Polutantes orgánicos persistentes: Los retardantes de llama

 Información preparada por el alumno  MIGUEL BLÁZQUEZ VALLEJO de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.
 

Los retardantes de llama son sustancias que se utilizan para prevenir fuegos; podemos encontrarlos en plásticos de todo tipo, textiles y circuitos eléctricos, entre otros. Un tipo concreto dentro de estas sustancias son los polibromodifenil éteres (PBDEs). Los PBDEs se añaden como aditivos en los polímeros y, al no estar químicamente unidos al plástico o al textil, tienen la capacidad de desprenderse y entrar en los ecosistemas (De Wit, 2002).

Una de las prioridades en relación con estas sustancias es identificar las fuentes de emisión y cuantificar sus emisiones. La presencia de PBDEs en muestras de seres vivos del ártico y su presencia en muestras de aire de Suecia, Reino Unido, los Estados Unidos y Canadá indican que estas sustancias pueden transportarse por el aire a grandes distancias. Su presencia en lodos de depuradora y en las desembocaduras de varios ríos europeos apunta a una liberación desde las viviendas humanas, el tráfico y/o otras fuentes difusas (De Wit, 2002).

Los PBDEs son una causa de preocupación debido a que las mediciones indican que los niveles liberados al medio llevan en aumento desde la década de los 70 y a que muchos de ellos son lipófilos, bioacumulables y están asociados con una serie de efectos adversos: tienen el potencial de inducir problemas de regulación endocrina hepática, tiroidea y provocar inmunotoxicidad. También pueden causar neurotoxicidad si son administrados en un momento crítico del desarrollo cerebral. Son un potencial riesgo no sólo para los ecosistemas, sino también para la salud humana ya que los humanos tomamos estas sustancias no sólo en la dieta, sino también por la exposición a los aparatos electrónicos y los textiles que las contienen, tanto en el entorno laboral como en el doméstico (De Wit, 2002).

Resultados de los estudios sobre los efectos adversos de los PBDEs incluyen:

· En ratones los PBDEs se acumulan en los depósitos grasos, principalmente en el hígado (De Wit, 2002).

· Se han observado cantidades sustanciales de PBDEs en leche materna de ratón, que se incorporaron a los tejidos de las crías con una eficiencia de entre el 30 y el 40%. Lo que es más preocupante, se han detectado estas sustancias en la leche materna humana desde la década de los 90 (De Wit, 2002; Birnbaum y Staskal, 2004).

· En ratas se ha observado que tan solo el 14% de los PBDEs consumidos se excreta, permaneciendo el resto retenido en el cuerpo, principalmente en tejidos adiposos (De Wit, 2002).

· Algunos PBDEs son análogos de la tiroxina (T4), y pueden competir con ella llegando a causar problemas en la función tiroidea, tanto en humanos como en otros animales. Se ha observado que los casos de hipotiroidismo son más frecuentes entre los trabajadores que producen los PBDEs que entre otros sectores (De Wit, 2002).

· En estudios in vitro algunos PBDEs pueden inhibir la actividad estrógeno sulfotransferasa, provocando un efecto estrogénico (Birnbaum y Staskal, 2004).

· Algunos PBDEs inducen un aumento estadísticamente significativo en la tasa de recombinación intragénica en células de mamíferos, lo que puede provocar cáncer (de forma similar a otros contaminantes, como el DDT). Se ha observado que la ingesta de estas sustancias puede causar adenomas y carcinomas en el hígado y en la tiroides en ratones (De Wit, 2002).

· La exposición a algunos PBDEs durante el desarrollo cerebral en ratones puede causar daños a la función motora, a la capacidad de aprendizaje y a la memoria que se agravan con la edad (De Wit, 2002).

· La exposición a PBDEs causó un retraso de la edad reproductora en ratones y redujo el número de crías por camada (Birnbaum y Staskal, 2004).

· Se han detectado altas concentraciones de PBDEs en aves piscívoras, posiblemente como resultado de su bioacumulación y biomagnificación (De Wit, 2002).

· En lucios se observó que estas sustancias se acumulan en el hígado, la vesícula biliar, los riñones, la dermis conjuntival del ojo, el tejido adiposo perivisceral, a lo largo de la columna vertebral e incluso en el cerebro (De Wit, 2002).

· La exposición a algunos PBDEs en fases tempranas del desarrollo de la trucha arcoíris puede aumentar la mortalidad de los individuos (De Wit, 2002).

Por estas razones, los PBDEs fueron prohibidos en el año 2004 por el Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes, firmado por 180 países.

Los efectos de los PBDEs son más severos en los organismos que se encuentran en posiciones elevadas en las redes tróficas, como consecuencia de su bioacumulación y biomagnificación. En un estudio reciente (Lavandier et al., 2016) se detectaron niveles de PBDEs elevados que constituían un riesgo para la salud del delfín de la plata o franciscana (Pontoporia blainvillei), considerado como el cetáceo más amenazado en el suroeste del Atlántico.

En relación con los cetáceos y los niveles de PBDEs, en la revista Quercus de junio del 2015 se publicó un artículo (Alarcón, 2015) que alertaba de que, a pesar de estar prohibidos desde hace más de diez años en el país, los PBDEs siguen estando presentes en el medio ambiente marino español hoy en día: un trabajo coordinado por el CSIC y con la participación del Instituto de Diagnóstico Ambiental y Estudios del Agua y de la asociación CIRCE (especializada en cetáceos) detectó la presencia de PBDEs en tres especies de delfín del Golfo de Cádiz y el Estrecho de Gibraltar. Las concentraciones de PBDEs estaban correlacionadas con el nivel trófico de cada especie, siendo el delfín mular (en la posición más elevada) la especie con mayor concentración de estos contaminantes.

Bibliografía:

Alarcón, D. (2015). Un estudio detecta PBDE en cetáceos de nuestras costas. Quercus 352: 60–61.

Birnbaum, L.S., Staskal, D.F. (2004). Brominated flame retardants: cause for concern? Environmental Health Perspectives 112: 9–17.

De Wit C.A. (2002). An overview of brominated flame retardants in the environment. Chemosphere 46: 583–624.

Lavandier, R., Arêas, J., de Moura, J.F., Taniguchi, S., Montone, R., Siciliano, S., Moreira, I. (2016). PCB and PBDE levels in a highly threatened dolphin species from the Southeastern Brazilian coast. Environmental Pollution 208: 442–449.

La contaminación térmica del agua y los riesgos para la biodiversidad

 Información preparada por el alumno Carlos Cano Barbacil de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica

La contaminación térmica es un tipo de contaminación física que produce un deterioro de la calidad del agua y del aire principalmente como consecuencia de una variación de la temperatura.

La principal causa de la contaminación térmica son los sistemas de refrigeración de las centrales termoeléctricas y nucleares, que emplean agua en grandes cantidades para enfriar su fluido de proceso, y la devuelven con un incremento de temperatura entre 5 y 15ºC (Mihursky, 1970). En Estados Unidos, por ejemplo, el 48% del agua empleada en el año 2000, se destinó a refrigerar plantas termoeléctricas (Turpin, 2004). En menor medida, las aguas residuales urbanas, que suelen estar a una temperatura mayor que la del ambiente, e incluso la eliminación de la vegetación de ribera, que provoca la desaparición de la sombra, pueden generar un aumento de la temperatura del agua.

Esta contaminación acarrea graves problemas sobre todo para la biodiversidad acuática, provocando cambios en la composición y calidad de las aguas. En el caso concreto de la energía nuclear, las emisiones térmicas pueden generar hasta el 90% de los todos daños que sufre un ecosistema acuático de agua dulce (Verones, 2010).

Estos efectos, aunque en muchos casos, difíciles de establecer y predecir, llevan estudiándose desde hace largo tiempo. Ya en los años 60 se sabía que los cambios de temperatura en las aguas, generados por vertidos térmicos, provocaban un aumento en la incidencia de determinadas enfermedades sobre los peces. Un incremento en la temperatura de las aguas estimula la actividad y proliferación bacteriana y parasitaria, mientras que aumenta la susceptibilidad de los peces a sufrir cualquier enfermedad o infección. Este es el caso del parásito Kudoa clupeidae, que infecta al arenque con mayor frecuencia cuando este está sometido a un estrés térmico (Mihursky, 1970).

Los peces y otros organismos acuáticos pueden verse afectados por la falta de oxígeno en el agua, ya que al aumentar la temperatura disminuye la solubilidad de los gases en el agua, alterando su tasa de respiración. Los vertidos térmicos pueden provocar además cambios en la tasa de crecimiento, alimentación, reproducción y desarrollo embrionario, afectando así al ecosistema en su conjunto y a su distribución espacial. Esto provoca, tal y como se ha demostrado en la Bahía Grande de Ilha (Brasil), diferencias significativas entre las comunidades de dos zonas control y otra afectada por vertidos térmicos, donde la riqueza y diversidad de especies de peces es mucho menor (Teixeira, 2009).

Otros efectos conocidos son el blanqueo de la Tridacna gigas o almeja gigante, que convive en simbiosis con las algas unicelulares zooxantelas. Un incremento en la intensidad de la luz y de la temperatura del agua provoca una disminución del número de zooxantelas por unidad de superficie y de su contenido en clorofila (Dubinsky, 1996).

Un efecto similar al anteriormente citado ocurre con la ruptura en la relación simbiótica entre el microalga dinoflagelada Symbiodinium spp. y los corales, pues algunas especies de Symbiodinium son sensibles al aumento de temperatura, generando mayores cantidades de peróxido de hidrógeno (H2O2) y provocando el blanqueamiento del coral (Suggett, 2008).

Se ha probado que tanto la riqueza como la diversidad de especies de foraminíferos está correlacionada negativamente con la contaminación térmica de las aguas (Arieli, 2011).

Un aumento en la temperatura de las aguas puede al mismo tiempo favorecer a poblaciones de determinadas especies, provocando la invasión y colonización de ecosistemas en los que no se encontraban originalmente (Slynko, 2002).

Las soluciones a este problema son complejas, pues pasan principalmente por reducir el uso de la energía nuclear y de las plantas termoeléctricas, apostando por energías renovables como la eólica, o la solar para generar electricidad. Otra forma de reducir el problema, aunque sin eliminarlo plenamente, es implementar condensadores con mayores eficiencias que permitan reducir el caudal de agua de refrigeración empleada. En la actualidad, la mayoría de centrales cuentan con una torre de evaporación con la que se consigue reducir en parte la temperatura del agua mediante la cesión de calor latente de vaporización; sin embargo esto acarrea otra serie de problemas asociados como la concentración de sales y la modificación de las propiedades físico-químicas del agua.

Como se ha comprobado, la contaminación térmica puede provocar severos daños sobre las diferentes poblaciones y comunidades de los ecosistemas tanto marinos como dulceacuícloas.

BIBLIOGRAFÍA

Arieli, R. N. et al. (2011). The effect of thermal pollution on benthic foraminiferal assemblages in the Mediterranean shorface adjacent to Hadera power plant (Israel). Marine Pollution Bulletin 62: 1000-1002.

Dubinsky, Z. et al. (1996). Marine pollution and coral reefs. Global Change Biology 2:511-526.

Mihursky, J. A. et al. (1970). Thermal pollution, aquaculture and pathobiology in aquatic systems. Journal of Wildlife Diseases 6: 347-355.

Slynko, Y. V. et al. (2002). The Caspian-Volga-Baltic invasion corridor. Invasive Aquatic Species of Europe: 399-411.

Suggett, D. J. et al. (2008). Photosynthesis and production of hydrogen peroxide by Symbiodinium (Pyrrhophyta) phylotypes with different thermal tolerances. Journal of phycology 44: 948-956.

Teixeira, T. P. et al. (2009). Effects of a nuclear power plant thermal discharge on habitat complexity and fish community structure in Ilha Grande Bay, Brazil. Marine Environmental Research 68: 188-195.

Turpin, J.R. (2004). A solution for thermal pollution. Engineered Systems: 44-50.

Verones, F et al. (2010). Characterization factors for thermal pollution in freshwater aquatic environments. Environmental Science & Technology 44: 9364-9369.

DDT y sus efectos ecofisiológicos

Información preparada por el alumno Víctor Ortega Horcajo  de la asignatura de Contaminación Ambiental y Biodiversidad del Máster Oficial en Técnicas de Caracterización y Conservación de la Diversidad Biológica.
 

 

Sin duda, una de las sustancias más populares pero también controvertidas de los últimos años es el dicloro difenil tricloroetano más conocido como DDT. Se trata de un organoclorado – concretamente 1,1,1-tricloro-2,2-bis(4-clorofenil)-etano (Fig. 1) – usado como pesticida principalmente en el siglo XX ya que actualmente su uso está prohibido. El DDT se utilizó para controlar plagas agrícolas y forestales casi desde su descubrimiento. Era muy efectivo contra una variedad grande de insectos. Pero los compuestos organoclorados constituyen uno de los grupos más peligrosos de plaguicidas, presentan una baja solubilidad en agua y alta solubilidad en la mayoría de los disolventes orgánicos, baja presión de vapor, elevada estabilidad química y alta resistencia al ataque de microorganismos. La bioacumulación, biomagnificación y persistencia en el medio son las principales amenazas que presenta el uso del DDT, además del fácil acceso a sistemas acuáticos y movilidad en la cadena trófica.

 

Figurformula-ddta 1. Estructura química del 1,1,1-tricloro-2,2-bis(4-clorofenil)-etano o DDT.

 

 

No sólo eso, el DDT se encuentra en la lista de sustancias conocidas como disruptores endocrinos. Son sustancias químicas capaces de alterar el equilibrio hormonal y la regulación del desarrollo embrionario y, por tanto, con capacidad de provocar efectos adversos sobre la salud de un organismo y/o de su progenie. Afectan directamente al sistema endocrino de animales pero también de humanos; incluyendo daños al sistema reproductor e inmunitario y cánceres en órganos hormono-dependientes entre otros. Los mecanismos  de acción son muy variados:  mimetizar la acción de las hormonas, antagonizar la acción de las hormonas, alterar su patrón de síntesis y metabolismo, y modular los niveles de los receptores correspondientes.

En cultivos de laboratorio del fitoplancton íntegro desde el Mar Caspio al Mediterráneo, el DDT a una concentración de 1 ppb redujo la producción primaria hasta un 50%. Los peces marinos parecieron ser muy sensibles al DDT: su LC50 a 96 horas varía de 0,4 a 0,89 µg/l. Los moluscos bivalvos, con su habilidad para concentrar plaguicidas organoclorados, sin llegar a ser un peligro para ellos tienen un LC50 a 96 horas mayor de 10 mg/l.

En aves también se ha visto un impacto negativo muy importante del DDT sobre ciertas poblaciones de aves urbanas (“La Primavera Silenciosa” de Rachel Carson). El DDT fue usado de forma masiva para combatir la enfermedad de la Grafiosis del Olmo en Europa produciendo altos niveles de bioacumulación en otras especies de lombrices de tierra de las cuales se alimentaban aquellas aves (principalmente se detectó en petirrojos y otras aves cantoras). Estos recibían dosis letales por la ingesta de la sustancia tóxica presente en las lombrices y se detectó una alta mortalidad (Fry, 1995). En especies acuáticas como los somormujos (Podiceps sp.) y rapaces (Fig. 2 y 3) se han detectado efectos sobre el embrión que incluyen mortalidad, reducida tasa de eclosión, fracaso de los pollos en su desarrollo (Síndrome debilitante), problemas en el desarrollo y diferenciación del sistema reproductivo y nervioso, etc. El rango de efectos sobre los adultos de dichas aves cubre mortalidad, estrés subletal, fertilidad reducida, supresión de la formación del huevo, menor espesor en la cáscara de huevo, déficits en la incubación y trastorno en la crianza de pollos (Revisión de Fry, 1995).

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Figura 2. Rapaces como el águila real (izquierda), aves urbanas como el petirrojo (centro) o aves acuáticas como el somormujo lavanco (derecha) son especies que, según estudios recientes, sufren las consecuencias de la bioacumulación y biomagnificación del DDT en el medio.

Los efectos sobre la salud humana son similares a los ya mencionados, atacan al sistema nervioso y provocan trastornos en la reproducción y desarrollo fetal.  Puede actuar durante la etapa prenatal como antagonista del embarazo incrementando el riesgo de parto prematuro y como feto tóxico alterando el desarrollo del sistema nervioso central y por consiguiente el desarrollo neuroconductual en la vida extrauterina. Existen también efectos adversos sobre la función testicular: disminución del contaje espermático, del volumen del semen y de la motilidad de los espermatozoides, así como, un aumento en el porcentaje de formas alteradas (Torres-Sánchez et al., 2007).

Curiosamente, las Islas Canarias tienen una de las cifras más altas de incidencia y mortalidad por cáncer de mama. Especialmente en Gran Canaria la situación es muy preocupante. Esto puede estar relacionado con altos niveles de DDT y metabolitos secundarios registrados en el medio (Zumbado et al., 2003).

En definitiva, el DDT tiene un amplio rango de acción y afecta de forma indirecta sobre aves, peces, reptiles, etc. Produciendo unos daños muy evidentes y de alto riesgo para la salud y conservación de fauna pues afecta, como hemos visto, a la reproducción y al sistema nervioso. A pesar de que se ha prohibido su uso, es conveniente saber que aún hoy en día puede estar presente debido a la bioacumulación y biomagnificación en distintos organismos. Debemos saber que aún podemos estar expuestos a dicho contaminante. Para hacer frente a este riesgo deberemos incidir en la prevención y evitar el riesgo eliminando o disminuyendo el uso de sustancias similares. Por otra parte, la dispersión de estos contaminantes en el medio ambiente a través de plaguicidas y fertilizantes está ocasionando problemas en la fauna y deja una herencia tóxica a las futuras generaciones. Para proteger el medio ambiente y la salud humana es necesario eliminar estas sustancias o sustituirlas por otras menos tóxicas.

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Figura 3. En buitres europeos también se han detectado efectos negativos del DDT y otros organoclorados.

 

Referencias bibliográficas

Ana L. F. A. Andrade-Ribeiro, Aldo Pacheco-Ferreira, Cynara L. Nóbrega da Cunha, Ana S. Mendes Kling. Disruptores endocrinos: potencial problema para la salud pública y medio ambiente. Rev Biomed, 2006; 17:146-150.

Fry D.M., Reproductive effects in birds exposed to pesticides and industrial chemicals. Environ Health, 1995. Perspect 103(Suppl7):165-171.

Torres-Sánchez L., López-Carrillo L. Human health effects and p,p’-DDE and p,p’-DDT exposure. The case of Mexico. Ciencia & Saude Coletiva, 2007 – SciELO Brasil.

Zumbado M, Álvarez EE, Luzardo OP, Sierra L, Cabrera F., Domínguez-Boada, L. Exposición inadvertida a plaguicidas organoclorados (DDT y DDE) en la población de las Islas Canarias. Ecosistemas, 2003; 1:1-8.

Texto y fotografías por Víctor Ortega Horcajo.

Environmental Factor – February 2016: Microbiome and environmental health highlighted at workshop

Nuestro microbioma está constituido por millones de microorganismos que incluyen bacterias, levaduras y hongos e incluso gusanos. Un verdadero ecosistema que nos ayuda a digerir y asimilar nutrientes, a entrenar nuestro sistema inmune, a regular nuestra tensión arterial, a mantener una piel sana.  Y aún no sabemos más que una pequeña parte ya que, de hecho, el concepto de microbioma acaba de definirse como un concepto complejo que integra la ecología microbiana con la fisiología y la salud humana. Ramas muy alejadas y profesionales que apenas han instalado tradicionalmente pero realmente apasionante.

http://www.niehs.nih.gov/news/newsletter/2016/2/science-highlights/microbiome/index.htm

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