La importancia de escribir artículos científicos en castellano

Cómo es bien sabido el inglés es el idioma vehicular en ciencia, prácticamente todos los artículos están escritos en este idioma. Realizando una panorámica general de los artículos escritos en castellano, y referidos a la biología sensu lato se comprueba que estos suelen tener una relevancia menor y están más focalizados en áreas puntuales y de pequeña extensión. Estos hechos pueden ser mal interpretados y terminar asociando a esas publicaciones con una baja calidad lo cual es un error gravísimo.

No tenemos por qué sentirnos inferiores o pensar que nuestro trabajo no valga lo mismo si lo escribimos en nuestro idioma. Lo importante es publicar estos artículos en revistas que tengan revisión por pares, ya que estas revisiones nos permiten aprender de nuestros fallos, mejorar nuestro manuscrito y lo más importante dotarlo de un nivel científico óptimo. Creo que deberíamos potenciar las revistas científicas nacionales y tratar de que estas alcancen unos niveles de impacto superiores a los que actualmente tienen. Se han dado casos de ciertas revistas en castellano que se han renovado y han conseguido aparecer indexadas en bases de datos internacionales como es el caso de Anales del Jardín Botánico (http://rjb.revistas.csic.es/index.php/rjb), Graellsia (http://graellsia.revistas.csic.es/index.php/graellsia) o Ecosistemas (https://www.revistaecosistemas.net/index.php/ecosistemas) entre otras.

Lógicamente, aunque se valore de cara al currículum científico las publicaciones en revistas indexadas en bases de datos internacionales, no es necesario seguir esta regla. Uno es libre de publicar donde desee mientras que lo que publique cumpla los requisitos de calidad científica. Tengo un dicho, una revista no es buena de por sí, se hace buena porque los que escriben en ella son buenos profesionales que tienen unas ideas, vocación y necesidad de respuestas increíble. Entonces cuáles son las razones por las que publicar parte o la totalidad de nuestros trabajos en castellano:

1) Trabajamos en España o en otros países que tienen el castellano como lengua oficial pero además parte o la totalidad de la financiación proviene de esos gobiernos. Cómo mínimo debemos tener un retorno a la sociedad que nos financia, y como científicos hispanohablantes publicar en nuestro idioma nativo para facilitarles sobremanera la compresión de nuestros estudios.

2) Las revistas en español hacen un trabajo sublime, nos permiten publicar en acceso abierto real, sin ningún coste ni para el autor ni para los lectores. No como pasa con las revistas Open Access en inglés, que realmente requieren de un pago por parte de los autores para poder publicar (aquí hago un inciso que podría plasmarse en futura entrada del blog por su relevancia, no se sabe realmente si la calidad del trabajo es suficiente o si es el factor económico el que hace que el artículo sea publicado).

Aun así, por desgracia las inercias sociales son las que dominan y siempre se trata de desbancar el español. Pero como he dicho anteriormente, somos dueños de nuestro trabajo. A continuación, explicaré mi experiencia, una de mis pasiones es el estudio de las comunidades de hormigas. Mi Trabajo Fin de Máster versó sobre el efecto de la fragmentación de hábitat sobre las comunidades de hormigas en zonas de yesos en Belinchón (Cuenca, España). A través de este estudio pudimos publicar 4 artículos distintos, en un principio únicamente se iba a publicar uno en inglés con los resultados más relevantes en Frontiers in Ecology and Evolution. Pero yendo a contracorriente de la decisión tomada por mis directores decidí que no podía dejar tal cantidad de conocimiento perdido en una carpeta en el ordenador. Así que, me aventuré a publicar esos datos en principio «menos útiles y con menos potencial global» en 3 revistas en castellano. ¿Qué resultados obtuve y dónde los publiqué?:

1) Generar el primer listado de hormigas para la provincia de Cuenca, lo cuál facilitará el trabajo a futuros investigadores que centren esta región como zona de estudio. Esto fue publicado en la revista Iberomyrmex de la Asociación Ibérica de Mirmecología, una revista de creación reciente que año a año va creciendo y ubicándose en buena posición en esta rama de la Zoología.

2) Aportar conocimiento sobre la mirmecofauna (diversidad de hormigas) en zonas de yesos muy poco estudiadas desde el punto de vista taxonómico. Este estudio fue publicado en la revista Boletín de la Sociedad Entomológica Aragonesa, una de las mejores revistas de entomología de España.

3) Aportar conocimiento sobre la araneofauna (diversidad de arañas) en zonas de yesos. Este estudio fue publicado en la Revista Ibérica de Aracnología, la mejor en esta rama.

A modo de resumen debemos publicar, siempre que lo hagamos con calidad todos los resultados que tengamos, ya que nunca sabemos cuando podrán ser usados por otros investigadores como base para nuevos estudios. Olvidarnos de tanto prestigio y ser prácticos. Hay gente que ha realizado un estudio de caso muy localizado (ejemplo, estudio taxonómico de las comunidades de hormigas en Segovia) y que con tal de publicarlo en una revista indexada en inglés prefiere enviarlo a una revista de muy bajo valor científico, en lugar de hacerlo en castellano en una buena revista y donde realmente tendrá su «público objetivo». Debemos ser lógicos y consecuentes con nuestras acciones y aunque esto sea un trabajo arduo, es muy gratificante. Por el hecho de ser bilingües, tenemos la suerte de generar conocimiento tanto para los hispanohablantes como para los anglohablantes. ¡No lo desaprovechemos!

Biocostras: La clave oculta del éxito (Capítulo I)

En esta serie de publicaciones centrada en estas grandes desconocidas comprenderemos que son, dónde viven, cómo viven, que servicios ecosistémicos aportan y por qué son claves en el éxito de las restauraciones ambientales. En definitiva mostraremos su biología, ecología y sus potenciales usos como herramientas frente a la degradación.

¿Qué son?

Estas formaciones son desconocidas para la sociedad, muchos de nosotros habremos estado en contacto con estas costras biológicas y no lo habremos sabido debido a que son poco patentes e incluso en determinadas ocasiones son confundidas con el propio sustrato. La especie humana desde su origen ha centrado sus gustos en lo macro, uno observa un bosque monoespecífico y automáticamente piensa en belleza y diversidad al ver tantas unidades de gran tamaño y verdor. Sin embargo, cuando uno se encuentra en frente de un terreno desprovisto de cubierta vegetal o con unidades vegetales dispersas piensa que es un terreno baldío o que ha sido degradado, pero realmente presenta una biodiversidad oculta increíble.

Esta diversidad velada está representada por esas innumerables manchas de diferentes colores que invaden las zonas desprovistas de vegetación en terrenos considerados como “baldíos”. Viendo el suelo aparentemente desnudo uno podría pensar erróneamente que allí no habita ningún organismo, pero cada una de estas islas de biodiversidad, denominada biocostra, está compuesta por cianobacterias, líquenes, briófitos, hongos, microalgas, bacterias heterótrofas y arqueas (Belnap et al., 2016).

Biocostra dominada por líquenes de la especie Diploschistes diacapsis (Ach.) Lumbsch en el Paraje de Las Amoladeras (Almería). Imagen propia.

Nadie esperaría encontrar tanta heterogeneidad en estas formaciones, ¿verdad? Si aún no te has sorprendido te aseguro que lo harás a lo largo de esta serie.

¿Dónde viven?

Como hemos anticipado, estas comunidades viven en estrecho contacto con el suelo, colonizando el primer centímetro de su superficie (Belnap et al., 2016). Están presentes en todos los continentes (Benavent-González et al., 2018; Rodríguez-Caballero et al., 2018) aunque dominan en las zonas áridas y semiáridas, las cuáles ocupan un 40% de la superficie terrestre (Prăvălie, 2016). A causa del cambio global, la intensificación del uso del suelo y la propia presión humana estos ambientes están en continua degradación, estimándose una pérdida de 12 millones de ha cada año (Brauch & Spring, 2009). Por lo que las biocostras van perdiendo su hábitat rápidamente. Como veremos esta amenaza provoca unas modificaciones en el ecosistema complejas de revertir.

Ladera completamente colonizada por biocostras dominadas por líquenes en el paraje de El Cautivo (Desierto de Tabernas, Almería). Imagen propia.

BIBLIOGRAFÍA:

Belnap J., Weber B. & Büdel B. 2016. Biological Soil Crusts as an Organizing Principle in Drylands. In: Weber B., Büdel B. & Belnap J. (eds) Biological Soil Crusts: An Organizing Principle in Drylands. Springer International Publishing, Cham. 3-13 pp. https://doi.org/10.1007/978-3-319-30214-0_1

Benavent-González A., Delgado-Baquerizo M., Fernández-Brun L., Singh B.K., Maestre F.T. & Sancho L.G. 2018. Identity of plant, lichen and moss species connects with microbial abundance and soil functioning in Maritime Antarctica. Plant Soil 429(1-2): 35-52. https://doi.org/10.1007/s11104-018-3721-7

Brauch H.G. & Spring U.O. 2009. Securitizing the ground grounding security. NCCD issue paper n°2. Secretariat of the United Nations convention to Combat Desertification, Bonn. 52 pp. https://catalogue.unccd.int/843_dldd_eng.pdf

Prăvălie R. 2016. Drylands extent and environmental issues. A global approach. Earth-Science Reviews 161: 259-278. https://doi.org/10.1016/j.earscirev.2016.08.003

Rodríguez-Caballero E., Belnap J., Büdel B., Crutzen P.J., Andreae M.O., Pöschl U. & Weber B. 2018. Dryland photoautotrophic soil surface communities endangered by global change. Nature Geoscience 11: 185-189. https://doi.org/10.1038/s41561-018-0072-1

Fragmentación de hábitat: Proceso dual

La transición del nomadismo al sedentarismo producida durante el Neolítico en la especie humana provocó la aparición de la agricultura y la ganadería (Bellwood, 2005; Vigne, 2008) empleadas ambas como fuente de recursos estable, evitando así tener que basarse únicamente en la caza y recolección como medio para conseguir alimento. Este nuevo estilo de vida lo que provocó fue la aparición y transmisión de enfermedades por el aumento de la densidad de población y un empeoramiento nutritivo, al basarse la alimentación en las plantas domesticadas que tenían un menor poder calorífico con respecto a los alimentos recolectados y cazados (Boserup, 1965). Teniendo en cuenta estas modificaciones conductuales podemos afirmar que desde el Neolítico la especie humana comenzó una alteración sistemática tanto de la especie en sí misma como del ambiente que la rodeaba, encargándose de modelar el paisaje dependiendo de las necesidades de cada momento. Estas alteraciones en los hábitats provocaron, provocan y provocarán el fenómeno conocido como fragmentación de hábitat.

Poblado humano tipo del Neolítico. Se pueden observar tanto el ganado como los cereales que están segando que nos muestra claramente la transición nómada-sedentario origen de la aportación humana a este proceso. Imagen obtenida de: https://www.otromundoesposible.net/wp-content/uploads/2020/09/neolitico1-1140×641.jpg

La fragmentación de hábitat es un proceso de origen dual, pudiendo ser tanto antrópico como natural. Surge cuando se produce un cambio en el uso del suelo que provoca la disrupción del hábitat que existía previamente, generando parches aislados y de menor tamaño rodeados por una matriz de composición variable (Wilcove et al., 1986; Haddad et al., 2015). Con relación al origen antrópico, esta matriz puede ser generada por cultivos agrícolas, urbanizaciones, redes viarias, reforestaciones y actividades mineras principalmente. Mientras que con el origen natural son los terremotos, incendios, tsunamis y otros fenómenos geoclimáticos como ciclones los que la generan (Cui et al., 2012; Haddad et al., 2015; Arief & Itaya, 2018).

Paraje insular o parcheado producido por la acción de la fragmentación. Imagen obtenida de: https://www.greenteach.es/wp-content/uploads/2018/02/fragmentaci%C3%B3n-de-h%C3%A1bitats-3.jpg

Al tratarse este proceso de uno de los principales motores de cambio global que afectan a la biodiversidad (Saunders et al., 1991), lleva suscitando un gran interés en los científicos desde que se postulara la teoría biogeográfica de islas de MacArthur & Wilson (1967) considerada como el germen. Actualmente se están produciendo avances en materia de fragmentación, encaminándose a maximizar la escala a la que se estudia este proceso, existiendo algunos trabajos que evalúan el efecto a nivel global (Keinath, 2016; Taubert, 2018). Pese a estos avances y mejoras, se abrió recientemente un debate con relación a cuál es el efecto de la fragmentación sobre la biodiversidad.

Este debate enfrentó dos posturas claramente opuestas. La de aquellos científicos que apoyaban los efectos negativos como son entre otros el aumento del efecto borde, la disminución de la conectividad, los cambios estocásticos impredecibles, la reducción del espacio efectivo para el establecimiento y alimentación de las comunidades, los cambios en la biología y genética de las especies presentes y las modificaciones de sus interacciones (Fischer & Lindenmayer, 2007). Y los que consideraban que tiene efectos positivos sobre la biodiversidad. Estas respuestas positivas son principalmente, el incremento de la conectividad funcional, la generación de diversidad de hábitats, la existencia de efectos borde positivos y la reducción de la competencia (Fahrig, 2017). Este debate finalizó con la aceptación general de que la fragmentación ejerce efectos negativos sobre la biodiversidad. Aunque sí que es cierto que existen excepciones. Ejemplo de ello, es la generación de diversidad de hábitats en cuanto a composición, tamaño y forma por acción de la fragmentación, lo cual está relacionado con un aumento de biodiversidad (Hu et al., 2012). Además, otro caso más específico donde se demuestra que no hay efecto de la fragmentación sobre la biodiversidad, es el producido sobre la entomofauna edáfica (comunidad de insectos que habita en el suelo). La cual está claramente adaptada a las condiciones inmediatamente próximas, que favorecen el no percibir la alteración física a escala de paisaje (Braschler & Baur, 2016).

Como conclusión si se atiende al principio de precaución, se tienen en cuenta estas consideraciones y se acepta el efecto negativo de la fragmentación, se debería tratar de conservar el mayor área de hábitat natural que fuera posible. Haciendo hincapié en los hábitats vulnerables y con una distribución restringida que son los que presentan un mayor riesgo de desaparición. Como se verá en una publicación futura, tampoco se debe olvidar el empleo de microrreservas ya que en hábitats concretos como los afloramientos yesíferos pueden ser la mejor herramienta de conservación.

Bibliografía:

Arief, M.C.W. & Itaya, A. (2018). Influence of the 2004 Indian ocean tsunami recovery process on land use and land cover in Banda Aceh, Indonesia. Journal of Forest Planning 22(2): 55-61.

Bellwood P. 2005. First farmers: The origins of agricultural societies. Blackwell Publishing, Oxford. 360 pp.

Braschler, B. & Baur, B. (2016). Diverse effects of a seven-year experimental grassland fragmentation on major invertebrate groups. PLoS One 11(2): e0149567.

Boserup E. 1965. The conditions of agricultural growth: The economics of agrarian change under population pressure. Aldine Publishing, Chicago. 132 pp.

Cui, P.; Lin, Y.; Chen, C. (2012). Destruction of vegetation due to geo-hazards and its environmental impacts in the Wenchuan earthquake areas. Ecological Engineering 44: 61-69.

Fahrig, L. (2017). Ecological responses to habitat fragmentation per se. Annual Review of Ecology, Evolution and Systematics 48: 1-23.

Fischer, J. & Lindenmayer, D.B. (2007). Landscape modification and habitat fragmentation: a synthesis. Global Ecology and Biogeography 16(3): 265-280.

Haddad, N.M.; Brudvig, L.A.; Clobert, J.; Davies, K.F.; Gonzalez, A.; Holt, R.D.; Lovejoy, T.E.; Sexton, J.O.; Austin, M.P.; Collins, C.D.; Cook, W.M.; Damschen, E.I.; Ewers, R.M.; Foster, B.L.; Jenkins, C.N.; King, A.J.; Laurance, W.F.; Levey, D.J.; Margules, C.R.; Melbourne, B.A.; Nicholls, A.O.; Orrock, J.L.; Song, D.X.; Townshend, J.R. (2015). Habitat fragmentation and its lasting impact on Earth’s ecosystems. Science Advances 1 (2): e1500052.

Hu, G.; Wu, J.; Feeley, K.J.; Xu, G.; Yu, M. (2012). The effects of landscape variables on the species-area relationship during late-stage habitat fragmentation. PLoS One 7(8): e43894.

Keinath, D.A.; Doak, D.F.; Hodges, K.E.; Prugh, L.R.; Fagan, W.; Sekercioglu, C.H.; Buchart, S.H.M.; Kauffman, M. (2016). A global analysis of traits predicting species sensitivity to habitat fragmentation. Global Ecology and Biogeography 26(1): 115-127.

MacArthur, R.H. & Wilson, E.O. (1967). The theory of island biogeography. Princeton University Press, Princeton, New Jersey. 224 pp.

Saunders, D.A.; Hobbs, R.J.; Margules, C.R. (1991). Biological consequences of ecosystem fragmentation: A review. Conservation Biology 5(1): 18-32.

Taubert, F.; Fischer, R.; Groeneveld, J.; Lehmann, S.; Müller, M.S.; Rödig, E.; Wiegand, T.; Huth, A. (2018). Global patterns of tropical forest fragmentation. Nature 554 (7693): 519-522.

Vigne J.D. 2008. Zooarchaeological aspects of the Neolithic diet transition in the Near East and Europe, and their putative relationships with the Neolithic demographic transition. In Bocquet-Appel J.P. & Bar-Yosef O. The Neolithic demographic transition and its consequences: 179-205. Springer, New York.

Wilcove, D.S.; McLellan, C.H.; Dondson, A.P. (1986). Habitat fragmentation in the temperate zone. EnSoulé, M.E. (ed.) Conservation Biology, the science of scarcity and diversity: 237-256. School of Natural Resources of University of Michigan, Michigan.

Mytilus edulis: ¿Cómo se ven afectados los filtradores con la contaminación?

Imagen obtenida de: https://www.wpclipart.com/animals/aquatic/shell_and_shellfish/mussel/Blue_mussel__Mytilus_edulis.png.html
Imagen obtenida de: https://www.wpclipart.com/animals/aquatic/shell_and_shellfish/mussel/Blue_mussel__Mytilus_edulis.png.html

El mejillón del Atlántico (Mytilus edulis (Linnaeus, 1758)), es un bivalvo que se localiza en las costas del Océano Atlántico, vive fijado a las rocas desde la franja intermareal hasta los 60 m de profundidad y al tratarse de un organismo filtrador se alimenta de plancton y de partículas en suspensión presentes en el agua. Esta especie al igual que los integrantes del género Mytilus son apreciados a nivel culinario, por lo que se considera una especie económicamente rentable, existiendo desde hace décadas el cultivo del mismo para poder abastecer el incremento constante en la demanda (FAO, 2017).

Basándonos en el método de ingestión y en el tipo de alimentación, el mejillón atlántico debería ser una especie que se viera afectada de modo significativo por la contaminación del agua, pero ciertamente esto no es así. Se la considera como especie centinela (Beeby, 2001) debido a las elevadas concentraciones de contaminantes que pueden almacenar en sus tejidos sin verse afectados, por lo que los mejillones en general son empleados como bioindicadores para monitorizar la contaminación de las aguas costeras (Beyer et al., 2017). Es importante destacar que los integrantes de la familia Mytilidae son móviles, por lo que pueden desplazarse eliminando la conexión entre el biso y el sustrato, aprovechando las corrientes oceánicas (Almeida et al., 2003), evitando probablemente algún foco local de contaminación, pero como cualquier animal, en determinadas ocasiones, y con abundancia de alimento puede verse atraído a un lugar contaminado consumiendo sustancias nocivas.

Estos mejillones como se ha comentado previamente, no se ven afectados significativamente por la presencia de contaminantes, pero los bioconcentran y bioacumulan, por lo que existe el riesgo de que se produzca una biomagnificación en la cadena trófica (Baqueiro-Cárdenas et al., 2007), pudiendo afectar de modo indirecto a las poblaciones humanas.

Estudios recientes muestran que con la acidificación que se está produciendo en los océanos por el incremento de la absorción del CO2 por los mismos, está existiendo un aumento en la influencia y acumulación de los contaminantes para el caso de los organismos filtradores. Eso se debe principalmente a que al existir más cantidad de CO2 disuelto, el intercambio gaseoso y por tanto la respiración se ven afectados, ya que se requiere una filtración mucho mayor para conseguir que el proceso sea igual de eficiente, y con la filtración además de los gases disueltos se incorporan también contaminantes de distinta naturaleza, como el tributilo de estaño o TBT. (Logan, 2016).

Atendiendo al incremento de los eventos de filtración por parte de estos bivalvos establecemos los posibles contaminantes que son bioacumulados. En primer lugar, cabe destacar a los microplásticos (plásticos de menos de 1mm) que pueden penetrar de dos formas, o en el interior de los organismos que componen el plancton (Cole et al., 2013) o directamente el plástico que está en suspensión, que puede ser confundido como alimento. El riesgo principal de estos plásticos es que son complejos de degradar y se van fragmentando con el paso del tiempo. Un estudio centrado en cómo afectan los microplásticos a esta especie de mejillón obtuvo como resultados que nada más ser estos ingeridos, se mantenían en el intestino y a los 3 días de ingestión pasaba al sistema circulatorio (hemolinfa) donde persistían durante más de 48 días (Browne et al., 2008), el riesgo en este caso sería la ingestión de uno de estos ejemplares contaminados ya que estos microplásticos se irían acumulando en organismos que no deberían sufrir este tipo de fenómeno acumulativo.

Los-microplásticos-contaminan-las-áreas-más-remotas-del-océano
Imagen obtenida de: https://psn.si/microplasticos-contaminan-oceano/2018/02/ Autor: Peter Bennet (2018)

También se ven afectados por los metales pesados como el mercurio, cobre, plomo, cadmio, plata, zinc, cromo y níquel, por algunos semimetales o metaloides como sería el arsénico e incluso por algún no metal como es el selenio. Investigaciones sobre cómo afecta el mercurio a esta especie en Francia, nos muestran que los mejillones suelen almacenar entre 50 y 660 μg/kg de peso seco (enorme variación debida principalmente a la localización (bahías, estuarios o costas) y lógicamente dependiendo de la cantidad de núcleos urbanos e industriales que aportan más contaminante), además también presenta un histórico de las concentraciones de mercurio en las costas occidentales francesas, con el que observamos un incremento con el paso de los años (Briant et al., 2017). Esto podría afectar en mayor medida a la bioacumulación del mercurio hasta concentraciones no soportables por el mejillón, provocando desequilibrios en la cadena trófica y por tanto alteraciones en las interacciones y en el ecosistema. Con respecto al arsénico existen otros estudios en este caso en Noruega, donde tras analizar el contenido del mismo en los mejillones obtienen como resultado medio 3 mg/kg de peso húmedo, sin embargo, en determinadas localizaciones existe un incremento importante llegando a 13,8 mg/kg. La concentración elevada vuelve a tener los problemas antes mencionados de causar riesgo en los consumidores de esta especie (Sloth & Julshamn, 2008).

En otro estudio realizado con embriones de M. edulis, empleando los 10 elementos químicos expuestos antes, obtienen la concentración de contaminante que causa el 50% de desarrollo anormal de la concha y otras deformidades morfológicas, que causan un descenso en la eficacia biológica. En concreto, para el mercurio es de 5,8 μg/l, para la plata 14 μg/l, para el arsénico 3000 μg/l, para el cadmio 1200 μg/l, para el plomo 476 μg/l y 10000 μg/l para el selenio. En el caso de los otros 4 metales lo que se proporciona es un rango, cobre entre 5,3-49 μg/l, zinc entre 119-456 μg/l, níquel entre 349-4360 y por el último para el cromo hexavalente entre 3440-4538 μg/l (Martin, 1981).

Como último grupo de contaminantes que pueden afectar a nuestra especie de estudio, son los compuestos orgánicos, como pueden ser los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) o los pesticidas entre otros. Para el caso de los primeros y por desgracia para España, en el año 2002 ocurrió el denominado desastre del Prestige, que permitió realizar investigación básica de como afectaban estos compuestos a los organismos. Al tratarse de un accidente y por tanto de una liberación de importantes cantidades de crudo, se produjo un descenso radical en la biodiversidad tiempo después del incidente. Los efectos que provocan los HAPs sobre los mejillones son la reducción de la tasa de alimentación por parte de los individuos juveniles (Donkin, 2003) y la disminución de la protección frente a congelación, ya que interfieren con los aminoácidos libres presentes en el organismo (Aarset & Zachariassen, 1982). En el caso de los pesticidas neurotóxicos, se sabe que dependiendo de la naturaleza química y a que molécula afecten, alteran o no la eficiencia de alimentación de los mejillones. El lindano, la endrina (pesticidas organoclorados), la permetrina y el flucirinato (pesticidas piretroides) no interfieren significativamente en el comportamiento alimentario, mientras que el carbaryl y el dichlorvos (compuestos inhibidores de la acetilcolinesterasa) sí que modifican el comportamiento, porque evitan que se hidrolice la acetilcolina y por tanto hay alteraciones en las sinapsis entre neuronas por mantenerse la acetilcolina en el espacio intersináptico, y no parar de mandar señales, por lo que presentan un efecto neurotóxico (Donkin, 1997).

A modo de conclusión, los contaminantes mencionados durante la revisión afectan a los individuos de la especie Mytilus edulis en estadios tempranos del ciclo vital, por lo que pueden provocar el descenso de muchas de las poblaciones al no producirse el recambio generacional, pero para ello las concentraciones deben ser elevadas. Hay que tener en cuenta que son bioacumuladores y además ciertos contaminantes son bastante persistentes, por lo que se puede producir el fenómeno de la biomagnificación y afectar a toda la cadena trófica. En general, para los humanos lo que nos interesa es que cuando decidamos alimentarnos de estos organismos, estos hayan pasado las suficientes pruebas de toxicología y control de calidad, que permitan la ingesta de los mismos sin incurrir en problemas de salud. Lo realmente importante es dejar de emitir estos contaminantes y tratar de disminuir los efectos adversos de los que ya se han liberado.

Bibliografía:
Aarset A.V. & Zachariassen K.E. 1982. Effects of oil pollution on the freezing tolerance and solute concentration of the blue mussel Mytilus edulis. Marine Biology 72: 45-51.
Almeida E. A., Bainy A.C.D, Medeiros M.H.G. & Di Mascio P. 2003. Effects of trace metal and exposure to air on serotonin and dopamine levels in tissues of the mussel Perna perna. Marine Pollution Bulletin 46: 1485–1490.
Baqueiro-Cárdenas E.R., Borabe L., Goldaracena-Islas C.G. & Rodríguez-Navarro J. 2007. Los moluscos y la contaminación. Una revisión. Revista Mexicana de Biodiversidad 78: 1S-7S.
Beeby A. 2001. What do sentinels stand for?. Environmental Pollution 112: 285-298.
Beyer J., Green N.W., Brooks S., Allan I.J., Ruus A., Gomes Tâ., Bråte I.L.N. & Schøyen, M. 2017. Blue mussels (Mytilus edulis spp.) as sentinel organisms in coastal pollution monitoring: A review. Marine Environmental Research 130: 338-365.
Briant N., Chouvelon T., Martínez L., Brach-Papa C., Chiffoleau J.F., Savoye N., Sonke J. & Knoery J. 2017. Spatial and temporal distribution of mercury and methylmercury in bivalves from the French coastline. Marine Pollution Bulletin 114(2): 1096-1102.
Browne M.A., Dissanayake A., Galloway T.S., Lowe D.M. & Thompson R.C. 2008. Ingested microscopic plastic translocated to the circulatory system of the mussel, Mytilus edulis (L.). Environmental Science & Technology 42: 5026-5031.
Cole M., Lindeque P., Fileman E., Halsband C., Goodhead R., Moger J. & Galloway T.S. 2013. Microplastic ingestion by zooplankton. Environmental Science & Technology 47: 6646-6655.
Donkin P., Widdows J., Evans S.V., Staff F.J. & Yan T. 1997. Effect of neurotoxic pesticides on the feeding rate of marine mussels (Mytilus edulis). Pesticide Science 49: 196-209.
Donkin P., Smith E.L. & Rowland S.J. 2003. Toxic effects of unresolved complex mixtures of aromatic hydrocarbons accumulated by mussels, Mytilus edulis, from contaminated field sites. Environmental Science & Technology 37(21): 4825-4830.
FAO Programa de información de especies acuáticas (http://www.fao.org/fishery/culturedspecies/Mytilus_edulis/es#tcNA00EA), consultado 14-X-2017.
Logan I. 2016. Does ocean acidification increase the susceptibility of Mytilus edulis mussels to pollution?. End studies work of Masters by Research in Biological Sciences University of Exeter. 1: 1-97.
Martin M., Osborn K.E., Billig P. & Glickstein N. 1981. Toxicities of ten metals to Crassostrea gigas and Mytilus edulis embryos and Cancer magister larvae. Marine Pollution Bulletin 12(9): 305-308.
Sloth J.J. & Julshamn K. 2008. Survey of total and inorganic arsenic content in blue mussels (Mytilus edulis L.) from Norwegian fiords: revelation of unusual high levels of inorganic arsenic. Journal of Agricultural and Food Chemistry 58: 1269-1273.

CAMBIO CLIMÁTICO Y EL AUMENTO DE LA INCIDENCIA DE ENFERMEDADES TRANSMITIDAS POR VECTORES

Desde el origen de la especie humana esta se ha encargado de modelar su entorno, empleando la naturaleza únicamente como fuente de recursos, considerados en principio como ilimitados, aunque esta visión se modificaría a principios de los años 70 del siglo XX. La sinergia entre el excesivo manejo del ambiente y los ciclos de glaciación-periodo interglaciar es la que está provocando este cambio a escala global (Brook et al., 2008). El cambio engloba numerosos operadores, como serían la pérdida de hábitat por destrucción total y por fragmentación, el cambio climático, la contaminación y otros motores que afectan negativamente tanto a la especie humana como al resto de especies animales y vegetales (Fagúndez, 2012). Es destacable el hecho de que siempre que hablamos de cambio global no solemos tener en cuenta los posibles efectos adversos existentes que afectan a nuestra salud, además de los efectos sobre el ambiente.

Uno de estos riesgos para la salud humana es que el cambio global está favoreciendo el aumento del área de distribución de ciertas especies que actúan como vectores de graves enfermedades víricas (Petric et al., 2017). Esto es debido al aumento de la temperatura que está generando nuevos lugares óptimos para estas especies, que antes no existían. Pese a que los vectores se están expandiendo, para que puedan transmitir la enfermedad debe encontrarse el patógeno en ese nuevo ambiente y que este ambiente posea las condiciones idóneas para que se produzca el ciclo vital del vector (Randolph & Rogers, 2010). Como se ha adelantado anteriormente el cambio global favorece la expansión de los vectores, pero en realidad la expansión de estos principalmente es favorecida por la globalización e interconexión entre todas las poblaciones humanas (Semenza et al., 2016).

Nos centraremos en la variación de la distribución de dos especies del género Aedes, en concreto el mosquito de la fiebre amarilla (Aedes aegypti L., 1762) y el mosquito tigre (Aedes albopictus Skuse, 1895) que son vectores transmisores de enfermedades como el dengue, la fiebre amarilla, la artritis epidémica chicungunya y la fiebre del zika (Petric et al., 2017; Shragai et al., 2017). Estas enfermedades presentan habitualmente un cuadro asintomático o presencia de fiebre durante varios días, sólo el dengue hemorrágico y la fiebre amarilla hemorrágica-hepática grave pueden ser potencialmente mortales, pero ambas en sus fases más avanzadas, afectando a ciertas personas inmunodeprimidas (OMS, 2016a; OMS, 2016b).

Desde los años 90 sabemos que existen poblaciones establecidas de A. albopictus (Figura 1), habiéndose producido epidemias autóctonas de chicungunya y dengue en Francia, Italia y Croacia. El establecimiento de esta especie en Europa se debe a las cálidas temperaturas y a la abundancia de precipitaciones, favoreciendo un ambiente más húmedo, por eso principalmente se localizan en la península itálica, este de la Península Ibérica, sur y este de Francia, Grecia y este del Mar Negro. El resto de las zonas donde no está presente el mosquito tigre o se debe a que no hay datos suficientes para certificar la presencia o a las condiciones ambientales, totalmente opuestas en el este (mayor humedad, pero menor temperatura) y oeste (menor humedad, pero mayor temperatura) europeos.

Observando la figura 2 podemos comprobar que determinadas regiones de Europa reúnen condiciones benignas para el establecimiento de A. aegypti, siendo estas España, Italia y Francia. Todavía no se han encontrado poblaciones residentes permanentemente en el continente algo realmente curioso y a la vez preocupante. Esto nos obliga a realizar un mayor seguimiento de esta especie para evitar que consiga establecerse y aumente el riesgo para la población humana. En esta misma figura vemos que la predicción del porcentaje de hábitat favorable para A. albopictus va en aumento pudiendo colonizar el centro de Europa.

Figura 1

Figura 2

La figura 2 tomaba unas predicciones a corto plazo, pero si hacemos predicciones a largo plazo teniendo en cuenta el cambio climático podremos obtener unos mapas de área climática potencial que permitan hacer estimas de la expansión de estos vectores. Esto se puede observar en la figura 3, con el paso de los años se predice un aumento continuo del área correspondiente al clima que favorece la presencia de individuos de las dos especies del género Aedes. Se puede concluir que España y Portugal serán países que sufrirán en menor medida la presencia de poblaciones de Aedes ya que se espera que el clima torne a condiciones más xéricas (menor precipitación y mayor temperatura) por eso mantienen durante casi 70 años vista la tonalidad azul oscura por gran parte de su territorio. Sin embargo, los países centroeuropeos y los países del sureste europeo poseerán gran parte de su área disponible para que sea colonizado por estos mosquitos, principalmente debido a que con el cambio climático se espera que estos países presenten un clima más oceánico, teniendo elevadas precipitaciones y temperatura elevada.

Figura 3

En cuanto al índice de peligrosidad es reseñable que esperamos que aumente en los territorios donde actualmente encontramos poblaciones de estos mosquitos (Sur de Francia, Italia, Grecia y países del este).

En conclusión, esperamos que con el cambio climático se produzca una expansión altitudinal y latitudinal de estos vectores en Europa, por lo que debemos anticiparnos a estas llegadas y erradicar las poblaciones para evitar epidemias y los elevados gastos médicos asociados, además de las pérdidas humanas. Para ello tenemos la herramienta de la modelización, pero lo más importante es monitorizar todas estas poblaciones a lo largo del tiempo. Haciendo esto podremos actuar con antelación antes de que sea demasiado tarde.

 

Bibliografía:

Brook B.W., Sodhi N.S. & Bradshaw C.J. 2008. Synergies among extinction drivers under global change. Trends in Ecology and Evolution 23(8): 453-460.

Fagúndez J. 2012. Heathlands confronting global change: drivers of biodiversity loss from past to future scenarios. Annals of Botany 111(2): 151-175.

Organización Mundial de la Salud. 2016a. Dengue y dengue grave. Nota informativa. Disponible en: http://www.who.int/mediacentre/factsheets/fs117/es/

Organización Mundial de la Salud. 2016b. Fiebre amarilla. Nota informativa. Disponible en: http://www.who.int/mediacentre/factsheets/fs100/es/

Petric M., Lalic B., Ducheyne E., Djurdjevic V. & Petric D. 2017. Modelling the regional impact of climate change on the suitability of the establishment of the Asian tiger mosquito (Aedes albopictus) in Serbia. Climatic Change 142: 361-374.

Randolph S.E. & Rogers D.J. 2010. The arrival, establishment and spread of exotic diseases: patterns and predictions. Nature Reviews Microbiology 8: 361–71.

Semenza J.C., Rocklöv J., Penttinen P. & Lindgren E. 2016. Observed and projected drivers of emerging infectious diseases in Europe. Annals of the New York Academy of Sciences 1382: 73–83.

Semenza J.C. & Suk J.E. 2018. Vector-borne diseases and climate change: a European perspective. FEMS Microbiology Letters 365(2).

Shragai T., Tesla B., Murdock C. & Harrington L.C. 2017. Zika and chikungunya: mosquito-borne viruses in a changing world. Annals of the New York Academy of Sciences 1399(1): 61-77.

Si desea citar esta entrada empleé el siguiente texto:

Alameda A. 2017.  Cambio climático y el aumento de la incidencia de enfermedades transmitidas por vectores. Proyecto Docente de Divulgación Científica Ecotoxsan. Disponible en: