efectos perjudiciales que puedan tener sobre los recursos naturales y la biodiversidad. El enorme desarrollo de las técnicas de análisis de los últimos años ha permitido detectar la presencia de nuevos contaminantes en el agua de nuestros ríos, como es el caso de las drogas de abuso, por lo que se les denomina genéricamente “contaminantes emergentes”. Dichas sustancias son muy activas biológicamente y se sospecha que podrían afectar a la fauna y la flora de nuestros ríos, incluso a dosis a las que no presentan toxicidad en los seres humanos.

Miembros del Grupo de Investigación en Salud Ambiental y Ecotoxicología “ToxAmb” de la Universidad Rey Juan Carlos en colaboración con el Centro Nacional de Sanidad Ambiental (ISCIII), financiados por el Fondo de Investigaciones Sanitarias (Ministerio de Economía y Competitividad), acaban de publicar en la revista “Journal of Hazardous Materials” (García-Cambero et al., 2015, J. Haz. Mat. 300: 866-872) un estudio que analiza por primera vez la toxicidad de concentraciones ambientales de benzoilecgonina -principal metabolito de la cocaína encontrado en aguas naturales-, mediante el uso de dos novedosos modelos basados en organismos de ecosistemas fluviales: el modelo embrio-larval de pez cebra (Danio rerio) y el biomodelo con esporas del helecho Polystichum setiferum.

Para llevar a cabo este trabajo se tomaron como referencia los niveles de benzoilecgonina detectados en un estudio de monitorización de  drogas de abuso y benzodiacepinas en ríos de la Comunidad de Madrid, publicado anteriormente por el mismo grupo de investigación en la revista “Chemosphere”. Cabe aclarar que estas sustancias también se han detectado en la misma matriz de agua dulce en otros estudios españoles y europeos, principalmente como consecuencia del consumo de drogas por seres humanos y a la incapacidad de las depuradoras de aguas residuales convencionales para degradarlas por completo.

Según el estudio referido, las concentraciones de este metabolito de la cocaína, equivalentes a las presentes en el agua de nuestros ríos, no causó muertes o malformaciones en los embriones de pez cebra, ni tampoco efectos negativos sobre el desarrollo del sistema circulatorio, o del sistema nervioso, valorado a través del comportamiento de las larvas. La ausencia de toxicidad para vertebrados acuáticos, al igual que sucede con vertebrados terrestres, permite concluir que los residuos de benzoilecgonina presentes en el medio acuático representan un riesgo mínimo o aceptable para la salud humana. Sin embargo, a diferencia de lo que puede ocurrir en vertebrados acuáticos, concentraciones tan bajas como 0,001 µg/L de benzoilecgonina produjeron efectos adversos en el desarrollo de esporas del helecho, tales como la inhibición de su actividad respiratoria y una reducción significativa en los niveles de ADN que puede atribuirse bien a la muerte de parte de la población o bien a un retraso en su ciclo reproductivo celular.

Los autores de este estudio señalan que los efectos observados en las esporas de helecho se relacionan con un fenómeno denominado alelopatía. Las sustancias alelopáticas son producidas principalmente por el metabolismo secundario de numerosas especies vegetales. Son compuestos orgánicos capaces de influir en el crecimiento, supervivencia o reproducción de otros organismos a través de mecanismos como la inhibición de la germinación de semillas de otras plantas competidoras o el envenenamiento nervioso de insectos u otros herbívoros. La cocaína es producida por la planta de coca, Erythroxylum coca, como sustancia alelopática de defensa competitiva. Estudios de principios del siglo XX revelaron que la cocaína y sus metabolitos, incluida la benzoilecgonina, son potentes inhibidores inespecíficos de la germinación de semillas vegetales a concentraciones muy bajas, si bien estos estudios no se habían confirmado debido a la carencia de herramientas analíticas para medir dichas concentraciones. Por tanto, los residuos de cocaína y sus metabolitos presentes en los ríos, a pesar de sus bajas concentraciones, podrían comprometer no sólo la germinación de las esporas de helecho, sino la de otras plantas de los ecosistemas fluviales.

Por consiguiente, es importante destacar la relevancia de los datos obtenidos ya que, además de identificar un riesgo ecotoxicológico inesperado de las drogas de abuso para las plantas vasculares, se plantea, por primera vez, la problemática de los contaminantes emergentes desde la perspectiva ecofisiológica de la alelopatía. Muchos de los contaminantes emergentes detectados en el medio ambiente, tales como otras drogas de abuso, los derivados de productos de cuidado personal o los fármacos, o bien son obtenidos a partir de metabolitos secundarios de plantas o poseen estructuras químicas análogas a sustancias alelopáticas naturales. Los estudios más recientes demuestran una amplia dispersión de estos compuestos en las aguas de los ríos analizados tanto en Europa como en otros continentes. Así, teniendo en cuenta que se trata de un proceso inespecífico, es probable que la benzoilecgonina pueda afectar a la germinación y el crecimiento de muy diversas especies de climas y ecosistemas diferentes, incluidos los cultivos regados con agua contaminada. Por este motivo los autores llaman la atención sobre la necesidad de mejorar los métodos estándar de descontaminación de aguas residuales urbanas, así como de profundizar en la investigación de los riesgos ecotoxicológicos potenciales de contaminantes emergentes tanto para el medio ambiente como para la productividad agrícola.