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.

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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).