Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

Otro año más abrimos el plazo ordinario para la inscripción en el Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica de la URJC del 5 de Mayo al 26 de Junio, y para la matriculación a los aceptados del 9 al 15 de Julio. Pensando en la mejor formación para los alumnos, los profesores del Área de Biodiversidad y Conservación de la URJC hemos preparado un programa que proporciona herramientas y técnicas necesarias para el desarrollo de actividades investigadoras y empresariales en el campo de la Ecología y la Conservación de la Biodiversidad. La solicitud telemática puede hacerse en http://www.urjc.es/estudios/admision/274-master

Es un programa académico oficial con validez en todo el Espacio Europeo de Educación Superior, y homologable en los países fuera de este espacio. De 60 créditos a precios mínimos públicos de la Comunidad de Madrid. Coordinado con un programa de doctorado con mención de excelencia, en base al alto nivel científico de los profesores que lo imparten. Los profesores son investigadores y docentes del Área de Biodiversidad y Conservación de la URJC http://www.escet.urjc.es/biodiversos/engl/main.htm, con la colaboración de investigadores del Museo Nacional de Ciencias Naturales http://www.mncn.csic.es/, del Real Jardín Botánico de Madrid http://www.rjb.csic.es/jardinbotanico/jardin/, y del GBIF http://www.gbif.es/, estos tres últimos centros asociados al Consejo Superior de Investigaciones Científicas- CSIC http://www.csic.es/. Los alumnos pueden iniciarse en la investigación bajo la supervisión de los investigadores de estos centros mediante novedosos Trabajos Fin de Máster. También pueden realizar estos trabajos en aéreas emergentes empresariales que aplican el conocimiento científico en materia medioambiental en empresas líder del sector como OHL http://www.ohl.es/ y Ferrovial http://www.ferrovial.es/

Respecto a los contenidos tiene 3 módulos: un módulo de BASES METODOLOGICAS (redacción científica, muestreo de campo, diseño experimental, modelización, análisis espacial), otro segundo de BIODIVERSIDAD (de invertebrados acuáticos, líquenes, briofitos, aves y otros grupos taxonómicos, que incluye además una asignatura de Filogenia y Sistemática), y un tercer módulo de PROCESOS ECOLÓGICOS (ensamblaje comunidades, interacciones planta-animal, micro-macro evolución, biología del cambio global, restitución genética de poblaciones, ecotoxicología). Además se imparte una interesante materia denominada “Emprendedores en Diversidad Biológica y Conservación” que proporciona a los alumnos orientación sobre posibles desarrollos profesionales y pone en valor la importancia y aplicación de los conocimientos y competencias adquiridos en el programa para las empresas públicas y privadas, y la administración en temas de gestión ambiental.

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Dra. Brezo Martínez

Directora

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Bioindicadores: Abejas

 Información preparada por la alumna Raquel Molina Serra de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.

 

Las abejas, concretamente la especie Apis mellifera, han sido empleadas como bioindicadores de la contaminación ambiental por metales pesados en áreas urbanas, pesticidas en áreas rurales y de la presencia de radionucléidos en el ambiente. Junto con otros estresantes ambientales, los productos agroquímicos son sospechosos de contribuir al Desorden del Colapso de las Colonias (CCD, por sus siglas en inglés).

Las abejas tienen el cuerpo cubierto de pelos que ayudan a capturar las sustancias del exterior; éstas se bioacumulan tanto en el cuerpo como en los productos generados en la colmena (cera, miel, polen o propóleo). Esto nos que permite obtener información sobre las condiciones ambientales tanto del suelo, como del aire, agua y vegetación. Además, se puede determinar la procedencia de los contaminantes a través de análisis polínicos, y con ellos podemos elaborar mapas de bioseguridad.

Las abejas actúan como un detector de la contaminación ambiental de dos maneras: 1) su alta tasa de mortalidad indica la presencia de moléculas tóxicas, y 2) a través de los residuos en la miel y polen, y la presencia de metales pesados, fungicidas y herbicidas en las larvas. Por tanto, las abejas se consideran como uno de los mejores bioindicadores de la degradación ambiental.

Efectos de los metales pesados en las plantas

 Información preparada por el alumno Daniel Alejandro Truchado Martín de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.

 

El término “metales pesados” se refiere a un conjunto de elementos metálicos y a algún semimetal, que no son esenciales (no forman parte de la materia viva) y presentan un efecto tóxico para los seres vivos. Algunos ejemplos son el cadmio (Cd), el plomo (Pb) o el mercurio (Hg).

Las plantas no son una excepción, y la presencia de metales pesados en el suelo tiene una serie de efectos negativos sobre ellas. Sin embargo, también presentan una serie de mecanismos de resistencia a este tipo de contaminantes.

Entre los efectos negativos, se puede encontrar una inhibición del crecimiento de la planta, ya sea de las raíces como del resto de órganos. También tienen lugar un gran número de daños estructurales, puesto que la presencia de metales pesados en el interior de las células provoca la aparición de especies reactivas de oxígeno (ROS), produciendo estrés oxidativo. Esto, además, produce una inestabilidad de las membranas celulares.

Los metales pesados también afectan a la planta en sus actividades fisiológicas y bioquímicas. En el caso de la anhidrasa carbónica, el átomo de zinc presente en su centro activo es reemplazado por uno de metal pesado, produciendo una gran disminución de su actividad. Lo mismo sucede con varias de las enzimas implicadas en el ciclo de Calvin. Otros efectos negativos de los metales pesados en plantas son la disminución del contenido en clorofila y del potencial hídrico en las hojas, o el cierre estomático, con la consiguiente falta de CO2 para llevar a cabo una correcta fotosíntesis.

En cuanto al banco de semillas de un medio contaminado, también se ve afectado de forma negativa por la presencia de metales pesados. La mayoría produce un retraso en la germinación, y en algunos casos como con el plomo, la germinación es inhibida. Cuando la germinación tiene lugar, los embriones presentan tales alteraciones morfológicas y/o fisiológicas que, en muchos casos, acaban muriendo.

En relación a los mecanismos de resistencia frente a metales pesados, las plantas poseen una gran variedad de ellos. A nivel celular, la planta puede bloquear o reducir el flujo de entrada del metal pesado mediante la regulación de transportadores de membrana. También puede darse un bombeo extracelular del metal. Otro mecanismo de resistencia consiste en quelar al metal en el interior de la célula para que no interfiera con el metabolismo, o incluso llegar a bioacumularlo en vacuolas para expulsarlo posteriormente.

Las plantas poseen tres tipos de moléculas capaces de quelar al metal pesado: el glutatión, las fitoquelatinas y las metalotioneínas. El glutatión es un tripéptido que contiene cisteína. Puede unirse al metal y ser excretado posteriormente, o puede atenuar el efecto de la producción de ROS producidas por la presencia del metal en las células. Las fitoquelatinas son oligopéptidos formados por la condensación de varias moléculas de glutatión. Se unen al metal para evitar que produzca daños a la célula y son las más abundantes de las moléculas capaces de quelar metales pesados. Por último, las metalotioneínas son proteínas ricas en cisteína (al igual que las anteriores, con grupos –SH que se van a unir al metal). Su expresión es inducible por el metal pesado.

Los tres tipos de moléculas van a secuestrar el metal pesado para luego ser excretado al medio externo.

Algunas plantas pueden precipitar o inmovilizar el metal pesado en la superficie o en los tejidos de la raíz para así impedir que llegue a la parte aérea.

Un grupo de plantas pertenecientes a varias familias distintas reciben el nombre de hiperacumuladoras, ya que son capaces de absorber entre el 0,1 y el 1% de su peso seco del metal pesado y acumularlo en sus partes aéreas sin sufrir efecto fitotóxico. Esto es posible gracias a la rápida translocación del metal a las hojas y su posterior detoxificación y secuestro en ellas.

Con algunos metales como el Hg, algunas plantas son capaces de absorberlo junto con el agua del suelo, metabolizarlo y liberarlo mediante transpiración en forma de dimetil mercurio a través de los estomas.

Estas últimas propiedades han sido muy utilizadas para la fitorremediación, con el objetivo de eliminar la presencia de un metal pesado de suelos contaminados.

 

Bibliografía:

Cobbett, C. 2002. Phytochelatins and Metallothioneins: Roles in Heavy Metal Detoxification and Homeostasis. Annual Review of Plant Biology. 53: 159-182

Navarro-Aviñó, J. P., Aguilar, I. & Lopez-Moya, J. R. 2007. Aspectos bioquímicos y genéticos de la tolerancia y acumulación de metales pesados en plantas. Ecosistemas. 16: 10-25

Rascio, N. 2011. Heavy metal accumulating plants: How and why do they do it? And what makes them so interesting? Plant science. 180: 169-181

Sunil Kumar, S. & Shyamasree, G. 2013. Effect of heavy metals on germination of seeds. Journal of Natural Science, Biology and Medicine. 4: 272-275

¿PUEDE AFECTAR LA PRESENCIA DE RODENTICIDAS A LA PRODUCTIVIDAD DE LOS ECOSISTEMAS SEMIARIDOS FRAGMENTADOS?

 Información preparada por el alumno Mario Blanco Sánchez de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.

 

La fragmentación del hábitat es un tema candente en la actualidad (Tilman et al., 1994, Pueyo et al., 2008, Wulf & Kolk, 2014), ya que afecta de manera significativa a las comunidades naturales (Collins et al., 1998, Harrison et al., 2001). Este proceso es mucho más acusado en aquellas comunidades frágiles y que presentan gran vulnerabilidad (Pueyo et al., 2008), como son las comunidades de islas edáficas yesíferas de ambientes semiáridos. Desde la teoría biogeográfica de Islas postulada por MacArthur y Wilson en 1967 se ha observado que el área de los fragmentos y la conectividad entre ellos eran factores claves a la hora de regular las poblaciones aisladas. La fragmentación se define como un proceso por el cual “una gran extensión de hábitat se transforma en una serie de parches pequeños de superficie total inferior, aislados unos de otros por una matriz de hábitat diferente a la original” (Wilcove et al., 1986). Más tarde se observó que la fragmentación afectaba al hábitat reduciendo la cantidad de hábitat, aumentando el número de parches de hábitat, disminuyendo los tamaños de los fragmentos de hábitat y aumentando en el aislamiento de los parches. Posteriormente, se observó que los efectos de la fragmentación son más acusados en aquellas comunidades frágiles y que presentan gran vulnerabilidad (Pueyo et al., 2008). Actualmente, se piensa que en estas comunidades frágiles y vulnerables, la calidad del parche tiene un efecto tan importante o mayor que la fragmentación, tal y como han observado otros autores anteriormente (Honnay et al., 1999 a, b).

Uno de los principales ingenieros ecológicos en estos ecosistemas es el conejo (Oryctolagus cuniculus). El conejo remueve el terreno, mejorando las condiciones edáficas (como por ejemplo la disponibilidad de nutrientes, la infiltración de agua y la estructura edáfica) (Elridge & Myers, 2001), lo que permite una mayor germinación de las semillas presentes en el pool regional. Las mejoras en las condiciones edáficas provocadas por la actividad del conejo conllevan una mayor productividad de la vegetación. De este modo, el conejo es capaz de incrementar la cobertura vegetal de un lugar determinado (Dickman, 1999; Kinlaw 1999; Whitford & Kay, 1999).

Sin embargo, la supervivencia del conejo se ve seriamente afectada debido al uso de rodenticidas por parte de los agricultores locales. Dichos agricultores, suministran rodenticidas en sus campos de cultivo para evitar que los conejos no se alimenten de sus cosechas. Los principales rodenticidas son anticoagulantes, que interfieren con la vitamina K, que es la encargada de la producción de factores de coagulación en el hígado. Por lo tanto, los rodenticidas matan al predisponer los animales a una hemorragia mortal. El primer anticoagulante sintetizado para su uso como pesticida fue la “warfarina”, compuesto a base de “cumarina”, introducido en la década de 1940 (Osweiler et al., 1985). Otros rodenticidas a base de “cumarina” fueron desarrollados posteriormente. También se desarrollaron compuestos indandiónicos como el “diphenadione”, que muestran una actividad anticoagulante similar. Posteriormente, algunas poblaciones de roedores desarrollaron resistencia a los anticoagulantes anteriormente mencionados, por lo que se desarrollaron otros más potentes como el “brodifacoum“ y la “bromadiolona”, que matan al animal inmediatamente después de la ingestión del compuesto. No obstante, estos compuestos afectan a una gran cantidad de mamíferos y aves salvajes como se ha demostrado en numerosos estudios (Evans & Ward ,1967; Mendenhall & Pank, 1980), ya sea por ingestión del compuesto o por alimentación de roedores contaminados.

Otro compuesto que se utilizaba como rodenticida era el fluoroacetato de sodio, que afecta al ciclo de Krebs del organismo. Este compuesto cobró fama en los Estados Unidos como resultado de una búsqueda de rodenticidas que no estuvieran sujetos a la escasez impuesta por la Segunda Guerra Mundial (Ward, 1945). El fluoroacetato de sodio y otros compuestos relacionados se habían considerado anteriormente como insecticidas sistémicos. Poco más tarde se descubrió que este compuesto está presente en algunas plantas como Dichapetalum cymosum o Acacia georgiana. Actualmente este tipo de compuestos se encuentra en deshuso, ya que se descubrió su alta toxicidad en humanos y numerosos casos de intoxicación secundaria a ganado y a animales domésticos. Además, cabe destacar que no existe un antídoto para controlar la ingestión accidental.

En la actualidad, se tratan de suministrar compuestos que sean inocuos para el ser humano y para el resto de animales no objetivo. Estos son las ureas sustituidas y las thioureas. Las ureas sustituidas son derivados de la urea (NH2-CO-NH2), a la que se le sustituyen tres de sus hidrógenos por diversos radicales. Este tipo de compuesto afecta al páncreas de los roedores, provocándoles diabetes y posteriormente la muerte. Las thioureas provocan edema pulmonar y derrame pleural a los roedores. Una de sus principales ventajas es que no provoca daños al ser humano y a otros animales (a excepción del perro) (Richter, 1945). Entre sus principales desventajas se encuentran la resistencia que presentan hacia ella muchas especies de roedores y la gran variación de dosis entre especies distintas de roedores (si no se aplica una dosis suficiente, el organismo podría desarrollar resistencia hacia las thioureas).

Por último, cabe destacar que la productividad y el funcionamiento de muchos ecosistemas están regulados por la presencia del conejo y otros roedores, por lo que estos productos habría que utilizarlos con mesura y cautela.

 

BIBLIOGRAFÍA

Dickman, C.R. (1999). Rodent-ecosystem relationships: a review. En: Singleton, G.R., Hinds, L.A., Leirs, H., Zhang, Z. (Eds.). Ecologically based management of rodent pests, pp. 113-133, Centre for International Agricultural Research, Canberra, Australia.

Eldridge, D. J. & Myers, C. A. (2001). The impact of warrens of the European rabbit (Oryctolagus cuniculus L.) on soil and ecological processes in a semi-arid Australian woodland. Journal of Arid Environments, Volume 47, Issue 3, Pages 325-337, ISSN 0140-1963, http://dx.doi.org/10.1006/jare.2000.0685.

Evans, J., & Ward, A. L. (1967). Secondary poisoning associated with anticoagulant-killed nutria. Journal of the American Veterinary Medicine Association 151: 856–861.

Honnay, O., Endels, P., Vereecken, H. & Hermy, M. (1999b). The role of patch area and habitat diversity in explaining native plant species richness in disturbed suburban forest patches in northern Belgium. Diversity and Distributions 5: 129–141.

Honnay, O., Hermy, M. & Coppin, P. (1999a). Effects of area, age and diversity of forest patches in Belgium on plant species richness, and implications for conservation and reforestation. Biological Conservation 87: 73–84.

Kinlaw, A. (1999). A review of burrowing by semi-fossorial vertebrates in arid environments. Journal of Arid Environments. 41:127-145.

MacArthur, R.H. & Wilson, E.O., (1967). The Theory of Island Biogeography. Princeton University Press, Princeton.

Mendenhall, V. M., & Pank, L. F. (1980). Secondary poisoning of owls by anticoagulant rodenticides. Wildlife Society Bulletin 8: 311–315.

Osweiler, G. D., Carson, T. L., Buck, W. B., Vangelder, G. A. (1985). Clinical and diagnostic veterinary toxicology, Third edition. Kendall/Hunt, Dubuque, Iowa, 494 pp.

Pueyo Y., Alados C. L., Barrantes O., Komac B., and Rietkerk M. (2008). Differences in gypsum plant communities associated with habitat fragmentation and livestock grazing. Ecological Applications 18:954–964.

Richter, C. P. (1945). The development and use of alpha-naphthyl thiourea (ANTU) as a rat poison. J. Am. Med. Assoc. 129, 927–931.

Tilman, D., May R. M., Lehman C. L., & Nowak, M. A. (1994). Habitat destruction and the extinction debt. Nature 371:65–66.

Ward, J. C. (1945). Rodenticides – Present and future. Soap Sanit. Chem. 21(9), 117 119, 127.

Whitford, W.G. & Kay, F.R. (1999) Bioperturbation by mammals in deserts: a review. Journal of Arid Environments 41:203-230.

Wilcove, D.S., McLellan, C.H., Dobson, A.P. (1986). Habitat fragmentation in the temperate zone. In Conservation Biology, ed. ME Soule, pp. 237–56. Sunderland, MA: Sinauer

Wulf, M. & Kolk, J. (2014). Plant species richness of very small forests related to patch configuration, quality, heterogeneity and history. Journal of Vegetation Science.

Efecto de los herbicidas sobre la composición de las comunidades en ambientes semiáridos

Información preparada por la alumna Marina Ramos Muñoz de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.
 
 

Los mecanismos que regulan la composición de las comunidades ha sido y es un tema  muy estudiado  a lo largo de la historia de la ecología (Clements, 1916; Zobel, 1997; Hubbell 2001, Götzenberger et al., 2012). Las especies de una comunidad se establecen  mediante un mecanismo denominado filtrado de especies; regulado por factores no excluyentes y jerárquicos, como: la causalidad o azar, patrones históricos de especiación y migración,  factores abióticos o ambientales (como la disponibilidad de luz o hídrica y bióticos (por ejemplo las relaciones de competencia entre especies) (Zobel 1997). Por tanto, los factores externos y las actividades antrópicas  también van a regular la dinámica de las comunidades.
Una de las formaciones vegetales más características de las zonas semiáridas mediterráneas, son los espartales compuestos principalmente por Stipa tenacissima. Muchas de estas zonas se caracterizan por una degradación del suelo, debido a actividades agrarias. En estos sistemas se utilizan herbicidas para eliminar las plantas que no se desea que aparezcan, y normalmente actúan interfiriendo en el crecimiento de estas, mediante diferentes modos de acción: detienen la germinación de las semillas o su establecimiento como plántulas; evitan que las plantas elaboren los carbohidratos, proteínas o lípidos esenciales o secan las hojas y tallos (Powles y Yu, 2010). Por tanto el uso de estos compuestos químicos está creando una preocupación acerca de su persistencia en el suelo, su toxicidad para organismos no diana, y la  resistencia que presentan muchas especies. Un ejemplo de esto último, es la resistencia que tienen muchas plantas a herbicidas inhibidores de la síntesis de los aminoácidos de cadena ramificada. Esta resistencia provoca mutaciones en los genes de las plantas, que en los biotipos resistentes muestran una disminución o un aumento en la actividad de la primera enzima de la ruta biosintética de los aminoácidos valina, leucina e isoleucina (Yu et al., 2007; Timothy et al., 2012, Johnson, 2012, Eberlein et al., 1999).

Los herbicidas se pueden clasificar dependiendo de su acción; de acción foliar y translocación; de contacto; con actividad en el suelo y con actividad foliar y a través del suelo. Por ejemplo los de acción foliar son los que actúan a través de la parte aérea de la planta y se traslocan por los haces vasculares. Muchos herbicidas a través de varios grupos químicos (por ejemplo, triazinas, triazinonas, uracilos o ureas) inhiben la fotosíntesis mediante el mismo proceso: compiten con  la plastoquinona  en el sitio de unión en la proteína D1 dentro del complejo fotosistema dos (Oettmeier, 1999).  Otros como los carbamatos afectan a los meristemos, inhibiendo el crecimiento en ápices y yemas, y en última instancia provocan deformaciones. De los herbicidas que actúan en el suelo, el DCPA es un herbicida pre-emergente utilizado en los pastos de plantas anuales. La EPA (Environmental Protection Agency) lo considera no tóxico per se,  pero alguno de sus compuestos por separado si son tóxicos (contienen dioxinas y hexaclorobencenos) y además se ha visto que puede afectar a especies diferentes de plantas anuales. Parece ser moderadamente tóxico para algunas aves juveniles, causando alta mortalidad y es poco tóxico para insectos como las abejas (tomado de U.S. Environmental Protection Agency).

Cabe decir que los herbicidas son el grupo de productos químicos más usados a escala mundial, y son  beneficiosos para el desarrollo  de los cultivos (Boutin y Jobin, 1998), pero únicamente durante el tiempo que permanecen en la zona de  influencia de las raíces de las plantas que interesa eliminar. Si una porción de los productos químicos aplicados abandona dicha zona de influencia, pueden convertirse en productos perjudiciales, actuando contra el medio ambiente (Flury 1996). Así, un herbicida aplicado al suelo, suele sufrir diversos procesos como  evaporación, lixiviación, adsorción y/o degradación (Crosby, 1998). Esto puede  modificar la función y  la estructura de las comunidades microbianas del suelo, alterando así el funcionamiento normal de los ecosistemas terrestres, que a su vez tiene implicaciones importantes para la fertilidad y calidad  del suelo (Pampulha y Oliveira, 2006). Estudios recientes han visto que el uso de dos herbicidas (glifosato y oxifluorfen), produce un efecto negativo en el metabolismo microbiano (disminuyendo la actividad deshidrogenasa del suelo y el dióxido de carbono liberado), lo que sugiere que la microbiota del suelo no es capaz de usar estos  herbicidas como una fuente de energía y nutrientes, e incluso podrían  llegar a ser tóxicos para algunos grupos microbianos. Otro ejemplo es el bromoxinil, herbicida utilizado para el control de plantas anuales. Aunque este herbicida tiene una baja persistencia en el suelo se ha visto que puede inhibir la acción de bacterias que promueven la formación de nitrito en el proceso de la nitrificación del suelo. Por tanto el bromoxinil desequilibra los flujos de materia y energía, afectando así a todas las comunidades de plantas, bacterias, hongos, insectos…
Este proceso de degradación del suelo, se intensifica con el desbroce de la vegetación natural y con factores ambientales y climáticos adversos, incluyendo períodos de baja e irregular precipitación y sequías frecuentes, que son tan característicos de los ambientes semi-aridos de la Península (García et al.,1997). Por tanto el uso indebido de herbicidas no es recomendable para desarrollar un agroecosistema sostenible en ambientes semiáridos mediterráneos, debido a que influye de forma directa en las comunidades de plantas y  microorganismos del suelo, afectando a su vez a los procesos que regulan la cantidad y la calidad de los nutrientes que entran en el suelo y su distribución espacial (Christensen, 1996).

Bibliografía:
Clements, F.E (1916). Plant Succession. Washington. Washington Press.

Crosby, D. 1998. Environmental Toxicology and Chemistry. Chapter 4: Environmental Transport. p. 51-67. Oxford University Press, New York, USA.

Boutin, C., Jobin, B., 1998. Intensity of agricultural practices and effects on adjacent habitats. Ecol. Appl. 8 (2), 544–557.

Christensen, B.T., (1996). Matching measurable soil organic matter fractions with conceptual pools in simulation models of carbon turnover: revision of model structure. In: Powlson, D.S., Smith, P., Smith, J.U. (Eds.), Evaluation of Soil Organic Matter Models Using Existing Long-Term Datasets. Global Environmental Change. Springer Berlin, pp. 143–160.
Eberlein, C. V., Guttieri, M. J., Berger, P. H., Fellman, J. K., Mallory-Smith, C. A., Thill, D. C., … & Belknap, W. R. (1999). Physiological consequences of mutation for ALS-inhibitor resistance. Weed Science, 383-392.
Edwards I.R., Ferry D.G., Temple W.A .(1991) Fungicides and related compounds. In: Hayes WJ, Laws ER (eds) Handbook of pesticide toxicology. New York: Academic Press pp. 1436–1451.

Flury, M. (1996). Experimental evidence of transport of pesticides through field soils—a review. Journal of environmental quality, 25(1), 25-45.

Garcia, C., Roldán, A., Hernández, T., (1997). Changes in microbial activity after abandonment cultivation in a semiarid mediterranean environment. Journal of Environmental Quality 26, 285–291.
García-Orenes, F., Guerrero, C., Roldán, A., Mataix-Solera, J., Cerdà, A., Campoy, M., & Caravaca, F. (2010). Soil microbial biomass and activity under different agricultural management systems in a semiarid Mediterranean agroecosystem. Soil and Tillage Research, 109(2), 110-115.

Götzenberger, L., de Bello, F., Bråthen, K.A., Davison, J., Dubuis, A., Guisan, A., Lepš, J., Lindborg, R., Moora, M. (2012). Ecological assembly rules in plant communities—approaches, patterns and prospects. Biological Reviews 87: 111-127.

Hubbell SP. (2001). The Unified Neutral Theory of Biodiversity and Biogeography. Princeton University Press, USA.
Oettmeier, W. (1999). Herbicide resistance and supersensitivity in photosystem II. Cellular and Molecular Life Sciences CMLS, 55(10), 1255-1277.
Pampulha, M. E., & Oliveira, A. (2006). Impact of an herbicide combination of bromoxynil and prosulfuron on soil microorganisms. Current microbiology, 53(3), 238-243.
Powles, S. B., & Yu, Q. (2010). Evolution in action: plants resistant to herbicides. Annual review of plant biology, 61, 317-347.
Smith E. A (1980) An analytical procedure for bromoxynil and its octanate in soils; persistence studies with bromoxynil octanoate in combination with other herbicides in soil. Pest Sci 11: 341–346.

Timothy L. Grey, George S. Cutts III, and Jerry Johnson (2012) Imidazolinone-Resistant Soft Red Winter Wheat Weed Control and Crop Response to ALS-Inhibiting Herbicides. Weed Technology: July-September, Vol. 26, No. 3, pp. 405-409
U.S. Environmental Protection Agency. Health Advisory for 50 Pesticides: Dacthal. Office of Drinking Water, Washington, DC, 1988.7-36.
Yu, Q., Collavo, A., Zheng, M. Q., Owen, M., Sattin, M., & Powles, S. B. (2007). Diversity of acetyl-coenzyme A carboxylase mutations in resistant Lolium populations: evaluation using clethodim. Plant Physiology, 145(2), 547-558.
Zobel, M. (1997). The relative role of species pools in determining plant species richness: an alternative explanation of species coexistence? Trends in Ecology & Evolution 12, 266–269.

Problemática del ozono en los líquenes

Información preparada por la alumna Noelia Fernández Prado de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.

 

Los contaminantes orgánicos del aire son sustancias de naturaleza y composición muy variada que se emiten por fuentes concretas a la atmósfera. La mayor parte de estos compuestos son procedentes de hidrocarburos o los compuestos orgánicos volátiles (COVs).

Estos COVs, en su mayoría, son el resultado de incineración de sustancias orgánicas y presentan un efecto letal para los organismos. Suelen estar formados por una cadena con carbonos y otros elementos como oxígeno, flúor, cloro, bromo, azufre o nitrógeno. La importancia del peligro de éstos es que son precursores del ozono troposférico; contribuyendo además con el smog fotoquímico al reaccionar con otros contaminantes como los NOx y con la luz solar (web magrama). Dentro de éstos nos interesan los compuestos pertenecientes a la Clase A que son los que pueden causar daños al medio ambiente.

Se conoce bastante sobre los efectos del SO2 en los líquenes, sin embargo en la actualidad son los fotooxidantes como el NOx, PAN y el O3 (junto con la deposición ácida) los compuestos que más contribuyen al declive de los bosques en función de sus características ambientales, especialmente en climas mediterráneos (Rodríguez, E. B. et al.1996; Barreno, E. & Pérez-Ortega, S. 2003).

El contaminante de interés es el O3 ya que  fue identificado como el principal contaminante que inicia el deterioro de árboles y especies epífitas, como líquenes y briófitos, debido a que aumenta la susceptibilidad a otros factores de estrés como a sequía, plagas,  temperaturas extremas, etc. además de a la mortalidad (Rodríguez, E. B. et al.1996). En cuanto a los efectos que genera, se ha observado en diversos estudios que el Ozono (1) incapacita la fotosíntesis atacando la clorofila, por lo que además también ocasiona la decoloración de los talos, (2) afecta a la respiración celular, (3) desestabiliza las membranas, (4) según a la distancia a la que se encuentre del foco emisor ocasionará la separación del liquen del sustrato e (5)  interrumpe la fijación de Nitrógeno y la transferencia de carbohidratos y nutrientes del alga o cianobacterias al hongo, lo que ocasiona la desestabilización de la estructura ocasionando la muerte(Barreno, E. & Pérez-Ortega, S. 2003; Estrada, V. H. M. & Nájera, J. M. 2011; Pellegrini, E., et al. 2014).

Por tanto, se podría definir a los líquenes como importantes bioindicadores de la calidad del aire ya que reaccionan frente a contaminantes o desviaciones de las concentraciones de los compuestos presentes en la atmósfera con respecto a las condiciones normales, generalmente por su ciclo de vida largo (Rodríguez, E. B. et al.1996). Sin embargo, pese a todos los problemas que este compuesto puede ocasionar,  y la sensibilidad de estos organismos, se ha observado en diversos estudios que no todas las especies de liquen reaccionan por igual a este compuesto. Por lo que ¿hasta qué punto son los líquenes susceptibles a contaminantes atmosféricos?

Tras experimentos de exposición de distintas especies de líquenes a diferentes concentraciones de Ozono, se observó que para el caso de las especies Lobaria pulmonaria y Pseudoparmelia sí que se redujo la fotosíntesis por blanqueo del talo, pero para el caso de Ramalina menziessi, ésta no sufrió ninguna alteración significativa (Ross, L. J. & Nash III, T. H. 1983; Sigal, L. L. & Johnston Jr, J. W. 1986). Por lo que el efecto puede depender de diferentes factores como el tiempo de exposición, la concentración de ozono a la que se encuentre expuesta (ya que se observó que los daños aparecían a elevadas concentraciones) y las características de la especie (Tarhanen, S., et al. 1997).

Esta “tolerancia”  a bajas concentraciones puede estar relacionada con los mecanismos de defensa de estos organismos, que son los llamados metabolitos secundarios contra el estrés oxidativo, en relación también con su estrategia poiquilohídrica  (Tarhanen, S., et al. 1997; Valencia-Islas, N., et al. 2007; Pellegrini, E., et al. 2014). Sin embargo al estar estrechamente relacionado con la capacidad poiquilohídrica  de estas especies, otros factores que influyen en esta tolerancia son las condiciones ambientales, ya que se vio que las lesiones se daban con mayor frecuencia en las horas más secas del día (Valencia-Islas, N., et al. 2007; Bertuzzi, S., et al. 2013).

Por todo esto podríamos concluir que el Ozono perjudicaría a estas especies, reduciendo sus poblaciones por la inhibición normal de sus funciones, ocasionándola la muerte; pero que estas afecciones dependen de muchos factores (tanto de la especie como medioambientales) y que la capacidad de cada especie para modificar o adaptar sus funciones podría ser importante para su supervivencia en los bosques afectados. Esto para algunas especies, como Lobaria pulmonaria, es un problema puesto que son especies extremadamente sensibles e importantes bioindicadores, además de que, como esta especie, algunas otras también están amenazadas en la Península Ibérica debido a su reducida área de distribución.

 

Bibliografía

Barreno, E. & Pérez-Ortega, S. (2003). Cap.6 Los líquenes y el medio. Consejería del medio ambiente, ordenación del territorio e infraestructuras del Principado de Asturias. KRK ediciones.

Bertuzzi, S., Davies, L., Power, S.A., Tretiach. M (2013). Why lichens are bad biomonitors of ozone pollution?. Ecological Indicators 34 (2013) 391– 397.

Estrada, V. H. M., & Nájera, J. M. (2011) El uso de líquenes como biomonitores para evaluar el estado de la contaminación atmosférica a nivel mundial. Biocenosis Vol. 25 (1-2).

Pellegrini, E., Bertuzzi, S., CandottoCarniel, F., Lorenzini, G., Nali, C., & Tretiach, M. (2014). Ozone tolerance in lichens: A possible explanation from biochemical to physiological level using Flavoparmelia caperata as test organism. Journal of plant physiology, 171(16), 1514-1523.

Rodríguez, E. B., Martín, S. F., & Guerra, A. S. (1996). Caracterización y tipificación de daños en vegetales para el establecimiento de una red biológica de calidad ambiental en los pinares de Tenerife (Islas Canarias). Universitat de València.

Ross, L. J., & Nash III, T. H. (1983). Effect of ozone on gross photosynthesis of lichens. Environmental and Experimental Botany23(1), 71-77.

Sigal, L. L., & Johnston Jr, J. W. (1986). Effects of acidic rain and ozone on nitrogen fixation and photosynthesis in the lichen Lobaria pulmonaria . Hoffm. Environmental and experimental botany26(1), 59-64.

Tarhanen, S., Holopainen, T., & Oksanen, J. (1997). Ultrastructural changes and electrolyte leakage from ozone fumigated epiphytic lichens. Annals of Botany, 80(5), 611-621.

Valencia-Islas, N., Zambrano, A., & Rojas, J. L. (2007). Ozone reactivity and free radical scavenging behavior of phenolic secondary metabolites in lichens exposed to chronic oxidant air pollution from Mexico City. Journal of chemical ecology, 33(8), 1619-1634.

Contaminación acústica y su influencia en las aves

Información preparada por la alumna Lara Moreno Zárate de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.

Las aves  son animales que utilizan las señales acústicas para comunicar información vital, estas llamadas son usadas, entre otras,  para mantenerse en contacto, avisar del peligro, alimentarse, señales de agresión. La comunicación acústica presenta grandes ventajas frente a otros tipos de comunicación; permite  comunicarse sin necesidad de haber contacto visual, transmitirse en la distancia, cuando el hábitat es  denso o nocturno.

Es por ello que se ven fuertemente alteradas por los ruidos urbanos y por ende, por la contaminación acústica. Este factor que influye en la comunicación en las aves se denomina ruido, que es aquello que incremente la probabilidad de error en la transmisión del mensaje del receptor.

Esta contaminación acústica de origen antropogénico proviene de muchas y variadas fuentes siendo mayor y  más frecuente la producida por la consecuencia de la presencia de núcleos urbanos y grandes ciudades. Los sonidos provenientes de fábricas, turbinas, música y los propios habitantes son el origen de este ruido. Un caso especial y con gran importancia para las aves es la existencia de aeropuertos y la contaminación acústica producida por los despegues y aterrizajes. Aunque hay otras razones añadidas para ello, una de las consecuencias de esta contaminación es el confinamiento de la mayoría de aves que viven en ambientes urbanos en islas de vegetación.

Los sonidos urbanos enmascaran las señales e impiden su comunicación. Se ha observado que debido a este ruido, las aves urbanas han reducido su territorio debido a la disminución de la capacidad de transmisión de su canto en la distancia. Las aves presentan territorios menores con mayores densidades y mayor número de intrusiones y lucha entre machos ( Nemeth,E & Brumm, American Naturalist 176, 465-475,2010).