Presentación de ToxAmb y exposición sobre cocaína en aguas fluviales

En el pasado FESCET II, congreso organizado por la Unión de Alumnos del Campus de Móstoles, Helena García, miembro de ToxAmb, dio una conferencia denominada “Cocaína en aguas fluviales”.

Comenzó con la presentación del grupo de investigación y explicó algunas definiciones básicas que permitieran seguir fácilmente el resto de la exposición a los alumnos presentes de tan diversas titulaciones.

Tras un breve repaso de los estudios sobre contaminantes emergentes (o microcontaminantes) llevados a cabo por ToxAmb, se centró en el caso del principal metabolito de la cocaína (benzoilecgonina) desde la perspectiva de la ecotoxicología.

Finalmente, resaltó la importancia de este tipo de estudios ya que la presencia de determinadas sustancias tales como disruptores endocrinos, drogas de abuso y fármacos y sus metabolitos en las aguas, pueden suponer un riesgo para la salud humana y la biodiversidad.

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.

Contaminación por cadmio y adaptación local de poblaciones

Información preparada por la alumna Laura Mármol Gómez de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.
 
 

Los seres vivos presentan interacción con los componentes inorgánicos del entorno en el que viven. Algunos de estos componentes son esenciales para sus procesos vitales, mientras que otros son tóxicos, estando estos últimos en una cantidad muy pequeña imposible de eliminar, y que por tanto, se acumulan en los seres vivos (Ruiz de Larramendi, 2003).

Los metales pesados son unos de estos componentes tóxicos. Debido al proceso de industrialización, que ha supuesto un aumento del uso de metales, se ha incrementado su concentración en el medio y su dispersión. Un ejemplo de estos es el cadmio, que está considerado de los más peligrosos para el medio ambiente y la salud (Madeddu, 2005). El incremento de cadmio en el medio ambiente produce un incremento de este en los seres vivos, lo que provoca efectos negativos sobre ellos. Puede ocasionar patologías en diferentes órganos y tejidos (Madeddu, 2005). Por ejemplo, en el estudio de Pérez López et al. (2005), afirman que la acumulación de cadmio en el hígado y plumas de aves marinas, ocasionado por el accidente del “Prestige”,  provocó retraso en el crecimiento, descenso de la producción de huevos, adelgazamiento de la cáscara del huevo, y alteraciones comportamentales. Esta acumulación en hígado y plumas fue mayor en unas especies que en otras. Por ejemplo, el frailecillo presentó una mayor concentración de cadmio que el arao (Pérez López et al., 2005). Esta observación es confirmada por el estudio de Hermoso de Mendoza et al. (2006), en el que midieron la concentración de metales pesados (entre ellos el cadmio) en las plumas de diferentes especies de aves rapaces en dos poblaciones (Galicia y Extremadura), obteniendo como resultado una concentración diferente en cada especie y en cada población. Esto indica que entre especies existen diferentes rangos de resistencia y tolerancia al cadmio, lo que seguramente suponga que en individuos de una misma especie se dé también esta variabilidad. Por lo tanto, en poblaciones contaminadas con cadmio, se producirá una selección a favor de los individuos que posean una alta tolerancia a este metal, produciéndose un desplazamiento de las frecuencias génicas de esa población, y por tanto, dando lugar a una adaptación local.

Según Ruiz de Larramendi (2003) esta adaptación puede deberse a que al poseer ahora el medio una concentración elevada de cadmio, este pueda competir con los elementos esenciales, y los organismos vivos que son tolerantes a dicho metal pueden terminar adquiriéndolo como elemento útil para sus procesos biológicos, y en último lugar, pase a formar parte de sus elementos esenciales.

Hay estudios que demuestran esta adaptación a agentes contaminantes en animales. Uno de ellos es el de Klerks and Levinton (1989), el cual muestra la adaptación de los oligoquetos a metales pesados. Estiman que la variación de resistencia en una población es una variación genética aditiva, y por lo tanto, constituye una variación sobre la que puede actuar la selección natural. Existe selección natural en poblaciones afectadas por contaminantes, y esta selección, puede ser muy rápida. Otro trabajo  es el de Baqueiro-Cárdenas et al. (2007), en el que afirman que poblaciones de moluscos pueden adaptarse a contaminantes tras estar expuestos a concentraciones subletales.  Estas poblaciones pueden haber adquirido resistencia genética por medio de selección natural de individuos con resistencias y tolerancias diferenciales. Además, los organismos de poblaciones contaminadas, presentan una mayor tolerancia que el resto de poblaciones, lo que indica adaptación local.

En resumen, el cadmio está aumentando su concentración en el medio ambiente, lo que lleva asociado un aumento de la acumulación de este en seres vivos, como por ejemplo en aves marinas y rapaces. Esta acumulación difiere entre individuos de una misma especie, debido a la variabilidad en la resistencia y tolerancia ante este contaminante, lo que provocará una selección diferencial a favor de los más resistentes, y por tanto una adaptación local y diferenciación de las poblaciones contaminadas respecto a las no contaminadas.

 

Bibliografía.

Baqueiro-Cárdenas, E. R.; Borabe, L.; Goldaracena-Islas, C. G.; Rodríguez-Navarro, J. (2007). Los            moluscos y la contaminación. Revista Mexicana de Biodiversidad78: 1S-7S.

Hermosos de Mendoza, M.; Soler Rodríguez, F.; Hernández Moreno, D.; Gallego Rodríguez,   M.E.; López Beceiro, A.; Pérez López, M. (2006). Estudio comparativo del nivel hepático           de metales pesados y metaloides en aves rapaces diurnas de Galicia y Extremadura. Rev. Toxicol. 23: 138-145.

Klerks, P. L.; Levinton, J. S. (1989). Rapid evolution of metal resistance in a benthic oligochaete              inhabiting a metal-polluted site. Biol. Bull. 176: 135-141.

Madeddu, R. (2005). Estudio de la influencia del cadmio sobre el medioambiente y el   organismo humano: perspectivas experimentales epidemiológicas y morfofuncionales     en el hombre y en los animales de experimentación. Universidad de Granada, Granada.

Pérez López, M.; Cid Galán, F.; Hernández Moreno, D.; Oropesa Jiménez, A.; López Beceiro,   A.M.; Fidalgo Álvarez, L.E.; Soler Rodríguez, F. (2005). Contenido de metales pesados         en hígado y plumas de aves marinas afectadas por el accidente del  “Prestige” en la costa de Galicia. Rev. Toxicol 22: 191-199.

Ruiz de Larramendi, J. I. (2003). Metales tóxicos pesados y su efecto sobre la salud. En: Pinto Cañón, G. (ed.). Didáctica de    la química y vida cotidiana: 275-282. Sección de              Publicaciones de la Escuela Técnica Superior de Ingenieros Industriales. Universidad            Politécnica de Madrid. Madrid.

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.

Las colillas de los cigarrillos son un riesgo para el medio ambiente y el agua potable

De todos es sabido que el tabaco pone en riesgo la salud de fumadores (activos y pasivos). En los últimos años multitud de grupos de investigación han informado de contaminación por nicotina en prácticamente todas las aguas naturales analizadas. Nuestro grupo ha encontrado nicotina tanto en el agua del grifo como en unas pocas aguas minerales (por otro lado aguas de gran calidad). Nicotina proveniente de nuestros desagües, probablemente de la orina de fumadores. Ahora también sabemos que parte de esta nicotina proviene de las colillas de los cigarrillos arrojadas en la calle y arrastradas por la lluvia o el baldeo de las calles.

El tabaco, y los residuos que produce son considerados como residuos tóxicos y peligrosos. En ningún caso deberían arrogarse al medio ambiente. Las colillas deben apagarse y tirarse a la basura. Me temo que no existe un sistema específico de recogida selectiva de estos residuos, su bien es algo de lo que debería hacerse cargo la industria tabaquera, al igual que la industria farmacéutica se encarga de sus residuos.

Si queréis saber algo más podéis leer este artículo:

Littered cigarette butts as a source of nicotine in urban waters — ScienceDirect

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