Antimonio y sus efectos en el ecosistema

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Efectos de la contaminación por plomo en aves

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

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

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

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

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

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

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

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

Efectos de la contaminación ambiental por el medicamento antiinflamatorio diclofenaco

 Información preparada por la alumna EMMA SANCHEZ VALERO de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

Cada vez es más habitual la presencia de nuevos contaminantes potencialmente peligrosos en el medio ambiente, denominados contaminantes emergentes (CEs). Su estudio se encuentra priorizado en las líneas de investigación debido a la incertidumbre existente sobre las consecuencias de su presencia en los ecosistemas. El desarrollo de métodos analíticos cada vez más sensibles, están permitiendo alertar sobre su presencia incluso a niveles más bajos, no obstante, se trata de contaminantes no regulados por la legislación debido a la falta de resultados concluyentes sobre sus impactos.

El diclofenaco pertenece a este grupo de los contaminantes emergentes. Tiene su procedencia en la industria farmacéutica, es empleado en la elaboración de analgésicos y antinflamatorios. Se utiliza ampliamente para una gran variedad de tratamientos como dolor menstrual, la rigidez causada por la artritis y la gota, o el dolor después de la cirugía o el parto (Chan et al., 2001).

Es una sustancia artificial mono constituyente de origen orgánico, no se encuentra de manera natural en el medio ambiente. Sin embargo, debido a su elevada producción y consumo, están presentes en sistemas acuáticos. Concretamente, la trayectoria que sigue el diclofenaco hasta las aguas superficiales comienza con la excreción natural del compuesto en humanos y animales, que junto con la incorrecta eliminación de restos de medicamentos, como por ejemplo los caducados, y los desechos de las industrias farmacéuticas, llegan a las depuradoras de aguas residuales. Las cuales de manera general, no poseen un tratamiento terciario que los elimine, por lo que pasan casi directamente a las aguas superficiales. Con todo ello las aguas subterráneas también son susceptibles de contaminarse tanto por las aguas superficiales como por la infiltración de lixiviados en los vertederos.

El diclofenaco provoca toxicidad aguda y sobre todo crónica en organismos acuáticos, con efectos nocivos duraderos. Así mismo, puede bioacumularse induciendo toxicidad a lo largo de las cadenas tróficas. Se observó que su uso veterinario en ganado provocó un devastador declive en varias poblaciones de buitres del subcontinente asiático (DL50 en el rango de 0,098-0,225 mg/kg, es decir, la dosis letal para la mitad de la población estudiada de buitres fue de entre 0,098 y 0,0255 mg de diclofenaco por kilogramo de peso de dicho ave) (Swan et al, 2006). Siendo estos datos extrapolables a buitres de otros contenientes y posiblemente a otras especies necrófagas.

Más concretamente, gracias a un estudio realizado sobre la toxicidad aguda y crónica del diclofenaco empleando biomarcadores para las esporas de helecho (Polystichum setiferum) y embriones de pez cebra (Danio rerio) se puede concluir que los efectos agudos no se presentan en concentraciones inferiores a 3 µg/l, no obstante a mayores concentraciones se observa una disminución progresiva de la actividad mitocondrial y cantidad de ADN que indica el efecto letal del diclofenaco (Feito et al, 2012).

Por otra parte, se estudió el efecto del diclofenaco en la supervivencia y la eclosión en embriones de pez cebra, para determinar la toxicidad para su desarrollo. Obtuvieron como resultado que las concentraciones de relevancia ambiental de diclofenaco, no causan efectos perjudiciales en las etapas tempranas de la vida del pez cebra, sin embargo, a concentraciones más altas (100 mg/L) de diclofenaco se causa la mortalidad del 100% de los embriones. (Cabe tener en cuenta que la similitud de esta especie con el genoma humano es de aproximadamente un 70%) (Hallare et al, 2004)

Por todo ello se está impulsando la búsqueda de nuevos métodos para concentrar y eliminar estos CEs los de suelos, sedimentos y efluentes. Se emplean métodos novedosos como el USAMe el cual se caracteriza por emplear irradiación de ultrasonidos y se intercala con un proceso de carbón activo como técnica de adsorción para la eliminación de diclofenaco y la filtración través de una membrana. Con este método se ha conseguido eliminar el 99% de los contaminantes emergentes (Secondes et al, 2014)

Chan, L. Y., Chiu, P. Y., Siu, S. S. N., & Lau, T. K. (2001). A study of diclofenac-induced teratogenicity during organogenesis using a whole rat embryo culture model. Human Reproduction, 16(11), 2390-2393.

Feito , R., Valcárcel, Y., Catalá, M. (2012). Biomarker assessment of toxicity with miniaturized bioassays: diclofenac as a case study. Springer, Ecotoxicology 21: 289-296.

Hallare, A. V., Köhler, H. -R., Triebskorn, R. (2004). Developmental toxicity and stress protein responses in zebrafish embryos after exposure to diclofenac and its solvent, DMSO Chemosphere,56(7), 659-666.

Secondes, Mona Freda N., et al. Removal of emerging contaminants by simultaneous application of membrane ultrafiltration, activated carbon adsorption, and ultrasound irradiation. Journal of hazardous materials 264 (2014): 342-349.

Swan, G. E., Cuthbert, R., Quevedo, M., Green, R.E., Pain, D.J., Bartels, P., Cunningham,A.A., Duncan, N.,. Meharg, A.A., Oaks, J.L., Parry-Jones, J., Shultz, S., Taggart, M.A., Verdoorn, G., Wolter, K. (2006) Toxicity of diclofenac to Gyps vultures. Biology letters 2: 279-282.

Efectos de la contaminación por aluminio

 Información preparada por la alumna SANDRA FREIRE RALLO de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

El aluminio (Al) es un elemento muy común en la naturaleza, siendo el tercero más abundante en la corteza terrestre. Es un metal con alta solubilidad en ambientes ácidos (Barabasz et al., 2002). Históricamente se ha considerado inocuo para el ser humano porque se expulsa rápidamente a través de la orina, pero estudios ecotoxicológicos realizados en los últimos años han puesto de manifiesto que puede causar daños en humanos, animales y plantas (Barabasz et al., 2002). Aunque es un contaminante que afecta a multitud de organismos, en este caso se tratará en concreto su efecto sobre plantas.

Se ha demostrado que el aluminio tiene efectos beneficiosos para las plantas mediante la estimulación de la absorción a través del sistema radicular, aumentando la captación de fósforo, previniendo los efectos tóxicos del cobre y manganeso y protegiéndolas de hongos patógenos (Barabasz et al., 2002). Además, también aumenta la resistencia de las plantas a condiciones ambientales desfavorables, como la sequía, altas y bajas temperaturas o alta salinidad del suelo (Barabasz et al., 2002). Sin embargo, los efectos de este elemento sobre la vegetación son principalmente negativos.

La lluvia ácida y el incremento de la acidificación del ambiente provocan que el pH del agua y del suelo cambie, promoviendo una movilización de los iones tóxicos de aluminio (Barabasz et al., 2002). Estas formas dañinas del metal provocan envenenamiento en plantas, desecación de bosques o reducción en la producción de cultivos (Barabasz et al., 2002). Además, se han encontrado cantidades de aluminio superiores a las que marcan las normativas vigentes, en plantas que sirven como alimento para animales y humanos (Barabasz et al., 2002).

En agricultura, la contaminación por aluminio es un problema conocido desde principios del siglo XX (Flaten et al., 1996). El catión Al3+ es el más problemático (Barceló & Poschenrieder, 2002), pues se solubiliza en agua incrementando la fracción de este metal en suelo, provocando acidificación del mismo, toxicidad en plantas y por lo tanto, un descenso de la producción agrícola (Barabasz et al., 2002).

Los efectos que el aluminio provoca en plantas se centran principalmente en las raíces: cambios en su morfología, disminución del crecimiento, callosidades, reducción de raíces secundarias y finalmente, la muerte (Barabasz et al., 2002; Barceló & Poschenrieder, 2002). Éste metal también provoca daños en las simbiosis que las raíces establecen con Rhizobium y Bradirhizobium (Barabasz et al., 2002).

Debido al fuerte efecto que el aluminio tiene sobre las plantas, éstas han desarrollado mecanismos de tolerancia y resistencia (Barceló & Poschenrieder, 2002). La resistencia que ofrecen contra este metal tiene dos tipos de funcionamiento: uno extracelular que bloquea la entrada de aluminio en las células, y otro intracelular que consiste en su inmovilización dentro de las propias células (Kochian, 1995).

Se puede concluir que el aluminio supone un contaminante que provoca importantes daños en plantas. Afecta principalmente a las raíces provocando patologías que terminan por mermar las capacidades de crecimiento y nutrición del organismo, deviniendo en la muerte, por lo tanto, podría acabar produciendo extinciones locales de plantas especialmente sensibles a él o que no hayan desarrollado todavía mecanismos de defensa o tolerancia frente a dicho metal. Este tipo de contaminación supone un problema a nivel global y de difícil solución, pues los mecanismos que desencadenan la presencia de Al3+ en suelos y aguas son naturales (por la propia naturaleza de la roca) y antrópicos.

 

Barabasz, W., Albinska, D., Jaskowska, M., & Lipiec, J. (2002). Ecotoxicology of aluminium. Polish journal of environmental studies, 11(3), 199-204.

Barcelo, J., & Poschenrieder, C. (2002). Fast root growth responses, root exudates, and internal detoxification as clues to the mechanisms of aluminium toxicity and resistance: a review. Environmental and Experimental Botany, 48(1), 75-92.

Kochian, L. V. (1995). Cellular mechanisms of aluminum toxicity and resistance in plants. Annual review of plant biology, 46(1), 237-260.

Flaten, T. P., Alfrey, A. C., Birchall, J. D., Savory, J., & Yokel, R. A. (1996). Status and future concerns of clinical and environmental aluminum toxicology. Journal of Toxicology and Environmental Health Part A, 48(6), 527-542.

Efectos de la contaminación por mercurio

 Información preparada por el alumno Pablo Maure Echalecu de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica
 

El mercurio, elemento químico de número atómico 80 y símbolo Hg, es un metal líquido a temperatura ambiente, plateado, brillante y denso, que se encuentra en la naturaleza y se usa principalmente en termómetros y barómetros, y también en aleaciones llamadas amalgamas.

Es altamente toxico, y peligroso ya que puede ser inhalado, absorbido a través de la piel y de las mucosas e ingerido. El efecto que produce puede ser a escala molecular, celular, de tejidos, órganos, sistemas, organismos, poblaciones, comunidades y ecosistemas.

Las formas más tóxicas de mercurio son sus compuestos orgánicos como el dimetilmercurio y el metilmercurio. Compuestos inorgánicos son también altamente tóxicos por ingestión o inhalación (cinabrio).

Uno de los principales problemas del mercurio es la biomagnificación, las plantas son la puerta de entrada de este contaminante a la cadena trófica ya que algunas pueden tolerar su presencia y acumularlo en su estructura. De ahí pasa a los animales y finalmente al ser humano. Estudios han demostrado que los niveles de mercurio son mayores cuanto más alto se está en la cadena trófica.

Efectos fisiológicos:

– Las plantas pueden sufrir elevadas tasas de mortandad o disminución del crecimiento, en función de las concentraciones de mercurio. En las plantas, los efectos comienzan en la raíz y afectan sucesivamente al resto del individuo. En las hojas se producen graves daños en cloroplastos y mitocondrias, también disminuye la cantidad de clorofila e incrementa la permeabilidad de los tejidos los que altera los procesos de fotosíntesis y respiración.

– En animales afecta al sistema nervioso central y a la reproducción.

En seres humanos:

– Daños permanentes en el cerebro. Produce irritabilidad, timidez, temblores, cambios en los problemas de visión o audición y en la memoria.

– Daños en los riñones, pulmones, vómitos, diarrea, erupciones en la piel, irritación ocular, aumento de la presión arterial o del ritmo cardiaco, daños en el ADN, cromosomas, daño en el esperma y problemas en la reproducción, incluyendo abortos.

– Daños en el feto en desarrollo. Puede producir daño cerebral, retraso mental, falta de coordinación, ceguera, convulsiones, incapacidad para hablar, problemas en sus sistemas nervioso y digestivo, daños renales, malformaciones.

El mercurio es un gran problema para la biodiversidad, ya que al ser biocumulable no desaparece de la cadena trófica. Además afecta a todos los seres vivos (plantas, animales y el ser humano), produciendo efectos adversos en todos ellos.

GÖTHBERG, A., GREGER, M., HOLM, K. and BENGTSSON, B. E. (2004). Influence of nutrient levels on uptake and effects of mercury, cadmium, and lead in water spinach. J. Environ. Qual. 33: 1247-1255.

JANA, S. (1988). Accumulation of Hg and Cr by three aquatic species and subsequent changes in several physiological and biochemical plant parameters. Water, Air, & Soil Pollution. 38 (1 y 2): 105-109.

POSADA, M.I. (2006) Efectos del mercurio sobre algunas plantas acuáticas tropicales. Revista EIA, ISSN 1794-1237 Número 6, p. 57-67

RAMOS, C. X., ESTÉVEZ, S. L. y GIRALDO, E. (2000). Nivel de la contaminación por metilmercurio en la región de La Mojana. Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental. Centro de Investigaciones en Ingeniería Ambiental (CIIA). Universidad de los Andes. Bogotá. Colombia.

Resumen de la Evaluación Mundial del Mercurio, informe científico elaborado en 2002 por un amplio grupo internacional de científicos del Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA).

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:
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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.
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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.

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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.

¿Sabías lo que es la contaminación agraria difusa?

Recientemente mis alumnos de la asignatura de “Contaminación ambiental y biodiversidad” del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica, han realizado una breve síntesis abordando los puntos más interesantes de este tipo de contaminación poco conocida por su “invisibilidad”, pero con grandes impactos en los agroecosistemas e incluso en la salud humana ¿Qué os parece?¿Les pongo buena nota?

A) ¿Qué es la contaminación agraria difusa?

Es la contaminación producida por la actividad agraria, principalmente por el uso de productos químicos. Se denomina difusa porque no tiene un foco puntual sino que hay muchos focos emisores distribuidos en el territorio. Es un tipo de contaminación difícil de revertir por no poder tratar los focos de emisión.

B) ¿En qué se diferencia de otros tipos de contaminación como la industrial?

La contaminación agraria procede de diversas fuentes mientras que la industrial tiene focos puntuales. Por otro lado, los contaminantes agroquímicos son liberados deliberadamente, mientras que los otros son normalmente fruto de accidentes. Por ejemplo, en la actividad agraria se utilizan estos contaminantes para obtener mayores beneficios mientras que en la actividad industrial son subproductos y no se pretende su liberación. Son mas fácilmente tratables( Algunos de sus efectos pueden ser paliados en cierta medida, por ejemplo utilización de filtros en las emisiones de fabricas y zonas industriales que atrapen parte de los contaminantes).

C) ¿Qué grupos de compuestos son típicos de la contaminación agraria difusa?

Plaguicidas como: Fungicidas, herbicidas, insecticidas y rodenticidas.

Biocidas (Nematicidas, Acaricidas, Molusquicidas).

Fertilizantes.

Feromonas.

Reguladores del crecimiento vegetal.

D) Clasificación de los efectos potenciales de cada grupo de compuestos.

Fungicida: Inhibidor metabólico y neurotóxicos. (Organomercuriales).

Herbicidas: Inhibición de la fotosíntesis, procesos metabólicos y reproductivos se ven alterados. Afectan también a la reproducción en animales.

Rodenticidas: anticoagulantes. Afecta también al ser humano.

Insecticidas: neurotóxicos. Afecta al sistema nervioso de los artrópodos y otros animales. También afectan a los mecanismos celulares y fisiológicos de los animales.

Reguladores del crecimiento en insectos: Inhibidores de quitina, bloquean la biosistesis de quítina componente esencial del exoesqueleto de los insectos lo que provoca la muerte de los artropodos al no poder mudar y continuar su desarrollo.

E) Análisis de los efectos potenciales de cada grupo de sustancias sobre los distintos taxones individuales.

Microorganismos: Los fungicidas conllevan una disminución del 80% en la formación de micorrizas. Herbicidas: reducen cantidad de bacterias metanotróficas. Insecticidas: efectos letales en protozoos, tardan en recuperarse 60 días.

Mesofauna del suelo: Fungicidas ocasionan la pérdida del 33% de nematodos que se alimentan de hongos. Insecticidas: afectan a anélidos, ácaros y larvas de dípteros. Nematodos y lombrices afectadas.

Otros invertebrados: Insecticidas producen la reducción de poblaciones de nematodos saprófitos.

Insectos: Los insecticidas (como arseniato de plomo o nicotina) no sólo afectan a la plaga objetivo, sino que también afectan a otros organismos. Muchas veces, afectan a depredadores naturales de plagas, lo que provoca un aumento de dicha plaga.

Plantas: herbicidas: disminuye la diversidad vegetal, y como consecuencia, la de artrópodos.

Vertebrados:

– Mamíferos: Rodenticidas ocasionan efectos agudos y muerte. Insecticidas lipofílicos absorbidos por vía cutánea, otros entran por inhalación. Dosis bajas de insecticidas alteran conducta, como la alimentación, por lo que hay pérdida de peso. Además también alteran parámetros hormonales ya que muchos son disruptores endocrinos. Ingestión de insecticidas y fungicidas –> distribución en la cadena trófica. Muy sensibles a inhibidores de colinesterasa.

– Aves: Envenenamiento secundario al alimentarse de presas que han ingerido plaguicidas, bioacumulación y muerte. Pérdida de alimento y la falta de cobertura vegetal disminuye los refugios disponibles, así como material para confeccionar nidos. Muy sensibles a inhibidores de colinesterasa.

– Reptiles:  Insecticidas y herbicidas: muerte por aplicación directa (contacto con la piel, acumulación en pulmones, tejidos grasos y en el torrente sanguíneo). Afecta a la reproducción, provoca disrupción endocrina, alteraciones del comportamiento y biomagnificación.

– Anfibios: insecticidas y herbicidas: muerte por aplicación directa (contacto con la piel, acumulación en pulmones, tejidos grasos y en el torrente sanguíneo). Afecta también a la reproducción, provoca disrupción endocrina, alteraciones del comportamiento y biomagnificación en la cadena trófica. Muy sensibles a piretroides, menos sensibles a inhibidores de la colinesterasa.

F) Análisis de los efectos potenciales de cada grupo de sustancias en las comunidades de los agroecosistemas.

Eliminas el alimento de las especies granívoras.

Disminuye la abundancia de los invertebrados porque eliminas los cultivos a los que se encuentran asociados.

Eliminación de lombrices y bacterias que altera el ciclo de nutrientes, disminuyendo la fertilidad.

Eliminar el dosel vegetal, eliminas posible protección que dispensa dicho dosel disminuyendo tasas de reproducción y potencias depredación.

El uso de trampas de feromonas está siendo una alternativa muy eficaz para controlar la mayoría de las plagas de insectos, debido a que no impacta sobre los organismos no objetivo y los organismos no adquieren resistencia a este tipo de sustancias.
Los plaguicidas afectan a todos los organismos de los agroecosistemas (microorganismos, plantas, artrópodos, vertebrados, etc.) les puede afectar de forma indirecta, ocasionando daños a otros organismos que son parte de sus recursos, o directamente a ellos, mediante la bioacumulación, envenenamiento, reducción de fitness. Por tanto afecta a toda la cadena trófica. Además afecta a la trasformación de materia orgánica en inorgánica, lo que de nuevo afecta a la base de la cadena trófica.