manuscrito final

RELACIÓN DE CONCENTRACIONES RESIDUALES DE UNA MEZCLA
DE PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS Y POLICLOROBIFENILOS
CON LA CONCENTRACIÓN DE HORMONAS SEXUALES DE DOS
POBLACIONES DE Crocodylus moreletii.
TESIS QUE PRESENTA BIÓL. MAURICIO GONZÁLEZ JÁUREGUI
PARA OBTENER EL GRADO DE MAESTRO EN CIENCIAS
MANEJO DE FAUNA SILVESTRE
Xalapa, Veracruz, México 2008
Aprobación final del documento final de tesis de grado:
“RELACIÓN DE CONCENTRACIONES RESIDUALES DE UNA MEZCLA DE
PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS Y POLICLOROBIFENILOS CON LA
CONCENTRACIÓN DE HORMONAS SEXUALES DE DOS POBLACIONES DE
Crocodylus moreletii”.
Director :
Dra. Carolina Valdespino Quevedo
________________________
Comité Tutorial:
M.C. Gustavo Aguirre León
________________________
Dr. Jaime Rendón von Osten
________________________
Dr. Arturo Salame Méndez
________________________
Dra. Eugenia Judith Olguín Palacios
________________________
Jurado:
Agradecimientos
Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología y al Instituto de Ecología A.C. por la
oportunidad y la beca otorgada para la realización de los estudios de Maestría y el
apoyo para la realización del trabajo de campo.
Al Laboratorio de Contaminación e Impacto Ambiental del Centro de EPOMEX
por el apoyo en el análisis de contaminantes organoclorados y al Laboratorio de
Endocrinología Reproductiva de la UAM-Iztapalapa por el apoyo en el análisis de
muestras de plasma.
Al Centro de Estudios Tecnológicos del Mar 02, por las facilidades para el
manejo y toma de muestras de sus cocodrilos en cautiverio.
A mi Comité Tutorial, Dra. Carolina Valdespino Quevedo por su Dirección y
apoyo todo el tiempo; Al M.C. Gustavo Aguirre León por sus atinados comentarios; y en
especial al Dr. Jaime Rendón von Osten por todo el apoyo y ayuda prestada a la
realización de este trabajo.
Al Dr. Arturo Salame Méndez y a la Dra. Eugenia Olguín Palacios, por sus
atinados comentarios y su participación como jurados de esta tesis.
A mis amigos y compañeros de campaña; Javier Omar Gómez, Sergio Padilla y
Ernesto Perera, que sin su ayuda no hubiera sido posible realizar esta tesis.
A mis grades amigos: Adriana, Alejandra, Armando, Carlos, César, Cinthya,
Dulce, Lalo, Laura, Miguel, Natalia, Negro, Paco, Ramón y todos aquellos que ocupan
un lugar importante en mi vida.
Y en especial a mi familia, que siempre me han apoyado en todo.
A mis Padres Guadalupe y Raúl
A Alejandra, Daniel y Diego
A Arlyn y Sofia
DECLARACIÓN
Excepto cuando es explícitamente indicado en el texto, el trabajo de
investigación contenido en esta tesis fue efectuado por el Biól. Mauricio González
Jáuregui como estudiante de la Maestría en Ciencias en Manejo de Fauna Silvestre
entre septiembre de 2004 y agosto del 2008, bajo la supervisión de la Dra. Carolina
Valdespino Quevedo.
Las investigaciones reportadas en esta tesis no han sido utilizadas anteriormente
para obtener otros grados académicos, ni serán utilizadas para tales fines en el futuro.
Candidato:
_____________________________
Director de tesis:
_____________________________
CONTENIDO
Lista de Cuadros ................................................................................................. 8
Lista de Figuras .................................................................................................. 9
Resumen ............................................................................................................ 10
1.
Introducción ............................................................................................. 11
1.1 POCs México. ............................................................................................ 13
1.2 Dispersión de POCs y PCBs. .................................................................... 14
1.2.1 Dispersión Regional. ........................................................................... 14
1.2.2 Dispersión Global. ............................................................................... 17
1.3 Efectos Secundarios de POCs y PCBs...................................................... 18
1.4 Desorganizadores Endocrinos y Cocodrilos. ............................................. 21
1.5 Hormonas Esteroides Sexuales................................................................. 22
1.5.1 Andrógenos. ........................................................................................ 24
1.5.2 Estrógenos. ......................................................................................... 24
1.5.3 Comportamiento y Esteroides Sexuales. ............................................. 25
1.6 Cocodrilo de Pantano. ............................................................................... 26
1.6.1 Distribución. ......................................................................................... 26
1.6.3 Descripción Física. .............................................................................. 28
1.6.4 Reproducción. ..................................................................................... 28
1.6.5 Dispersión............................................................................................ 29
1.6.6 Hormonas en Cocodrilos. .................................................................... 29
1.6.7 POCs en C. moreletii. .......................................................................... 30
2.
Objetivos .................................................................................................. 33
2.1 General. ..................................................................................................... 33
2.2 Específicos. ............................................................................................... 33
3.
Hipótesis ................................................................................................... 34
4.
Métodos .................................................................................................... 35
4.1 Áreas de estudio. ....................................................................................... 35
4.2 Colecta de muestras. ................................................................................. 37
4.2.1 Sedimentos.......................................................................................... 37
4.2.2 Cocodrilos............................................................................................ 38
4.2.2.1 Cocodrilos Silvestres. .................................................................... 38
4.2.2.2 Cocodrilos de Criadero.................................................................. 40
4.3 Análisis de muestras. ................................................................................. 40
4.3.1 POCs y PCBs en Sedimento. .............................................................. 40
4.3.2 POCs y PCBs en Tejido Graso............................................................ 41
4.3.3 Hormonas Esteroides. ......................................................................... 42
4.4 Análisis de Datos. ...................................................................................... 43
4.4.1 POCs y PCBs en Sedimento. .............................................................. 43
4.4.2 POCs y PCBs en Tejido Graso............................................................ 44
4.4.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos........................... 44
6
4.4.4 Hormonas Esteroides. ......................................................................... 44
4.4.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos. ............................................ 45
5.
Resultados................................................................................................ 46
5.1 POCs y PCBs en Sedimento. .................................................................... 46
5.2 POCs y PCBs en Cocodrilos. .................................................................... 48
5.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos. ................................ 51
5.4 Hormonas Esteroides. ............................................................................... 52
5.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos. .................................................. 55
5.5.1 Machos. ............................................................................................... 55
5.5.2 Hembras. ............................................................................................. 57
6.
Discusión .................................................................................................. 59
6.1 POCs y PCBs en Sedimentos. .................................................................. 59
6.2 POCs y PCBs en Cocodrilos. .................................................................... 61
6.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos. ................................ 64
6.4 Hormonas Esteroides. ............................................................................... 66
6.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos. .................................................. 68
7.
Conclusiones ........................................................................................... 72
8.
Literatura Citada ...................................................................................... 74
7
Lista de Cuadros
Cuadro 1 Clasificación de algunos contaminantes en cuatro categorías de acuerdo a su
movilidad en función del coeficiente de partición aire-octanol, presión de
vapor y la temperatura de condensación. Modificado de Wania y Mackay
(1996). .......................................................................................................... 18
Cuadro 2 Concentraciones promedio de plaguicidas (ng/ml) registrados en suero de A.
mississippiensis juveniles en el lago Apopka, Florida (Guillette et al., 1999a).
...................................................................................................................... 22
Cuadro 3 Relación de POCs y PCBs cuantificados en este estudio, agrupados por
características químicas. .............................................................................. 43
Cuadro 4 Sumatorias de las concentraciones (ppm de peso seco) de POCs y PCBs
detectados en sedimentos de Río Champotón y los Petenes ( N.D.= no
detectado). .................................................................................................... 46
Cuadro 5 Número total de individuos capturados durante el estudio. .......................... 49
Cuadro 6 Sumatorias de las concentraciones (ppm de tejido graso) de los POCs y
PCBs detectados en tejido graso de C. moreletii (N.D.= no detectado,
Champ=Río Champotón, Pet=Los Petenes, Cet=CETMar 02)..................... 50
8
Lista de Figuras
Figura 1 Transporte y distribución regional de plaguicidas en las cuatro principales
compartimientos agua, tierra, aire y biota. Modificado de Majewski y Capel
(1995). ........................................................................................................ 15
Figura 2 Distribución de Crocodylus moreletii, en los estados de la costa del Golfo de
México y el Caribe, Belice y Norte de Guatemala. ..................................... 27
Figura 3 Áreas de estudio, (a) Región de los Petenes, (b) Río Champotón. ............ 36
Figura 4 Concentraciones medias de POCs y PCBs en sedimento de Río
Champotón y los Petenes........................................................................... 48
Figura 5 Concentraciones medias (ppm) de POCs y PCBs en tejido graso de C.
moreletii. ..................................................................................................... 51
Figura 6 Concentraciones bioacumuladas medias de POCs y PCBs por sexo. Barras:
error estándar. ............................................................................................ 53
Figura 7 Concentraciones medias de testosterona (ng/mL) y error estándar por sexo.
................................................................................................................... 54
Figura 8 Concentraciones promedio de testosterona (ng/mL) y error estándar por
etapa reproductora y grado de madurez a) machos, b) hembras. ............. 54
Figura 9 Concentraciones medias de estradiol (pg/mL) y error estándar por sexo. . 54
Figura 10 Concentraciones medias de estradiol (ng/mL) y error estándar por etapa
reproductora y grado de madurez a) machos, b) hembras. ....................... 55
Figura 11 Concentración media de testosterona (escala logarítmica) según grado de
madurez una vez anulado el efecto de los POCs y los PCBs. Barras:
Intervalo de confianza (0.95). ..................................................................... 56
Figura 12 Concentración media de estradiol (escala logarítmica) según el grado de
madurez una vez anulado el efecto de los ΣHCHs Barras: Intervalo de
confianza (0.95). ......................................................................................... 57
9
Resumen
Se cuantificaron residuos de algunos plaguicidas organoclorados (POCs) y
policlorobifenilos (PCBs) en 22 muestras de sedimento de un sitio conservado, la región de
los Petenes y un sitio transformado, el Rio Champotón en Campeche, México. Se
cuantificaron también en tejido graso de 37 individuos de Crocodylus moreletii que habitan
en estos sitios y en un criadero en la Ciudad de Campeche. Los sedimentos presentaron
los POCs siguientes: ΣHCH (6.01 ppm), Σdrines (0.56 ppm), Σheptacloros (0.09 ppm),
Σendosulfanes (0.19 ppm), ΣDDTs (0.37 ppm) y ΣPCBs (0.89 ppm), Las concentraciones
de ΣHCHs fueron mayores en Nortes y las de Σheptacloros en secas. Para los ΣPCBs, las
concentraciones mayores se registraron en el Río Champotón. En el tejido graso de los
cocodrilos se determinaron ΣHCH (0.12 ppm), Σdrines (0.09 ppm), Σendosulfanes (0.02
ppm), ΣDDTs (0.14 ppm) y ΣPCBs (0.16 ppm) sin encontrarse relación con la concentración
de estos compuestos en sedimentos. Las concentraciones medidas no difirieron entre
sexos. Contrario a lo que se pensaba, los cocodrilos del criadero presentan PCBs
bioacumulados.
La concentración promedio de estradiol en plasma de C. moreletii fue de 30.7 pg/mL
para las hembras y 29.35 pg/mL para los machos. La de testosterona fue de 0.876 ng/mL
para las hembras y 2.419 ng/mL para los machos, difiriendo significativamente así como
entre machos juveniles y adultos. Mientras que en las hembras, la testosterona covarió con
los ΣPCBs y el estradiol con los ΣHCHs, en los machos, la testosterona no covarió con
ninguno de los POCs ni con los ΣPCBs, y el estradiol solo lo hizo marginalmente con los
ΣHCHs y los Σdrines.
Nuestros resultados indican que tanto la zona conservada (los Petenes) como la
transformada (Río Champotón) contienen POCs y PCBs acumulados en los sedimentos,
aunque las concentraciones son mayores en la zona transformada para algunos de ellos.
Las mediciones de contaminantes en sedimento no permiten determinar cuál población de
cocodrilos se encuentra en un mayor riesgo, debido a varias razones: 1) la porción en
sedimento no está disponible para ser consumida por los cocodrilos; 2) las concentraciones
en sedimento cambian a través del año mientras que las de los cocodrilos son la suma de
su historia de vida y 3) es posible que las hembras desechen algunos contaminantes
previamente bioacumulados durante la reproducción.
10
1. Introducción
Los plaguicidas organoclorados (POCs) y los Policlorobifenilos (PCBs) son
compuestos químicos complejos con esqueletos de carbono e hidrógeno y la presencia
de radicales de cloro que, por sus propiedades físico-químicas, tienen una gran
persistencia en el ambiente, resistiendo la degradación química, biológica (por
microorganismos) o fotolítica (Wu et al., 2000a; Lintelmann et al., 2003). Los POCs y los
PCBs son compuestos liposolubles, lo que les confiere la característica de ser
bioacumulables en los tejidos de seres vivos, transitando por la trama trófica sin
eliminarse y generando un efecto de biomagnificación en los niveles tróficos más altos
(Delany et al., 1988; Wu et al., 2000b; Lintelmann et al., 2003; Gordon et al., 2004).
Desde 1995, el Programa de Medio Ambiente de las Naciones Unidas determinó
un grupo de Compuestos Orgánicos Persistentes (COPs) prioritarios y los denominó la
“docena sucia”. Este grupo de compuestos incluyen ocho plaguicidas: aldrín, clordano,
DDT, dieldrín, endrín, heptacloro, mirex y toxafeno; dos compuestos químicos
industriales: policrorobifenilos (PCBs) y hexaclorobenceno (HCB); y dos subproductos
de producción no intencional: dioxinas y furanos.
Los POCs, que incluyen el hexaclorobenceno, dicloro-difenil-tricloroetano (DDT)
y sus metabolitos, aldrín, dieldrín, clordano, heptacloro, toxafeno y mirex, fueron usados
para el control de fauna nociva en la agricultura y de vectores de enfermedades tales
como el paludismo, la malaria y el dengue; extendiéndose su uso rápidamente por todo
el planeta a partir de la Segunda Guerra Mundial (Myers et al., 2003).
11
Por su parte, los PCBs son producto de actividades industriales que por sus
propiedades de fluidos aislantes y no inflamables, han sido usados ampliamente en
transformadores y capacitores eléctricos, balastros de lámparas fluorescentes, líquidos
para intercambio de temperaturas, tintas de impresión, fluidos hidráulicos, pinturas
marinas y papel carbón desde la década de 1940 (ATSDR, 2000; UNEP, 2002).
Muchos de estos compuestos fueron desarrollados específicamente para
bloquear el funcionamiento de plantas y animales indeseables, y algunos de ellos han
tenido consecuencias fisiológicas no previstas en especies para las cuales no fueron
elaborados (Propper, 2005). La detección de estos efectos deletéreos sobre la salud del
hombre y de la fauna en países desarrollados ocurrió ya en la década de los 40s
(Carson, 1962) y resultó en la prohibición del uso de estos compuestos (Risebrough et
al., 1968). Sin embargo, a pesar de esta prohibición, los compuestos organoclorados se
siguen detectando en tejidos animales de todos los niveles tróficos tales como los
mejillones pardos (Perna perna) (Sokolowski et al., 2004), tortugas marinas (Caretta
caretta) (Keller et al., 2004), delfines manchados (Stenella attenuate) (Liu et al., 2003) y
osos polares (Ursus maritimus) (Oskam et al., 2004) sin que se tenga una clara medida
del grado de afectación en poblaciones naturales (Delany et al., 1988; Skaare et al.,
1991; Gordon et al., 2004; Keller et al., 2004). Los efectos de estos compuestos sobre
la fisiología y la adecuación de los individuos, así como la dinámica de las poblaciones,
y el funcionamiento último de los ecosistemas, aún no se conocen de manera detallada
(Propper, 2005).
12
1.1 POCs México.
En los países tropicales, enormes cantidades de sustancias químicas son usadas
rutinariamente en la agricultura, la minería, el almacenamiento de cosechas y el control
de vectores de enfermedades (Lacher y Goldstein, 1997), a tasas similares o incluso
mayores que las de países desarrollados (Castillo y Ruepert, 1997). Mientras que en los
países industrializados se imponen restricciones en el uso de plaguicidas, las
regulaciones en la producción, distribución, aplicación y desecho de estos químicos en
los trópicos no está formalmente legislado o no es adecuadamente vigilado (Wu et al.,
2000b). Además, muchos plaguicidas prohibidos en países industrializados aún están
disponibles sin restricción en los trópicos y siguen siendo usados sin un control
apropiado (Wania y Mackay, 1996; Wu et al., 2000b).
En México se desconocen los volúmenes exactos de POCs que se han aplicado,
pero hasta antes de 1989, los principales plaguicidas que se utilizaban con fines
agrícolas incluían al aldrín (1,000 t/año), el endrín (15,000 t/año), el dieldrín (en
cantidades variables), el lindano (80 t/año) y el DDT (200 t/año) (Botello et al., 1996).
En 1992 se programó la aplicación de 100,000 kg de DDT para el control de
vectores de enfermedades como el paludismo. Veinticinco por ciento de esta cantidad
se aplicó en el estado de Campeche (Benitez y Bárcenas, 1996).
En cuanto a los PCBs se sabe que en 1995 existían en México 12,400 toneladas
de estos compuestos y para el 2001 se habían exportado 8,361 toneladas de PCBs
para ser destruidos en Alemania, España y Estados Unidos (UNEP, 2002).
13
1.2 Dispersión de POCs y PCBs.
A pesar de la prohibición del uso de POCs en un gran número de países, estos
compuestos siguen siendo detectados alrededor del mundo, incluso en regiones
remotas en donde nunca fueron usados. Debido a sus características físico-químicas,
estos compuestos pueden viajar miles de kilómetros desde el punto en que fueron
liberados a través del aire, el agua o la biota (Majewski y Capel, 1995; Wania y Mackay,
1996). Por lo tanto, en un ecosistema en el cual existe una serie de rutas
interconectadas,
los
contaminantes
se
mueven
entre
cuatro
principales
compartimientos: aire, agua, suelo y biota, de manera que una descarga de
contaminantes en cualquier compartimiento resulta en la contaminación de los demás
(Burton, 2002).
1.2.1 Dispersión Regional.
El movimiento de los POCs y PCBs a nivel regional está dado por el transporte
de compuestos volatilizados a través de las corrientes de aire, también pueden ser
depositados sobre el suelo o los cuerpos de agua por la precipitación pluvial que los
arrastra desde la atmósfera. Otra vía por la cual los POCs y PCBs pueden trasladarse a
través de los ecosistemas es por medio de las escorrentías que erosionan los suelos de
campos de cultivo, zonas industriales y urbanas, o pueden ser consumidos y
bioacumulados por la biota (Majewski y Capel, 1995).
Sin embargo, el transporte de estos compuestos se encuentra fuertemente ligado
al movimiento de los sedimentos (Ongley, 1997). Los sedimentos son materiales
depositados en el fondo de los cuerpos de agua como producto de la denudación de
14
tierra firme y son un compartimento ambiental que funciona como reservorio o depósito
de diversos compuestos (Figura 1).
La contribución de los sedimentos como reservorio y medio de transporte de
POCs y PCBs
está vinculada al tamaño de las partículas que lo componen y al
volumen de materia orgánica que contienen (Meyers, 1997; Ongley, 1997).
Figura 1 Transporte y distribución regional de plaguicidas en las cuatro
principales compartimientos agua, tierra, aire y biota. Modificado de
Majewski y Capel (1995).
Para la materia orgánica su capacidad de reservorio se liga a sus propiedades
adsorbentes. Con la materia orgánica los plaguicidas como los PCBs se mueven a
través de las cuencas por medio del transporte eólico o la escorrentía (Kordel et al.,
1997). Estos movimientos consisten en lo siguiente: el material particulado de la
15
superficie terrestre es arrastrado por los movimientos de agua a manera de manto
(escorrentías difusas) o en una serie de corrientes menores que origina cárcavas
(escorrentías concentradas) que drenan hacia el cuerpo de agua principal de la cuenca.
La acumulación de materia orgánica y, por ende, de compuestos orgánicos
persistentes, son función de las características propias de cada sistema. Por ejemplo,
en un bosque de manglar en el que se acumulan grandes cantidades de materia
orgánica (producidas localmente o aportadas por ecosistemas vecinos), el potencial de
acumulación de POCs y PCBs es alto; mientras que en ríos caudalosos, en los cuales
los sedimentos son arrastrados hasta el mar, el potencial de retener y almacenar estos
compuestos es reducido.
Los POCs y PCBs acumulados en la materia orgánica del sedimento se
encuentran a disposición (biodisponibilidad) de los organismos detritívoros, los cuales
los introducen a la trama trófica, constituyendo otro medio de dispersión y trasporte de
los POCs y PCBs (Figura 1).
Debido a que pasan sin degradarse por cada nivel de la trama trófica (lo que se
conoce como bioacumulación), estos compuestos se encuentran almacenados en
concentraciones cada vez mayores, siendo los depredadores tope como osos,
cocodrilos y aves de rapiña, los que registran las mayores concentraciones de estos
compuestos (Campbell, 2003; Ashpole et al., 2004; Sepúlveda et al., 2004; Sokolowski
et al., 2004; Sakellarides et al., 2006).
Las aves que dependen de los humedales, por ejemplo, son susceptibles a la
bioacumulación de contaminantes vía el alimento, ya que su dieta es amplia e incluye
vertebrados e invertebrados (Sakellarides et al., 2006). Al ser depredadores tope
16
usualmente registran concentraciones relativamente altas de POCs y PCBs (Liu et al.,
2003; Muñoz Cifuentes et al., 2003).
El movimiento de estas aves entre ecosistemas (manglares, pantanos, islas,
playas y lagunas costeras) involucra el traslado de los contaminantes bioacumulados de
un ecosistema a otro.
1.2.2 Dispersión Global.
Debido a que los POCs y los PCBs son compuestos semi-volátiles pueden viajar
grandes distancias por medio de las corrientes de aire que los arrastran, los depositan
en el suelo y los vuelven a volatilizar de tal modo que pueden afectar sitios distantes del
lugar donde se emitieron (EPA, 2002).
Los POCs y PCBs pueden volatilizarse y depositarse en ciclos entre el aire, agua
y suelos a temperatura ambiente. Los compuestos con mayor volatilidad y peso
molecular bajo tienden a permanecer en el aire y migrar rápidamente hasta los polos.
Los POCs y PCBs con menores coeficientes de volatilidad tienden a separarse e ir
viajando en pequeños ciclos, acumularse en agua, suelo o vegetación próximos al sitio
de descarga. Este proceso es análogo a una separación cromatográfica en la que
compuestos con diferentes volatilidades, migran a diferentes distancias y velocidades
(Wania y Mackay, 1996).
La distancia, tiempo y velocidad de migración de estos compuestos depende de
sus características fisicoquímicas, principalmente de su volatilidad (Cuadro 1). La forma
de expresar la volatilidad de un compuesto es mediante la constante de Henry, la cual
considera la presión de vapor, la solubilidad en agua, el peso molecular de cada
17
compuesto y el coeficiente de partición octanol-agua, que es una medida de cómo una
sustancia química puede distribuirse en dos solventes inmiscibles (Majewski y Capel,
1995; Wania y Mackay, 1996).
Cuadro 1 Clasificación de algunos contaminantes en cuatro categorías de
acuerdo a su movilidad en función del coeficiente de partición aire-octanol,
presión de vapor y la temperatura de condensación. Modificado de Wania y
Mackay (1996).
Relativamente
baja movilidad
Baja movilidad
Log coeficiente de
partición aire-octanol
(K0A)
Log Presión de vapor
(PL)
Temperatura de
condensación (TC)
Clorobencenos
PCBs
Plaguicidas
Organoclorados
Relativamente
alta movilidad
alta movilidad
10
8
6
-4
-2
0
30°C
-10°C
-50°C
8 a 10 Cl
4 a 8 Cl
5 a 6 Cl
1 a 4 Cl
mirex
DDTs, clordanos
HCHs, dieldrin
0 a 4 Cl
0 a 1 Cl
De acuerdo con Wania y Mackay (1996) los POCs y los PCBs viajan grandes
distancias y sugieren que los compuestos de moléculas relativamente poco complejas,
como los HCHs, pueden alcanzar y depositarse en latitudes polares, mientras que
aquellos compuestos con moléculas más complejas, como el DDT, tienden a
acumularse en latitudes menores. Compuestos de moléculas aún más complejas como
el mirex y los PCBs de más de 8 radicales cloro tienden a permanecer y acumularse
cerca de la fuente de liberación.
1.3 Efectos Secundarios de POCs y PCBs.
Como se mencionó antes, los POCs y los PCBs se han relacionado con efectos
negativos en una gran variedad de especies pertenecientes prácticamente a todos los
niveles tróficos y grupos de vertebrados (Propper, 2005).
18
La exposición por períodos breves a concentraciones altas de plaguicidas puede
causar enfermedad o muerte. Son casos conocidos los de peces muertos por residuos
de plaguicidas acarreados a estanques, arroyos y ríos por la corriente superficial; otro
ejemplo es el de aves muertas por alimentarse de cultivos o insectos tratados con
plaguicidas e incluso por el consumo directo de gránulos (pellets) de estos (Whitford et
al., 1994). Los efectos de este tipo de envenenamiento son principalmente
neurotóxicos, ocurren durante un tiempo corto, son geográficamente localizados y se
asocian con un plaguicida o una mezcla comercial de éstos. La exposición de fauna
silvestre a plaguicidas por períodos prolongados a concentraciones bajas causa
envenenamiento crónico y su efecto en el ambiente no está aún claramente establecido
(Myers et al., 2003) pero su efecto sobre la reproducción parece ser una constante.
El efecto de los POCs sobre especies de fauna para las que no habían sido
diseñados, se dio a conocer por primera vez hacia finales de la década de 1960 en
aves (Ratcliffe, 1967; Jensen, 1972). Estos reportes indicaban que los censos de
huevos rotos en nidos de halcones (Falco peregrinus), halconcillos (Accipiter nisus) y
águilas (Aguila chrysaetos) mostraban un incremento significativo en su número a partir
de 1950. Asimismo, el cociente peso/tamaño de huevos de aguiluchos y halcones
decreció significativamente entre 1947 y 1950 de manera sincrónica, rápida y amplia en
Inglaterra. Este decremento parecía deberse a una pérdida de carbonato de calcio en el
cascarón que resultaba en la ruptura del huevo al ser empollado.
En un análisis de posibles causas descartaron enfermedades, envejecimiento,
falta de alimento y los factores genéticos debido a lo extenso del problema, tanto
geográficamente como en términos de especies afectadas. Dado que el metabolismo
19
del calcio en aves es controlado por estrógenos, cualquier sustancia que interfiera con
su regulación metabólica podría estar ocasionando el daño. Finalmente, debido a que
existía una relación entre los primeros registros de estos efectos y los años en que se
inició y extendió el uso de PCBs e insecticidas como el p,p’ DDT, el p,p’ DDE, el gamma
HCH, el aldrín, dieldrín y heptacloro, así como de fungicidas y herbicidas conteniendo
cloro, mercurio, fósforo y azufre (Lockie y Ratcliffe, 1964; Moore, 1965; Ratcliffe, 1967),
se determinó que estos compuestos podrían ser los causantes.
A partir de entonces, muchos trabajos han demostrado que los contaminantes
organoclorados afectan numerosas variables reproductoras de la fauna silvestre. Por
ejemplo, en mamíferos se ha reportado que el p,p’-DDE, los PCBs y sus metabolitos se
encuentran relacionados con criptorquidismo en pumas de Florida (Felis concolor coryi)
(Facamire et al., 1995), con la masculinización de hembras de osos polares (Ursus
maritimus) (Wiig et al., 1998), con el decremento de la fecundidad, así como la
implantación fallida de embriones (Reijnders, 1986) y la esterilidad en focas (Helle,
1980) en el Mar de Wadden (Phoca vitulina) y el Báltico (Phoca hispida). En aves se
reporta, por ejemplo, una reducción en la tasa de eclosión del águila cola blanca del
Báltico (Haliaeetus albicilla) (Jensen, 1972; Helander et al., 1982), la formación de
parejas hembra-hembra y el adelgazamiento del cascarón de huevos de gaviota en los
Estados Unidos (Larus occidentalis y L. argentatus (Fry y Toone, 1981). Estos últimos
casos están relacionados principalmente con DDT y PCBs.
Para reptiles se ha encontrado una reducción en las tasas de eclosión, un
incremento de anormalidades en el desarrollo (Bishop et al., 1991) y la feminización en
tortugas (Chelydra serpentina serpentina) (De Solla et al., 1998) también relacionados
20
principalmente con PCBs, DDE y otros compuestos organoclorados. La mayor parte de
estos trabajos se han basado en el análisis de residuos de POCs, PCBs y otros
contaminantes en tejidos, sin embargo, pocos trabajos consideran en sentido integral
las concentraciones ambientales de POCs y PCBs con los efectos de la acumulación de
estos contaminantes en los tejidos (Hopkins, 2006).
Dado que los POCs como los PCBs alteran las concentraciones hormonales, en
particular las concentraciones de estrógenos, y por tanto las variables reproductoras
reguladas por estas hormonas, estos contaminantes pueden tener un efecto a largo
plazo en el tamaño de una población y en su crecimiento (Matter et al., 1998; Guillette
et al., 1999b) .Efecto que ha resultado en la designación de los compuestos orgánicos
persistentes como los POCs y PCBs con el nombre de Desorganizadores Endócrinos,
esto es, una sustancia o mezcla de sustancias exógenas que alteran la función del
sistema endócrino y, consecuentemente, causa efectos adversos en la salud de un
organismo, en su progenie o en su (sub)población (CSTEE, 1999).
1.4 Desorganizadores Endocrinos y Cocodrilos.
El efecto como desorganizador endocrino ha sido ampliamente demostrado en el
caimán americano (Alligator mississippiensis). Para esta especie se han documentado
alteraciones en los sistemas reproductor y endocrino en individuos que habitan lagos
del centro de Florida en Estados Unidos (Facamire et al., 1995; Guillette et al., 1996;
Matter et al., 1998; CSTEE, 1999; Guillette et al., 1999a; Guillette et al., 2000;
Gunderson et al., 2004; Milnes et al., 2004). En el lago Apopka en Florida, una
población de caimanes, expuesta a una mezcla de contaminantes asociados con la
agricultura (insecticidas, herbicidas y fertilizantes); al control de vectores de
21
enfermedades y a productos industriales (PCBs), ha sido estudiada intensamente. En
esta población se ha encontrado un decremento de juveniles de hasta el 90%; un
decremento en la viabilidad de huevos y en la sobrevivencia de crías; y anormalidades
en el desarrollo que incluyen hipospadia, alteración en la síntesis gonádica de
esteroides sexuales; y modificación en las tasas de estrógenos/andrógenos en machos
como en hembras (Gross et al., 1994; Guillette et al., 1994; Woodward y David, 1994;
Guillette et al., 1996; Guillette et al., 1997; Guillette et al., 1999a; Guillette et al., 1999b;
Pickford et al., 2000; Gunderson et al., 2004). En suero de juveniles se han detectado
plaguicidas como el p,p’-DDE, el dieldrín, el endrín, el mirex y el DDT, además de PCBs
(Cuadro 2), los cuales se relacionan con un decremento en la concentración de
testosterona (Guillette et al., 1999a) y un incremento en la concentración de estradiol en
machos (Guillette et al., 1999b). Las hembras, por su parte presentan un decremento en
la concentración tanto de testosterona como de estradiol (Gunderson et al., 2004).
Cuadro 2 Concentraciones promedio de plaguicidas (ng/mL) registrados en suero de A.
mississippiensis juveniles en el lago Apopka, Florida (Guillette et al., 1999a).
Dieldrin
Endrin
Mirex
Oxiclordano
Trans-nonaclor
o,p' DDT
o,p' DDE
p,p' DDE
Machos
1.68
1.43
0.28
0.39
0.39
0.45
rastros
7.35
Hembras
2.87
1.19
0.34
0.63
0.91
0.70
0.62
17.98
1.5 Hormonas Esteroides Sexuales.
Las hormonas son moléculas producidas y secretadas por las glándulas
endocrinas que envían instrucciones a células de órganos específicos del cuerpo. Estas
instrucciones controlan una gran variedad de procesos biológicos que incluyen el
22
crecimiento, los movimientos del corazón, el ciclo menstrual, el hambre y el
comportamiento (Lombardi, 1998).
Las hormonas se clasifican de acuerdo a su estructura química y el modo en que
viajan por el torrente sanguíneo (Nelson, 2000) en:
a. Hormonas derivadas de aminoácidos. Son almacenadas en las células endocrinas y
son hidrosolubles. Un ejemplo es la epinefrina.
b. Hormonas polipeptídicas. Son hidrosolubles y consisten en largas cadenas de
aminoácidos (alrededor de 200). Un ejemplo es la insulina.
c. Hormonas esteroides. Son liposolubles y tienen una estructura química de tres anillos
con seis carbonos y un anillo con cinco (ciclopentanoperhidrofenantreno). El principal
precursor de estas hormonas es el colesterol y son sintetizadas y secretadas
principalmente por las gónadas y las adrenales.
Para fines del presente estudio, las hormonas de interés son los esteroides
sexuales como los andrógenos (uno de los cuáles es la testosterona) y los estrógenos
(como el estradiol, en este caso). En todos los vertebrados los esteroides sexuales son
producidos principalmente por las gónadas (Norman y Litwarck, 1987; Lombardi, 1998).
Los esteroides sexuales son transportados a través del flujo sanguíneo hasta las células
blanco unidos a proteínas hidrosolubles como la globulina y la albúmina. Al ser
liposolubles, se mueven fácilmente a través de la membrana celular y no pueden ser
almacenadas, por lo que tienen que ser liberadas inmediatamente después de ser
producidas (Nelson, 2000).
23
La transición que ocurre al alcanzar la madurez sexual, la de un individuo del
estado no reproductor al reproductor o la que ocurre cada año al inicio en la temporada
reproductora, son inducidas por factores ambientales epigenéticos (químicos, visuales,
táctiles, sociales, térmicos) favorables que son transducidos en la síntesis y secreción
de hormonas esteroides sexuales (Nelson, 2000), promoviendo el inicio de la
reproducción (Bronson y Heideman, 1994).
1.5.1 Andrógenos.
Estas hormonas tienen diversas funciones fisiológicas y de comportamiento: Son
necesarias para la espermatogénesis; el mantenimiento del tracto genital masculino y el
de los órganos sexuales accesorio; también son responsables de la aparición de los
caracteres sexuales secundarios masculinos (Ramenofsky, 1984). Los andrógenos
también tienen implicaciones en el comportamiento sexual, incluyendo el cortejo, la
cópula, la agresividad y otros comportamientos sociales (Nelson, 2000).
1.5.2 Estrógenos.
Los estrógenos tienen efectos en una amplia gama de procesos en ambos
sexos: regulan el metabolismo del calcio, los niveles de grasa; tienen participación en el
balance de sales y agua; entre otros. Los estrógenos, en hembras, intervienen en la
aparición
de
los
caracteres
sexuales,
regulan
los
ciclos
reproductores,
el
comportamiento sexual y el maternal (Johnson y van Tienhoven, 1980).
Las concentraciones de estrógenos varían en función de factores externos e
internos (temperatura ambiente, fase lunar, ciclos de luz solar, presencia de parejas
potenciales). En vertebrados, la exposición a largo plazo a estrógenos incrementa el
24
riesgo de cáncer (Wolff et al., 2000; Snedecker, 2001) y en machos, en etapas
embrionarias produce el desarrollo de caracteres y órganos femeninos (feminización)
(Nelson, 2000).
A pesar de las funciones aparentemente disociadas entre hembras y machos, los
esteroides sexuales poseen una estructura química similar y su biosíntesis está
integrada de modo que cada esteroide puede ser una prohormona en la ruta metabólica
hacia algún otro esteroide (Griffin y Ojeda, 1988). Por ejemplo, la pregnenolona,
hormona precursora de la progesterona es convertida en andrógenos (uno de los cuáles
es la testosterona), y éstos en estrógenos tanto en los ovarios como en los testículos.
De este modo los dos sexos difieren en las concentraciones de sus esteroides
sexuales, pero tanto estrógenos, como progesterona y testosterona pueden encontrarse
en la circulación sanguínea de hembras y machos de una especie (Lombardi, 1998;
Nelson, 2000).
1.5.3 Comportamiento y Esteroides Sexuales.
Los esteroides sexuales tienen un efecto sobre el comportamiento de un
organismo porque una vez liberados al torrente sanguíneo llegan a células sensoriales,
cerebrales o motoras y provocan cambios en su funcionamiento, lo que facilita el
desempeño de conductas específicas (Beach, 1976; Nelson, 2000). Por ejemplo, en
aves, los estrógenos promueven la conducta de nidificación (Farner y Wingfield, 1980) y
en los cánidos, la receptividad durante el celo (Asa, 1997; Valdespino et al., 2002). La
testosterona, en cambio, está relacionada con agresión asociada a la reproducción,
como la defensa del territorio o el resguardo de la pareja contra otros machos (Wingfield
y Marler, 1988). En este sentido, la conducta de cuidado paternal en machos, requiere
25
que las concentraciones de testosterona disminuyan para que la agresión desaparezca
y el macho no ataque a las crías (Farner y Wingfield, 1980; Hegner y Wingfield, 1987).
Por lo tanto, dado que los esteroides sexuales se liberan al torrente sanguíneo, la
obtención de una muestra de sangre seguida de métodos analíticos apropiados,
permite conocer las concentraciones de esteroides de un individuo en un momento
determinado. Al mismo tiempo, un seguimiento longitudinal de los cambios de
concentraciones de esteroides en sangre (perfil hormonal característico de hembras y
machos) a lo largo del tiempo, aunado al registro de su comportamiento, permite la
definición de concentraciones características de diferentes estados de la vida
reproductora de un animal (Beach, 1976; Brown, 1985; Ketterson et al., 1991; Lasley y
Kirkpatrick, 1991; Ketterson y Nolan-Jr, 1992; Reburn y Wynne-Edwards, 1999; WynneEdwards y Reburn, 2000).
1.6 Cocodrilo de Pantano.
1.6.1 Distribución.
El cocodrilo de pantano (Crocodylus moreletii), es una especie que habita en
arroyos, ciénagas, lagunas, en ríos de corriente lenta y rara vez en ríos caudalosos. Es
común encontrarlo tanto en aguas claras como turbias, con abundante vegetación. Se
distribuye desde el centro de Tamaulipas, Veracruz, Tabasco, Campeche, Yucatán y
Quintana Roo en México, así como en Belice y el Norte de Guatemala (Figura 2). Dada
su distribución, puede considerarse como especie cuasi-endémica a México por lo que
tiene
prioridad
de
conservación,
además
(SEMARNAT, 2000).
26
de
potencial
de
aprovechamiento
Figura 2 Distribución de Crocodylus moreletii, en los estados de la costa del
Golfo de México y el Caribe, Belice y Norte de Guatemala.
El estado de Campeche se encuentra en el centro de la distribución natural de C.
moreletii y prácticamente en cualquier cuerpo de agua (efímero o permanente) se
encuentran individuos de esta especie.
1.6.2 Estatus.
C. moreletii se encuentra en la Norma Oficial Mexicana (NOM-059-ECOL-2001)
dentro de las especies sujetas a protección especial. Para CITES, se encuentra en el
Apéndice I y según la Lista Roja de IUCN es una especie que se encuentra en riesgo
bajo y que su conservación depende de la conservación de sus hábitat.
En la zona central de su distribución, la piel de C. moreletii fue una importante
fuente de ingresos para pobladores dedicados a la peletería (SEMARNAT, 2000). Sin
embargo, con la reducción del tamaño de las poblaciones y con los reglamentos
actuales para su aprovechamiento y comercio, ésta es una actividad que actualmente
27
se desarrolla solo de manera clandestina. Aunado a esto, la destrucción masiva de su
hábitat impide la recuperación de muchas poblaciones naturales.
1.6.3 Descripción Física.
La principal característica que distingue a C. moreletii es el hocico alargado, 1.5
veces más largo que ancho. Los ojos, los oídos y las narinas se encuentran en el plano
superior de la cabeza permitiendo su funcionamiento como órganos sensoriales aunque
el cocodrilo permanezca con el cuerpo completamente sumergido.
El tamaño máximo aproximado de un cocodrilo de pantano adulto es de 3.50 m,
con un promedio de 2.00 a 2.50 m. Los neonatos, cuando nacen, miden de 22 a 29 cm
de longitud.
1.6.4 Reproducción.
Esta especie no presenta dimorfismo sexual en ninguna etapa de su vida aunque
aparentemente los machos son mayores que las hembras. Sin embargo, machos y
hembras, alcanzan la madurez sexual después de los 7 años de vida, cuando tienen al
menos 1.5 m de longitud (Casas-Andreu y Rogel-Bahena, 1986; Platt, 1996; Platt y
Thorbjarnarson, 2000; Álvarez del Toro y Sigler, 2001).
En particular, en el Estado de Campeche, México, la estación reproductora inicia
con el cortejo y apareamiento en febrero. La nidificación ocurre entre mayo y julio y la
eclosión se da entre julio y octubre (Casas-Andreu y Rogel-Bahena, 1986; SEMARNAT,
2000; Álvarez del Toro y Sigler, 2001). Estos eventos se encuentran fuertemente
ligados a los cambios ambientales (precipitación y fluctuación de los niveles de los ríos
28
y lagunas) y a la capacidad de los cocodrilos para percibir estos cambios, regulando su
ciclo reproductor (Lance, 1987).
En C. moreletii como en los otros crocodilianos, la determinación sexual se da a
partir de la temperatura durante el primer tercio del periodo de incubación,
produciéndose 100% de hembras si la temperatura se encuentra entre 30 y 32°C y
100% machos si la temperatura es mayor o igual a 34°C (Aguilar-Miguel, 1995; Lance,
1997; Aguilar-Miguel et al., 1998; Murray, 2004).
1.6.5 Dispersión.
En general, C. moreletii es una especie poco estudiada (Perez-Higareda et al.,
1995; SEMARNAT, 2000; Wu et al., 2000a; Álvarez del Toro y Sigler, 2001; Rainwater
et al., 2002; Stafford et al., 2003) pero es muy probable que presente un patrón similar
al de los sistemas poligínicos de otros vertebrados en el cual los machos tienden a
dispersarse a mayor distancia, mientras que las hembras, filopátricas, permanecen
cerca del lugar de nacimiento (Johnson y Gaines, 1990; Davies, 1991; Wu et al.,
2000a). En apoyo de esta suposición, se ha descrito que los machos de C. johnstoni del
Río Lynd de Australia, se dispersan de dos a tres veces más lejos que las hembras
(Tucker, 1998) y que las hembras de C. acutus y C. intermedius muestran fidelidad por
el sitio de anidación (Thorbjarnarson y Hernández, 1993; Casas-Andreu, 2003).
1.6.6 Hormonas en Cocodrilos.
En cocodrilos, como en otros organismos en los que el sexo de los embriones no
se encuentra predeterminado genéticamente sino que es definido por las condiciones
ambientales durante la incubación, las hormonas esteroides, y principalmente los
29
estrógenos, juegan un papel importante aún cuando este papel no es completamente
claro (Lance, 1997). Las hormonas intervienen tanto en la determinación del sexo; la
diferenciación sexual del embrión; así como en el crecimiento y desarrollo del
organismo una vez que ha nacido (Lance, 1997; Salame-Méndez y Villalpando-Fierro,
1998).
En cuanto al crecimiento y desarrollo, el papel de la testosterona aún no es
completamente claro (Pickford et al., 2000). Sin embargo, en machos adultos, existe un
incremento de esta hormona en plasma en la etapa reproductora y un decremento en la
etapa de nidificación y de puesta de huevos (Lance, 1987; Ponce-Campos et al., 2002).
Por otra parte, los estrógenos y en particular el estradiol, tienen un gran número de
funciones reguladoras de procesos fisiológicos tales como la del metabolismo del calcio
y el balance de sales; así como la regulación de los ciclos reproductivos y el
comportamiento maternal (Johnson y van Tienhoven, 1980).
En A. mississippiensis y en C. acutus se ha registrado que durante la etapa
reproductora existe un incremento en las concentraciones de estradiol en plasma (abrilmayo) y un decremento en la etapa de nidificación y cuidado del nido (Lance, 1987;
Lance, 1997; Ponce-Campos et al., 2002).
1.6.7 POCs en C. moreletii.
En relación con las concentraciones de POCs en cocodrilos de pantano, se ha
registrado endosulfan II (1 ng/g), endrín (5 ng/g), metoxicloro (108 ng/g), p,p’ DDD (8
ng/g), p,p’ DDE (103 ng/g) y p,p’ DDT (15 ng/g) en huevos de C. moreletii en Belice (Wu
et al., 2000b; Wu et al., 2000a; Wu et al., 2006). En Costa Rica se registró p,p’ DDE
(340.2 ng/g), p,p’ DDT (254.8 ng/g), dieldrín (8.8 ng/g), endrín (229.8 ng/g) y metoxicloro
30
(533.8 ng/g) en escamas de C. acutus (Rainwater et al., 2007). Sin embargo no existen
trabajos relacionados con estos POCs y hormonas de C. moreletii. Dados los
antecedentes reportados en A. mississippiensis como la probable relación de los POCs
con el tamaño y forma del pene; las anormalidades gonádicas; la variación en las
concentraciones de hormonas esteroides; y la viabilidad de los embriones (Woodward y
Jennings, 1993; Gross et al., 1994; Guillette et al., 1994; Guillette et al., 1996; Guillette
et al., 1999a; Guillette et al., 1999b; Campbell, 2003; Gunderson et al., 2004), es de
esperar que en C. moreletii en México haya también algún efecto nocivo causado por
plaguicidas.
Debido a que los cocodrilos son animales longevos (Webb et al., 1983), las
repercusiones de estos cambios provocados por agentes químicos no se verán de
forma inmediata. Un cocodrilo infértil o con un funcionamiento reproductor ineficiente
(sea a través de un comportamiento de apareamiento inadecuado, a través de niveles
de esteroides que no permitan la liberación de gametos, que provoquen infertilidad de
los óvulos o la formación de embriones con defectos (Guillette et al., 1994; Guillette et
al., 1996; Guillette et al., 1997; Guillette et al., 1999a; Guillette et al., 1999b; Gunderson
et al., 2004), puede subsistir por muchos años en su hábitat.
Muchos autores han enfatizado la dificultad de la obtención de parámetros
demográficos de cocodrilos (Webb y Smith, 1987) tales como la sobrevivencia y la tasa
reproductora (Hines y Abercrombie, 1987) de ahí que, el conocimiento de las
tendencias en la dinámica de una población sea difícil de determinar. La única manera
de detectar un funcionamiento inadecuado de la función reproductora es a través de
estudios que tengan ese objetivo, en animales de la talla y los hábitos de estos
31
depredadores, estos estudios son extremadamente difíciles en estado silvestre (Webb y
Messel, 1977; Messel et al., 1981; Webb y Smith, 1987)
Un cocodrilo que haya bioacumulado compuestos orgánicos que pueden afectar
su reproducción llegará a la etapa de adulto después de varios años y sobrevivirá por
largo tiempo, pero su adecuación (descendencia y sobrevivencia de la misma)
(Futuyma, 1998), será baja. Dado el estatus de “en peligro” de C. moreletii
(Groombridge, 1987), monitoreos que se enfoquen en la presencia/ausencia de la
especie en sitios contaminados o transformados resultará en datos alentadores. Sin
embargo, la falta de reproducción conducirá a la disminución paulatina de una
población y la eventual extinción.
Por lo antes mencionado, en este trabajo se trató de comprobar si los individuos
de C. moreletii de dos cuerpos de agua sometidos a un efecto diferencial de plaguicidas
debido a las características de la región circundante, presentan bioacumulación
diferencial de POCs y PCBs en sus tejidos y si hay un efecto medible sobre las
concentraciones de esteroides sexuales.
32
2. Objetivos
2.1 General.
Comparar la contaminación por algunos POCs y PCBs en dos cuerpos de agua
del estado de Campeche y establecer si la misma tiene un efecto sobre la
concentración de esteroides sexuales de Crocodylus moreletii.
2.2 Específicos.
2.2.1 Determinar y comparar la concentración de POCs y PCBs en sedimentos
del Río Champotón y en la región de los Petenes.
2.2.2 Determinar y comparar la bioacumulación de POCs y PCBs en C. moreletii
de cada uno de estos dos sitio y de un criadero.
2.2.3 Determinar si las concentraciones bioacumuladas por C. moreletii se
relacionan con las medidas en el sedimento de cada sitio y si existen diferencias entre
sexos.
2.2.4 Determinar si las concentraciones de hormonas sexuales (testoterona y
estradiol) de C. moreletii machos y hembras varían a través del ciclo reproductor.
2.2.5 Determinar si los POCs y PCBs bioacumulados tienen efecto sobre la
concentración de hormonas sexuales de C. moreletii hembras y machos que puedan
afectar su desempeño reproductor.
33
3. Hipótesis
3.1 Debido al uso de plaguicidas en cultivos y zonas urbanas, el Río Champotón,
que está influenciado por una mayor actividad antropogénica, presentará mayores
concentraciones de POCs y PCBs en sedimento que los Petenes.
3.2 Las concentraciones de contaminantes en tejido graso de C. moreletii de Río
Champotón serán mayores que las de cocodrilos de tejido graso de cocodrilos de los
Petenes y ambas serán mayores que las de tejido graso de cocodrilos del criadero.
3.3 Dado que los cocodrilos machos presentan una conducta de dispersión
mayor que las hembras, las concentraciones de POCs y PCBs bioacumuladas en tejido
graso de los machos, tendrán una menor relación con las concentraciones acumuladas
en los sedimentos del sitio en que sean capturados que las hembras.
3.4 Las concentraciones de esteroides sexuales (estradiol y testosterona) serán
mayores durante la etapa de apareamiento y descenderán posteriormente en la de
nidificación, puesta de huevos y cuidado de las crías.
3.5 La concentración de esteroides sexuales será afectada por la bioacumulación
de POCs y PCBs. La testosterona en machos y hembras con presencia de
contaminantes en tejido graso será menor que la de hembras y machos sin
contaminantes. La concentración de estradiol será mayor en machos y en hembras con
contaminantes que en cocodrilos sin contaminantes bioacumulados.
34
4. Métodos
4.1 Áreas de estudio.
El Río Champotón se encuentra localizado en el estado de Campeche entre las
coordenadas geográficas 19°16’ y 19°22’ latitud Nor te y 90°43’ y 90°27' longitud Oeste.
Es un río perenne de aproximadamente 47 km con un recorrido general de Este a Oeste
que drena una cuenca de 650km2. El clima predominante en la región es cálido subhúmedo con lluvias en verano (1100 a1500 mm anuales), temperatura promedio anual
de 26 a 28°C (Arriaga et al., 2002). El río present a una típica circulación de flujo de dos
capas y un marcado gradiente de salinidad que oscila con el sentido natural de las
mareas, la descarga se ha estimado en 0.2 x 109 m³/año de acuerdo con las cifras de la
Secretaría de Recursos Hidráulicos (Yañez-Arancibia et al., 1982). La principal actividad
en la cuenca es la agricultura.
El Río Champotón es considerado por la Comisión Nacional para el Uso y
Conocimiento de la Biodiversidad (CONABIO) como región hidrológica prioritaria,
amenazada por la transformación de ecosistemas. La principal problemática que
presenta el río es la modificación del entorno (cambio de uso de suelo, la contaminación
por aguas residuales domésticas y descargas del ingenio azucarero “La Joya”) (Figura
3) (Arriaga et al., 2002).
La zona de colecta de los Petenes se encuentra localizada las coordenadas
geográficas 20°32’ y 20°42’ latitud Norte; y 90°20’ y 90°30' longitud Oeste. Esta zona se
ubica en la frontera administrativa de dos áreas naturales protegidas, la Reserva de la
Biosfera “Los Petenes” y la Reserva de la Biosfera “Ría Celestún”, estas dos reservas
35
a
b
Figura 3 Áreas de estudio, (a) Región de los Petenes, (b) Río Champotón.
constitullen un macizo bien conservado de playas, ciénegas y manglares. Esta región
se encuentra salpicada de islas de vegetación de forma circular arbolada (manglar o
selva) inmersa en una matriz de vegetación herbácea, de manglar disperso o de selva
estructuralmente más baja. El término Petén se refiere a los islotes de vegetación que
generalmente están asociados a un relieve o al afloramiento de agua dulce que forman
pequeñas corrientes superficiales perennes.
El clima predominante en la zona es cálido subhúmedo con lluvias en verano. La
temperatura y precipitación media anuales varían de 27.8°C y 725.5 mm (con un
gradiente entre los 700 y los 800 mm), hasta 26.4°C y 1,049.7 mm (CONANP, 2006).
36
Otras muestras se obtuvieron de animales mantenidos en la Unidad de Manejo
para la Conservación y Aprovechamiento Sustentable de la Vida Silvestre del Centro de
Estudios Tecnológicos del Mar (CETMar), 02, Campeche. Esta UMA se encuentra
localizada en el límite sur de la Reserva de la Biósfera de Los Petenes, en la ciudad de
Campeche, punto intermedio entre los dos sitios de colecta (Figura 3). Las muestras de
este sitio se tomaron como referencia, asumiendo que corresponderían a animales sin
impacto por residuos de POCs o PCBs.
4.2 Colecta de muestras.
La colecta de muestras de tejido graso y sangre de C. moreletii y de muestras de
sedimentos se realizó en dos épocas climáticas, correspondientes a la época de nortes
(octubre-diciembre de 2005) y a la época seca (marzo-mayo de 2006). Estas fechas
corresponden aproximadamente con dos momentos contrastantes dentro del ciclo
reproductor de C. moreletii en la región de estudio: la anidación (abril a mayo) y la etapa
post-eclosión (de octubre a diciembre) (Álvarez del Toro y Sigler, 2001).
4.2.1 Sedimentos.
Para determinar los residuos de POCs y PCBs en sedimento, se obtuvieron 11
muestras de los sitios de estudio (5 en Río Champotón y 6 en los Petenes, ver Figura 3)
en octubre del 2005 y la misma cantidad en abril del 2006. Cada muestra de sedimento
fue tomada del fondo del cuerpo de agua mediante una draga manual de acero
inoxidable. Las muestras fueron colocadas individualmente en papel aluminio, rotuladas
e introducidas en bolsas plásticas y trasladadas en hielo al laboratorio en donde fueron
mantenidas a -20°C hasta ser analizadas.
37
4.2.2 Cocodrilos.
Las mediciones de POCs y PCBs se efectuaron en tejido graso y las de
hormonas en plasma de C. moreletii.
4.2.2.1 Cocodrilos Silvestres.
Para colectar las muestras de los animales silvestres, se realizaron búsquedas
intensivas durante 4 noches en cada uno de los sitios de estudio entre octubre y
noviembre del 2005 y el mismo número de noches entre marzo y abril de 2006.
En el Río Champotón, los recorridos se realizaron a bordo de una lancha de fibra
de vidrio de 16 pies de eslora con un motor fuera de borda de 40 hp; los recorridos
fueron de aproximadamente 24 km iniciando en la localidad denominada Canasayab y
finalizando en la desembocadura del río Champotón. En los Petenes el recorrido de
aproximadamente 30 km se hizo a bordo de una camioneta por la carretera iniciando en
el balneario “El Remate” y concluyendo en el poblado de Isla Arena.
Los muestreos se iniciaron una hora después de la puesta de sol en ambos sitios
ya que por la noche es más fácil la ubicación de los animales debido a que el tapetum
lucidum del ojo de los cocodrilos está bien desarrollado y puede observarse al incidir
una luz sobre la abertura pupilar (Messel et al., 1981). Los animales fueron localizados
con ayuda de una lámpara de mano de 1,000,000 de candelas y lámparas de cabeza
de baja intensidad.
Las capturas se hicieron con lazos de cable de acero y pértigas de aluminio. Al
momento de la captura, se registró la posición geográfica con un GPS (siglas en inglés
38
para Sistema Global) para tener la ubicación precisa del cocodrilo capturado y
relacionarla con el sitio más cercano donde el sedimento había sido muestreado.
Para su identificación, dada una posible recaptura, los animales se numeraron
por medio del corte de las crestas de las escamas caudales con un bisturí. Las
escamas de la línea simple representan las centenas, las crestas dobles representan
las decenas y las unidades (izquierdo y derecho respectivamente), lo que permite
marcar hasta 999 ejemplares.
4.2.2.1.1 Tejido Graso.
Para efectuar evaluaciones de plaguicidas y policlorobifenilos bioacumulados por
los animales, se empleó el tejido graso contenido en las secciones de las escamas
obtenidas al marcar a los individuos. Estas muestras fueron colocadas en papel
aluminio, rotuladas y guardadas en bolsas plásticas con cierre hermético. Las muestras
fueron mantenidas en hielo durante su transporte al laboratorio y una vez ahí
mantenidas a -20°C.
4.2.2.1.2 Sangre.
Inmediatamente después de la captura se tomó una muestra de sangre (5mL
aproximadamente) del seno postcraneal con una jeringa desechable con aguja de
calibre 22G. La sangre fue inyectada en un tubo Vacutainer con heparina de litio. Una
vez rotulado el tubo, se conservó en hielo para su transporte al laboratorio. En el
laboratorio, la sangre fue centrifugada a 3000 rpm por 5 minutos y posteriormente el
plasma fue retirado con ayuda de una micropipeta con puntas desechables. El plasma
39
fue vertido en un criovial de 4 mL y congelado a -20°C hasta su envío y análisis en el
Laboratorio de Endocrinología Reproductiva de la UAM-Iztapalapa.
4.2.2.1.3 Sexado y Datos Morfométricos.
Antes de liberar a cada cocodrilo, se procedió a su sexado por tacto de la cloaca.
Se midió la talla (largo total, largo hocico-cloaca) con un flexómetro y se pesó con un
dinamómetro de resorte. Cada individuo fue liberado en el mismo lugar en donde fue
capturado.
4.2.2.2 Cocodrilos de Criadero.
Muestreos idénticos a los antes descritos se efectuaron en la Unidad de manejo
para la conservación y aprovechamiento sustentable de la vida silvestre (UMA)
“CETMar 02, Campeche” Clave: INE/CITES/DGVS-CR-IN-0519-CAMP/99 donde se
mantienen individuos de C. moreletii en cautiverio. Las muestras de los animales
mantenidos en cautiverio, fueron colectadas en una noche en cada periodo de
muestreo.
El muestreo estuvo dirigido a individuos de talla mayor a 1.5 m, asumiendo que
en vida silvestre, al alcanzar esa talla ya cuentan con la edad suficiente (7 años) para
ser considerados como adultos reproductores.
4.3 Análisis de muestras.
4.3.1 POCs y PCBs en Sedimento.
Las
muestras
de
sedimento
fueron
analizadas
en
el
Laboratorio
de
Contaminación e Impacto Ambiental del Centro EPOMEX de la Universidad Autónoma
40
de Campeche. Las muestras se sometieron a un proceso de extracción y purificación
antes de su análisis por cromatografía de gases.
El análisis se efectuó de acuerdo a métodos estandarizados de UNEP/IOC/IAEA
(1988) en un cromatógrafo (Varian 3800) de gases con detector de captura de
electrones. Para la identificación de plaguicidas organoclorados se usó una mezcla de
estándares que contenían α, β, γ, y δ HCH, heptacloro, aldrín, epóxido de heptacloro,
endosulfan I, dieldrín, p,p DDE, endrín, endosulfan II, endrín Aldehído, p,p DDD,
endosulfan sulfato y p,p DDT (Ultra Scientific, Inc.® Organochlorine Pesticide Mixture);
mientras que para la identificación de PCBs se usaron los congéneros: 2,4',5triclorabifenilo;
tetraclorobifenilo,
2,4,4'-triclorobifenilo,
2,2',5,5'-tetraclorobifenilo,
2,2',4,5,5'-pentaclorobifenilo,
2,2',4,4',5,5'-hexaclorobifenilo,
2,2',3,5'-
2,3',4,4',5-pentaclorobifenilo,
2,2',3,4,4',5'-hexaclorobifenilo,
2,2',3,3',4,4',5,5'-
octaclorobifenilo, 2,2',3,4,4',5,5'-heptaclorobifenilo y 2,2',3,3',4,4',5,5'-octaclorobifenilo
(SUPELCO® 47927 CEN PCB Congener Mix-1).
4.3.2 POCs y PCBs en Tejido Graso.
Las muestras de tejido graso de los cocodrilos fueron analizadas en el
Laboratorio de Contaminación e Impacto Ambiental del Centro EPOMEX de la
Universidad Autónoma de Campeche donde fueron sometidas a un proceso de
extracción y purificación de los compuestos con hexanos antes de su análisis por
cromatografía.
El análisis de las muestras de tejido graso se realizó de acuerdo con el método
descrito por Bagar y col. (1999), que consiste en una homogenización del tejido en
sulfato de sodio anhidro, extracción con hexano:acetona (1:1) y análisis en un
41
cromatógrafo de gases (Varian 3800) con detector de captura de electrones. Para la
identificación de los residuos de POCs y PCBs se emplearon los mismos
procedimientos y estándares que se usaron para los sedimentos.
4.3.3 Hormonas Esteroides.
De cada una de las muestras de plasma se valoraron, por duplicado, las
concentraciones de testosterona y estradiol utilizando la técnica de inmunoensayo
enzimático (EIA). Se emplearon estuches (kits) de Diagnostic Systems Laboratories,
Inc®, (Webster, Texas) y la concentración de cada hormona se determinó mediante un
espectrofotocolorímetro (Microplate Reader, MR600, Dynatech Product®). Previo al
análisis de las muestras se realizaron evaluaciones de los kits para constatar linealidad
y especificidad de los antisueros para testosterona (T) y estradiol (E2) con la finalidad
de corroborar (validar) lo especificado por el fabricante de los estuches para suero
humano, y así usarlo en suero de la especie en estudio. Con este fin se realizaron
ensayos tanto con las disoluciones de la hormona provistos en el estuche como con
estándares de T y E2 (Sigma-Aldrich, y Steraloids, Inc.) previamente purificados. El
porcentaje de la recuperación (linealidad) para T fue de 94.5 ± 0.88, y el de E2 89.4 ±
2.4. Por su parte, el porcentaje de reactividad cruzada (especificidad) en el laboratorio
para el antisuero de T fue de 100 contra el antisuero para T y de 0.64 ± 2 para E2,
mientras que los referidos por el fabricante son de 100 para T y 0.4 para E2. La
especificidad del antisuero contra E2 fue 100 y T fue no detectada (ND). Por último, la
sensibilidad (concentración mínima detectable) del ensayo para T fue de 40 pg y para
E2 de 7 pg.
42
4.4 Análisis de Datos.
4.4.1 POCs y PCBs en Sedimento.
Los residuos de POCs y PCBs fueron analizados como grupos de plaguicidas
utilizando sumatorias de los compuestos específicos de acuerdo a la clasificación
incluída en el (Cuadro 3). Se encontraron seis grupos de acuerdo a sus características
químicas: ΣHCHs, ΣHeptacloros, ΣDrines, ΣEndosulfanes, ΣDDTs y ΣPCBs.
Cuadro 3 Relación de POCs y PCBs cuantificados en este estudio, agrupados por
características químicas.
ΣHCHs
ΣHeptacloros
ΣDrines
ΣEndosulfanes
ΣDDTs
α HCH
heptacloro
aldrín
endosulfan I
p, p’ DDD
β HCH
epoxido de
heptacloro
dieldrín
endosulfan II
p, p’ DDE
γ HCH
endrin
endosulfan sulfato
p, p’ DDT
δ HCH
endrín
aldehído
ΣPCBs
2,4',5triclorabifenilo
2,4,4'triclorobifenilo
2,2',5,5'tetraclorobifenilo
2,2',3,5'tetraclorobifenilo
2,2',4,5,5'pentaclorobifenilo
2,3',4,4',5pentaclorobifenilo
2,2',4,4',5,5'hexaclorobifenilo
2,2',3,4,4',5'hexaclorobifenilo
2,2',3,3',4,4',5,5'octaclorobifenilo
2,2',3,4,4',5,5'heptaclorobifenilo
2,2',3,3',4,4',5,5'octaclorobifenilo
La comparación de las concentraciones de cada uno de estos compuestos en los
sedimentos de los dos sitios de estudio se llevó a cabo con ANDEVAs de dos vías
(factores: sitio y época) de los datos transformados a rangos que es un procedimiento
sugerido para análisis de datos donde hay muchos ceros pero se desea utilizar
estadística paramétrica en las comparaciones (Conover y Iman, 1981).
43
4.4.2 POCs y PCBs en Tejido Graso.
Las concentraciones de los compuestos en tejido graso de los animales de los
diferentes sitios (Champotón, Petenes y CETMar) fueron transformadas a rangos del
mismo modo que se hizo con los datos de sedimento y se compararon con ANDEVAs
de dos vías (factores: sitio y sexo).
4.4.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos.
Para determinar si las diferencias entre sexos en términos de la conducta de
dispersión podrían relacionarse con diferencias en la acumulación de POCs y PCBs de
los dos sexos, se llevaron a cabo análisis de covarianza. Para estos análisis se utilizó la
concentración de cada compuesto medida en sedimento de la localidad más cercana al
sitio de captura del animal como covariable y la medida del mismo compuesto en tejido
de los animales como variable dependiente mientras que el sexo fue el factor a probar.
Se hipotetizaba que la filopatría en los cocodrilos hembra se reflejaría en un coeficiente
de covarianza de mayor significancia que en los machos.
4.4.4 Hormonas Esteroides.
Para probar si existían diferencias en la concentración de hormonas en relación
al sexo, se usó un análisis de varianza (ANDEVA) para la testosterona y otro para el
estradiol previa transformación de los datos a logaritmos.
En cuanto a las diferencias relacionadas con el grado de madurez y entre etapas
reproductoras de C. moreletii, se usó un ANDEVA de dos vías para cada sexo y cada
hormona por separado. Para lo anterior, las muestras de plasma fueron clasificadas
según la longitud total de los cocodrilos, en dos grados de madurez (subadultos ≤1.5m y
44
adultos>1.5m) (Platt, 1996; Platt y Thorbjarnarson, 2000; Platt et al., 2006). Las
concentraciones de cada hormona se transformaron a logaritmos y los factores usados
fueron el grado de madurez (adultos y subadultos) y la etapa reproductora (anidación y
post-eclosión).
4.4.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos.
Para probar si existía alguna relación entre los residuos de POCs y PCBs en
tejido graso y las hormonas esteroides en plasma de cada animal (esto es, si los
contaminantes actúan como desorganizadores endocrinos), se efectuaron análisis de
covarianza. La concentración de POCs y PCBs, transformada a rango, correspondió a
la covariable de las concentraciones de cada hormona medida en el individuo
correspondiente transformada a logaritmo. El factor a probar fue el grado de madurez.
Cada sexo y hormona se analizó por separado.
En el caso de encontrarse una covariación significativa entre cada grupos de
POCs o PCBs y hormonas, se realizaron correlaciones de cada grado de madurez por
separado (adultos y subadultos) para determinar si existía alguna relación diferencial
entre dicho grado de madurez.
45
5. Resultados.
5.1 POCs y PCBs en Sedimento.
De los compuestos considerados, en el presente estudio se detectaron 13
plaguicidas y 9 congéneros de PCBs en el sedimento de los sitios de estudio.
De los cinco puntos muestreados en el Río Champotón, se encontraron ΣPCBs
en todas las muestras en ambas épocas, los ΣHCHs se encontraron en cuatro muestras
(4/5) en la época de nortes y en dos (2/5) en la época seca; Σendosulfanes en dos (2/5)
en la época de nortes y en ninguna en la época seca (0/5); Σdrines una en la época de
nortes (1/5) y dos en la época seca (2/5), y ΣDDTs en una (1/5) tanto en la época de
nortes como en la época seca. Los Σheptacloros solo fueron detectados en la época
seca en una muestra (1/5) (Cuadro 4).
Secas
Nortes
Secas
Nortes
Cuadro 4 Sumatorias de las concentraciones (ppm de peso seco) de POCs y PCBs
detectados en sedimentos de Río Champotón y los Petenes ( N.D.= no detectado).
Champotón 1
Champotón 2
Champotón 3
Champotón 4
Champotón 5
Champotón 1
Champotón 2
Champotón 3
Champotón 4
Champotón 5
Petenes 1
Petenes 2
Petenes 3
Petenes 4
Petenes 5
Petenes 6
Petenes 1
Petenes 2
Petenes 3
Petenes 4
Petenes 5
Petenes 6
Σ HCHs Σheptacloros
Σ
Σ Drines Σendosulfanes
Σ
N.D.
N.D.
N.D.
2.1612
N.D.
39.3657
0.1442
0.0727
N.D.
N.D.
N.D.
7.7471
N.D.
N.D.
70.1215
2.1409
Σ DDTs
N.D.
0.1379
N.D.
N.D.
Σ PCBs
1.2181
4.6297
2.9278
7.7221
0.036
0.0512
0.0924
0.2155
0.6973
0.2323
0.0066
0.1734
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.5752
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
1.4948
5.9108
N.D.
2.0328
0.5048
0.5172
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
3.3924
1.8772
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
1.3194
1.288
0.3832
0.3083
1.9354
0.6011
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
3.9455
2.0003
4.2904
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.5157
0.0315
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.5684
0.5271
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.3377
0.3097
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.6491
0.5323
0.2637
0.6549
N.D.
1.0529
0.0665
0.4325
0.1379
0.5037
46
En el Norte de la Reserva de la Biosfera de los Petenes se encontraron ΣHCHs
en cuatro de seis muestras (4/6) en la época de nortes y en cinco (5/6) en la época
seca; ΣPCBs en tres muestras (3/6) en la época de nortes y cinco (5/6) en la época
seca; ΣDDTs en una muestra (1/6) en nortes y en tres (3/6) en secas; Σdrines en una
muestra (1/6) en nortes y en dos (2/6) en la seca; Σheptacloros en ninguna muestra
(0/6) en nortes y en tres (3/6) en la época seca y Σendosulfanes en una (1/6) en nortes
y en ninguna (0/6) en la seca (Cuadro 4).
Σdrines, Σendosulfanes y ΣDDT medidos en sedimento no presentaron
concentraciones significativamente distintas entre sitios ni entre épocas.
En tanto las concentraciones de ΣHCHs presentaron diferencias significativas
entre épocas (F(1,18)=6.006, p=0.025). Una prueba de Tukey indicó que las diferencias
se debían a concentraciones mayores en Río Champotón en la época de nortes (Q=
17.00, p=0.043).
Del mismo modo, para los Σheptacloros se encontraron diferencias entre épocas
(F(1,18)=5.27, p=0.033) registrándose las mayores concentraciones en la época seca en
ambos sitios (Q= 0.195, p=0.027).
En cuanto a los ΣPCBs, se encontraron diferencias significativas entre sitios
(F(1,18)=8.44, p=0.0.009), con mayores concentraciones en Río Champotón en la época
de nortes (Q=17.8, p=0.019) (Figura 1).
47
ΣHeptacloros en Sedimento
0.3
20
0.25
0.2
15
ppm
ppm
ΣHCHs en Sedimento
25
10
0.15
0.1
5
0.05
0
0
Lluvias
Secas
Lluvias
Río Champotón
Secas
Lluvias
Los Petenes
Secas
Los Petenes
ΣEndosulfanes en Sedimento
1.5
0.5
1.2
0.4
0.9
0.3
ppm
ppm
Lluvias
Río Champotón
ΣDrines en Sedimento
0.6
0.3
0.2
0.1
0
0
Lluvias
Secas
Lluvias
Río Champotón
Secas
Lluvias
Los Petenes
ΣDDTs en Sedimento
ppm
0.4
0.2
0
Secas
Río Champotón
Lluvias
Secas
Los Petenes
ΣPCBs en Sedimento
0.6
Lluvias
Secas
Río Champotón
0.8
ppm
Secas
Lluvias
Secas
3.5
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
Lluvias
Los Petenes
Secas
Río Champotón
Lluvias
Secas
Los Petenes
Figura 4 Concentraciones medias de POCs y PCBs en sedimento de Río Champotón
y los Petenes
5.2 POCs y PCBs en Cocodrilos.
Se capturaron un total de 37 ejemplares, 18 en la época de nortes (8 Petenes, 2
Champotón y 8 en el CETMar) y 19 en la época seca (9 Petenes, 4 Champotón y 6 en
el CETMar). La talla (largo hocico-cloaca) promedio de los individuos capturados fue de
79.74 cm (Cuadro 5).
48
Cuadro 5 Número total de individuos capturados durante el estudio.
Localidad
n
♀:♂
Largo Hocico-Cloaca (cm)

Champotón
Petenes
Cetmar
6
17
14
1:1
5:12
9:5
DE
26.5
15.5
10.6
72.4
64.9
99.6
Rango
42
37.4
81.5
108
99.1
118
Del total de 37 muestras de tejido graso colectadas y analizadas, se detectaron
ΣHCHs en seis individuos (2 en Río Champotón y 4 en los Petenes); Σdrines en 3
individuos (1 en Río Champotón y 2 en los Petenes); ΣDDTs en 2 individuos (1 en Río
Champotón y 1 en los Petenes) y Σendosulfanes en una muestra (en los Petenes). Los
ΣPCBs fueron detectados en 3 muestras de Río Champotón, 8 muestras de los Petenes
y 7 muestras del CETMar. En el CETMar los ΣPCBs son los únicos compuestos
registrados en tejido graso de cocodrilos (Cuadro 6).
Los compuestos más frecuentes en el total de las muestras fueron los ΣPCBs,
presentándose en el 48.6% de las muestras de tejido graso de cocodrilo. Los ΣHCHs se
presentaron en el 16%, los Σdrines en el 8%, los ΣDDTs en el 4%, los Σendosulfanes en
el 1% y los Σheptacloros en ninguna muestra.
De las concentraciones de plaguicidas y policlorobifenilos en tejido graso, los
ΣHCHs
presentaron
diferencias
significativas
(F(2,31)=5.58,
p=0.008)
entre
las
concentraciones promedio de los sitios (CETMar=0.00µg/g; Petenes=0.1028 µg/g;
Champotón=0.1609 µg/g) registrando las menores concentraciones en el CETMar. Sin
embargo estos mismos compuestos no difieren entre sexos (F(1,31)=2.54, p=0.12). Los
Σdrines, Σendosulfanes, ΣDDTs y ΣPCBs no presentaron diferencias entre sitios
(F(2,31)=1.37, p=0.26; F(2,31)=0.18, p=0.83; F(2,31)=1.05, p=0.36; F(2,31)=0.05, p=0.95,
respectivamente) ni entre sexos (F(1,31)=0.16, p=0.68; F(1,31)=0.16, p=0.68; F(1,31)=2.40,
49
p=0.13; F(1,31)=0.025, p=0.87;). No se registraron Σheptacloros en ninguna muestra
(Figura 5).
Cuadro 6 Sumatorias de las concentraciones (ppm de tejido graso) de los POCs y
PCBs detectados en tejido graso de C. moreletii (N.D.= no detectado, Champ=Río
COPs Champotón, Pet=Los Petenes, Cet=CETMar 02).
Champ2♀
Champ4♀
Champ6♀
Pet2♀
Pet8♀
Pet10♀
Pet11♀
Pet12♀
Cet1♀
Cet3♀
Cet4♀
Cet5♀
Cet6♀
Cet10♀
Cet11♀
Cet12♀
Cet13♀
Champ1♂
Champ3♂
Champ5♂
Pet1♂
Pet3♂
Pet4♂
Pet5♂
Pet6♂
Pet7♂
Pet9♂
Pet13♂
Pet14♂
Pet15♂
Pet16♂
Pet17♂
Cet2♂
Cet7♂
Cet8♂
Cet9♂
Cet14♂
Σ HCHs
Σ Heptacloros
Σ Drines
Σ Endosulfanes
Σ DDTs
Σ PCBs
0.237
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.00595
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.5469
0.5062
N.D.
0.9942
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.2487
0.11385
0.0159375
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.158
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.645
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.02925
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.024
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.02925
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.7287
N.D.
0.3082
N.D.
1.2445
0.037575
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.5362
N.D.
0.7801
0.3456
2.0125
0.03675
1.25715
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.01275
0.07655
0.05985
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.00645
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
N.D.
0.00606429
0.00645
0.00606429
50
SHCH en Tejido Graso
SDDT enTejido Graso
0.8
2.5
2
ppm
ppm
0.6
0.4
0.2
1.5
1
0.5
0
0
CETMar
Champotón
Petenes
CETMar
Sdrines en Tejido Graso
Petenes
SPCBs enTejido Graso
1.2
0.3
1
0.25
0.2
ppm
0.8
ppm
Champotón
0.6
0.15
0.4
0.1
0.2
0.05
0
0
CETMar
Champotón
Petenes
CETMar
Champotón
Petenes
Sendosulfanes enTejido Graso
0.4
ppm
0.3
0.2
0.1
0
CETMar
Champotón
Petenes
Figura 5 Concentraciones medias (ppm) de POCs y PCBs en tejido graso de C.
moreletii.
5.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos.
En ningún caso se encontró que las concentraciones de los compuestos
analizados en el tejido graso de cocodrilos covariaran significativamente con las
concentraciones de estos compuestos en sedimentos (ΣHCHs F(1,20)=1.07, p=0.31;
Σdrines F(1,20)=0.84, p=0.36; Σendosulfanes F(1,20)=0.10, p=0.75; ΣDDTs F(1,20)=1.31,
p=0.26; ΣPCBs F(1,20)=2.31, p=0.14). Y al considerar esta covariación tampoco se
encontraron diferencias de su bioacumulación en cada sexo (ΣHCHs F(1,20)=2.84,
51
p=0.10; Σdrines F(1,20)=0.004, p=0.95; Σendosulfanes F(1,20)=0.55, p=0.46; ΣDDTs
F(1,20)=1.17, p=0.14; ΣPCBs F(1,20)=0.10, p=0.74) ) (Figura 6).
5.4 Hormonas Esteroides.
La concentración promedio de testosterona en machos de C. moreletii fue de
2.419 ng/mL (DE=3.085), mientras que para las hembras fue de 0.876 ng/mL
(DE=1.457). Estas concentraciones difieren significativamente entre sexos (F(1,36)=4.60,
p=0.04) (Figura 7).
En machos, la concentración de testosterona fue significativamente mayor en los
adultos que en los subadultos (F(1,16)=9.17, p=0.008) y no se registraron diferencias por
etapa reproductora (F(1,16)=0.23, p=0.63). En cuanto a las hembras, la concentración de
testosterona no presentó diferencias significativas de acuerdo al grado de madurez
(F(1,13)=0.26, p=0.61) ni a la etapa reproductora (F(1,13)=0.07, p=0.40) (Figura 8).
La concentración promedio de estradiol en machos fue de 29.35 pg/ml
(DE=39.56) y de 30.7 pg/ml (DE=27.58) para las hembras y éstas concentraciones no
difieren significativamente entre sexos (F(1,36)=0.590, p=0.44) (Figura 9). Tampoco se
encontraron diferencias significativas en las concentraciones de estradiol de acuerdo al
grado de madurez ni la etapa reproductora para ninguno de los dos sexos (Machos:
grado de madurez F(1,13)=1.13, p=0.30; etapa reproductora F(1,13)=2.61, p=0.12.
Hembras: grado de madurez F(1,13)=0.33, p=0.57; etapa reproductora: F(1,13)=0.46,
p=0.50) (Figura 10).
52
.3
.2
.2
HCHs (ppm)
drines (ppm)
.3
.1
0.0
N=
.05
.1
15
8
Machos
Hembras
0.0
N=
.4
15
8
Machos
Hembras
.04
DDTs (ppt)
.03
.02
.2
.1
.01
0.00
N=
15
8
Machos
Hembras
0.0
N=
15
8
Machos
Hembras
.4
.3
PCBs (ppm)
endosulfanes (ppm)
.3
.2
.1
0.0
N=
15
8
Machos
Hembras
Figura 6 Concentraciones bioacumuladas medias de POCs y PCBs
por sexo. Barras: error estándar.
53
3.5
Testosterona (ng/mL)
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
.5
0.0
N=
20
17
Machos
Hembras
Figura 7 Concentraciones medias de testosterona (ng/mL) y error estándar por
sexo.
a)
b)
7
3
6
3
Testosterona (ng/mL)
4
3
2
2
2
1
Adultos
1
Adultos
1
0
Subadultos
-1
N=
4
6
Anidación
7
Subadultos
0
N=
3
Posteclosión
4
5
Anidación
5
3
Posteclosión
Figura 8 Concentraciones promedio de testosterona (ng/mL) y error estándar por
etapa reproductora y grado de madurez a) machos, b) hembras.
40
Estradiol (pg/mL)
Testosterona (ng/mL)
5
30
20
10
N=
20
17
Machos
Hembras
Figura 9 Concentraciones medias de estradiol (pg/mL) y error estándar por sexo.
54
a)
b)
60
80
50
70
60
Estradiol (pg/mL)
Estradiol (pg/mL)
40
30
20
10
Adultos
Subadultos
4
6
Anidación
7
40
30
Adultos
20
0
-10
N=
50
10
Subadultos
0
N=
3
Posteclosión
4
5
Anidación
5
3
Posteclosión
Figura 10 Concentraciones medias de estradiol (ng/mL) y error estándar por etapa
reproductora y grado de madurez a) machos, b) hembras.
5.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos.
5.5.1 Machos.
En los machos, las concentraciones de la testosterona y estradiol cuantificadas,
no covarían con ninguno de los compuestos bioacumulados medidos en el presente
estudio (testosterona vs: ΣHCHs F(1,17)=2.38, p=0.14; Σdrines F(1,17)=2.38, p=0.14;
Σendosulfanes F(1,17)=1.12, p=0.30; ΣDDTs F(1,17)=2.38, p=0.14; ΣPCBs F(1,17)=0.34,
p=0.85. Estradiol vs: ΣHCHs F(1,17)=3.43 p=0.08; Σdrines F(1,17)=3.68, p=0.07;
Σendosulfanes F(1,17)=2.89, p=0.10; ΣDDTs F(1,17)=3.68, p=0.07; ΣPCBs F(1,17)=0.01,
p=0.94). Sin embargo, las concentraciones de testosterona difieren según el grado de
madurez independientemente de los POCs o PCBs bioacumulados en el tejido. (ΣHCHs
F(1,17)=11.07, p=0.004; Σdrines F(1,17)=11.39, p=0.004; Σendosulfanes F(1,17)=11.27,
p=0.004; ΣDDTs F(1,17)=11.39, p=0.004; ΣPCBs F(1,17)=9.49, p=0.007) (Figura 11),
mientras que el estradiol no difiere en relación con el grado de madurez (ΣHCHs
55
F(1,17)=0.39, p=0.53; Σdrines F(1,17)=0.491, p=0.49; Σendosulfanes F(1,17)=1.01, p=0.32;
ΣDDTs F(1,17)=0.491, p=0.49; ΣPCBs F(1,17)=0.308, p=0.58).
Σdrines
ΣHCHs
1.0
0.8
0.6
Testosterona
0.4
0.2
0.0
-0.2
-0.4
-0.6
-0.8
-1.0
-1.2
Adultos
Adultos
Subadultos
Σendosulfanes
Subadultos
ΣDDTs
1.0
0.8
0.6
Testosterona
0.4
0.2
0.0
-0.2
-0.4
-0.6
-0.8
-1.0
-1.2
Adultos
Subadultos
Adultos
Subadultos
ΣPCBs
1.0
0.8
0.6
Testosterona
0.4
0.2
0.0
-0.2
-0.4
-0.6
-0.8
-1.0
-1.2
Adultos
Subadultos
Figura 11 Concentración media de testosterona (escala logarítmica) según grado de
madurez una vez anulado el efecto de los POCs y los PCBs. Barras: Intervalo de
confianza (0.95).
56
5.5.2 Hembras.
En estas, la testosterona covaría significativamente con los ΣPCBs (F(1,14)=4.75,
p=0.04) y el estradiol covaría con los ΣHCHs (F(1,14)=5.14, p=0.04). Ni la testosterona ni
el estradiol covarían con el resto de los compuestos medidos (testosterona vs: ΣHCHs
F(1,14)=2.60, p=0.12; Σdrines F(1,14)=1.08, p=0.31. Estradiol vs: Σdrines F(1,14)=0.11,
p=0.68; ΣPCBs F(1,14)=1.85, p=0.19). La concentración de estradiol registra diferencias
significativas marginales en relación al grado de madurez una vez que se anula el
efecto (covarianza) de la concentración de ΣHCHs (F(1,17)=4.24, p=0.05) (Figura 12).
Con el resto de los compuestos no se presenta diferencia significativa entre el grado de
madurez (testosterona: ΣHCHs F(1,14)=0.26, p=0.12; Σdrines F(1,14)=0.57, p=0.46; ΣPCBs
F(1,14)=0.39, p=0.84. Estradiol: Σdrines F(1,14)=0.415, p=0.53
ΣPCBs F(1,14)=1.07,
p=0.31).
ΣHCHs
2.0
1.8
Estradiol
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
Adultas
Subadultas
Figura 12 Concentración media de estradiol (escala logarítmica) según el grado de
madurez una vez anulado el efecto de los ΣHCHs Barras: Intervalo de confianza
(0.95).
57
La testosterona no se correlaciona con los ΣPCBs si se considera el grado de
madurez por separado (adultas: R2=,0.43 p=0.24; subadultas: R2=0.55, p=0.15) ni el
estradiol con los ΣHCHs en el mismo sentido (adultas: no se registran ΣHCHs;
subadultas: R2=0.58, p=0.12).
58
6. Discusión
6.1 POCs y PCBs en Sedimentos.
Los compuestos más abundantes en los sedimentos de la región parecen ser los
ΣPCBs ya que cuando menos uno de sus congéneros se encontró en cada muestra de
sedimento del Río Champotón y en el 63% de las muestras de los Petenes. El segundo
grupo de compuestos en frecuencia de aparición fueron los ΣHCHs que se presentaron
en el 75% de las muestras de los Petenes y en el 60% de las muestras de Río
Champotón.
Dado que en ninguno de los sitios existen fuentes puntuales de contaminación de
por POCs o PCBs, probablemente los plaguicidas organoclorados son incorporados a
estos sistemas a partir del arrastre de sedimentos de las zonas de cultivo por los
escurrimientos pluviales, mientras que los ΣPCBs pueden ser incorporados por los
sistemas de drenaje y el arrastre de materiales de zonas urbanas y suburbanas. La
deposición atmosférica puede ser otra vía de ingreso de plaguicidas y PCBs a estos
sistemas acuáticos (Van Zoest y Van Eck, 1990; Sanders et al., 1996).
En el Río Champotón, el principal aporte de plaguicidas parece ser el arrastre de
sedimentos de las zonas de cultivo asociadas al ingenio azucarero “La Joya” aledañas
al río, principalmente en época de nortes. Mientras que en los Petenes, los datos
sugieren que el principal aporte de plaguicidas es la deposición atmosférica, ya que no
existen actividades humanas importantes en la zona ni corrientes de agua que drenen
zonas de cultivo o zonas urbanas de importancia.
59
En el Río Champotón, las concentraciones de algunos plaguicidas como los
ΣHCHs, así como las concentraciones de ΣPCBs resultaron ser mayores durante la
época de nortes. Esto probablemente se debe a que el aporte de materia orgánica por
parte del arrastre de sedimentos de las zonas agrícolas de los márgenes del Río
Champotón, así como de la zona urbana y suburbana de la ciudad del mismo nombre,
es la principal fuente de entrada de estos contaminantes al sistema que tiene una
corriente mayor cuando las lluvias son abundantes.
ΣDrines, Σendosulfanes y ΣDDT tienen concentraciones similares en el
sedimento de ambos sitios lo que sugiere que el movimiento regional, a través de
sedimentos o global, por medio de la volatilización en el aire de estos compuestos,
homogeneíza sus concentraciones (Park et al., 2002).
Los Σheptacloros, debido a su baja movilidad en el ambiente vía volatilización por
su estructura compleja y radicales cloro (Wania y Mackay, 1996), tienden a
concentrarse en la materia orgánica y ser transportados por las corrientes en los
cuerpos de agua (Majewski y Capel, 1995). En este sentido, en época de secas, estos
compuestos tienden a acumularse en el fondo de los cuerpos de agua, mientras que en
nortes, las corrientes tienden a erosionar la materia orgánica del fondo de los cuerpos
de agua y con ella los compuestos almacenados y finalmente transportarlos al mar.
El aporte vía atmósfera parece tener un papel importante en ambos sitios, ya que
se registran concentraciones importantes de los compuestos de estructura más simple y
pesos moleculares bajos (por ejemplo los HCHs y PCBs con menos de 4 radicales de
cloro) los cuales pueden volatilizarse con mayor facilidad y sedimentarse con las
precipitaciones pluviales en sitios lejanos a sus fuentes de origen (Daly et al., 2007).
60
Este hecho sugiere que aún las zonas que pudieran considerarse como libres de
contaminantes por localizarse lejos de centros urbanos o zonas de cultivo importantes,
como sería el caso de los Petenes, podrían ser receptores pasivos de estos
contaminantes.
6.2 POCs y PCBs en Cocodrilos.
El 51% de las muestras de tejido graso analizadas no presentaron ninguno de los
compuestos medidos en este estudio. Un individuo macho (LT=1.26m) de los Petenes
presentó cinco de los grupos (ΣHCHs, Σdrines, Σendosulfanes, ΣDDTs y ΣPCBs) y una
hembra (LT=1.27m) de Río Champotón tres de ellos (ΣHCHs, Σdrines y ΣPCBs). El
resto de las muestras registraron la presencia de un solo grupo de los compuestos
considerados. Cabe mencionar que los ΣPCBs se presentaron en aproximadamente la
mitad de los cocodrilos muestreados.
En el presente estudio, a nivel regional, el grupo de compuestos con mayor
frecuencia
en
las
muestras
fueron
los
ΣPCBs
(48.6%).
Sin
embargo,
las
concentraciones registradas en los cocodrilos no varían entre los sitios de muestreo ni
entre sexos. En contraste, los ΣHCHs se ubicaron en el segundo lugar de aparición
(16.2%) pero su concentración si difiere entre sitios, siendo menor en los animales del
CETMar.
Esta diferencia en las concentración de contaminantes acumulados en los
cocodrilos silvestres (Río Champotón y los Petenes) con los mantenidos en cautiverio
(CETMar) puede atribuirse a la gran variedad de presas de las que se alimentan los
cocodrilos en vida silvestre (Platt et al., 2006) como son insectos, crustáceos, anfibios,
61
peces, reptiles y pequeños mamíferos, en contraste con la mono-dieta a base de
sobrantes de pescado de consumo humano de los cocodrilos del CETMar. Es posible
también que el estado de salud general y las reservas energéticas (Sakellarides et al.,
2006) de los animales silvestres y los cautivos sean distintas.
En el caso de los ΣHCHs, probablemente la diferencia que existe entre las
concentraciones en cocodrilos de vida silvestre y de cautiverio se debe a que la
alimentación de los cocodrilos silvestres, sobre todo en las primeras etapas de
desarrollo, se compone principalmente de invertebrados como crustáceos con hábitos
detritívoros o cercanos a éstos en la trama trófica, lo que introduce compuestos
disponibles localmente como los ΣHCHs en este caso.
Por otra parte, la ausencia de diferencias significativas en la concentración de
Σdrines, Σendosulfanes, ΣDDTs y ΣPCBs, en tejidos de C. moreletii en estado silvestre
de ambas poblaciones y de los mantenidos en cautiverio, sugiere que la fuente de
contaminación se encuentra disponible de las tres poblaciones muestreadas. Por lo
anterior, se puede pensar que los peces demersales que usan los humedales costeros
en alguna etapa de su ciclo de vida, son los responsables de introducir estos
contaminantes a los ambientes costeros, hábitat de los cocodrilos.
Una gran variedad de especies de peces demersales, pasan la mayor parte de
su ciclo de vida en la plataforma continental del Golfo de México, en donde se
encuentra la industria petrolera. Aunado al hecho de que los ΣPCBs, son relativamente
poco volátiles, tienden a permanecer en sitios cercanos a las fuentes de contaminación
y por esta razón probablemente se encuentran disponibles para ser consumidos por los
peces en esta zona marina.
62
Estos peces son ampliamente usados para el consumo humano y la elaboración
de alimentos balanceados para la engorda de diferentes animales domésticos como
aves de corral y ganado vacuno. También son presa de cocodrilos adultos, así como de
algunos mamíferos medianos que a su vez, también pueden ser presa de los
cocodrilos, resultando en la bioacumulación de los PCBs.
Rainwater y colaboradores (2007) reportan concentraciones en escamas
caudales de C. acutus en Costa Rica de 0.37 µg/g (peso húmedo) de Σdrines y 0.60
µg/g (peso húmedo) de ΣDDTs. Mientras que Delany y colaboradores (1988) reportan
en tejido muscular de Alligator mississipiensis en Florida, Estados Unidos,
concentraciones máximas de 1.0 µg/g (peso seco) de ΣHCHs; 3.0 µg/g (peso seco) de
Σdrines; 2.8 µg/g (peso seco) de ΣDDTs; y 33.0 µg/g (peso seco) de ΣPCBs.
Al comparar los datos anteriores con los obtenidos en el presente estudio
(valores máximos en peso seco registrados en este estudio: 0.72 µg/g ΣHCHs, 0.99
µg/g Σdrines, 2.01 µg/g ΣDDTs y 1.25 µg/g ΣPCBs), se observa que hay un gradiente
aparente de incremento en las concentraciones de estos contaminantes en
depredadores tope desde el sitio de menor latitud al de mayor latitud (bajas
concentraciones en Costa Rica, concentraciones medias en Campeche, México y altas
concentraciones en Florida, EE.UU.). Este aparente patrón concuerda con el modelo de
dispersión de los contaminantes organoclorados a través de la atmósfera de zonas
intertropicales a zonas polares en pequeños ciclos (Wania y Mackay, 1996). Muestreos
en otros puntos de distribución, ampliando este gradiente, podrían ser de utilidad en la
comprobación de este modelo.
63
Mientras tanto, los resultados sugieren que las diferentes especies de cocodrilos
pueden quizás asociarse con la contaminación diferencial en las distintas localidades y
en este sentido, los sitios de trabajo en Campeche parecerían tener concentraciones
intermedias de contaminantes respecto de Costa Rica y Florida en EE.UU.
De interés particular es la comparación de concentraciones de DDT máximas
detectadas en este trabajo ya que las mismas son hasta 3 veces mayores que las
encontradas en tejido de C. acutus en Costa Rica (Rainwater et al 2007), aún cuando
se supone que está prohibido su uso.
En estudios realizados con suero de Alligator mississipiensis se reportan valores
del orden de 0.2 a 18 ng/mL (0.0002 a 0.018 µg/mL) (Guillette et al., 1999a) de algunos
de los compuestos cuantificados en tejido graso en este trabajo. La diferencia con los
valores encontrados en el presente estudio, así como con los trabajos realizados por
Rainwater y colaboradores (2007) y Delany y colaboradores (1988) correspondientes a
escamas caudales y tejido muscular, es debida a que en éstos, se cuantifica la
bioacumulación de estos compuestos mientras que en el primero se considera sólo las
concentraciones en circulación en el momento de obtener la muestra.
6.3 POCs y PCBs en Sedimento y Tejido de Cocodrilos.
Aun cuando la concentración de ΣHCHs y ΣPCBs en sedimento es mayor en Río
Champotón que en los Petenes en la época de nortes particularmente, esto no se ve
reflejado en la concentración de estos mismos compuestos en tejido graso de cocodrilo,
en las que no existe diferencia entre ambos sitios.
64
Es probable que la permanencia de los sedimentos transportando plaguicidas y
PCBs de las tierras agrícolas adyacentes al Río Champotón durante los Nortes sea
temporal y que los acumulados en la materia orgánica no logren estar biodisponibles
para los organismos detritívoros que los introducen a la trama trófica (Campbell, 2003;
Ashpole et al., 2004; Sepúlveda et al., 2004; Sokolowski et al., 2004; Sakellarides et al.,
2006) o, en su caso, que los cocodrilos estén haciendo escaso uso de invertebrados
bentónicos en su alimentación con lo cual no bioacumulan los ΣHCHs y ΣPCBs
proveniente del sedimento.
En este sentido las concentraciones de POCs y PCBs en sedimento no
covariaron con las concentraciones en tejido graso de hembras y machos de C.
moreletii. Dado que, además, no se encontraron diferencia en la bioacumulación de
POCs y PCBs entre sexos, la conducta filopátrica de las hembras y la de dispersión de
los machos en busca de territorios desocupados (Tucker et al., 1998) no tienen un
efecto sobre las concentraciones de compuestos organoclorados acumulados en
cocodrilos de ambos sexos, al menos en cuanto se considera la concentración de POCs
y PCBs en sedimento, como una medida de la presencia en una localidad determinada.
Estudios futuros deberán llevar a cabo una evaluación de POCs y PCBs biodisponibles
(en las presas potenciales).
De este modo, por la amplitud de su dieta y su longevidad, además de la
capacidad dispersora de los POCs y PCBs a través de la atmósfera, los cocodrilos
podrían funcionar como indicadores de la contaminación a la que una localidad
determinada ha sido expuesta históricamente, más que un indicador de un
microambiente.
65
6.4 Hormonas Esteroides.
Las concentraciones de testosterona y estradiol en cocodrilos machos y hembras
no mostraron diferencias entre las etapas reproductoras muestreadas, pero las
concentraciones promedio sugieren una tendencia.
En machos la menor concentración de testosterona se registra durante la época
de nidificación, actividad en la cual la testosterona no tiene un papel claramente
definido, y un incremento en la etapa post-eclosión. Este incremento puede estar
relacionado con el reinicio del comportamiento territorial presentado por los machos en
la etapa no reproductora y la de cortejo (Lance, 1987; Wingfield y Marler, 1988; Nelson,
2000; Álvarez del Toro y Sigler, 2001). Esta tendencia en las concentraciones de
testosterona en machos, concuerda con lo reportado por Lance (1987) con Alligator
mississippiensis que presentan un incremento del andrógeno en la etapa posterior a la
eclosión (agosto y septiembre) con respecto a la etapa de anidación (junio y julio).
En el caso de las hembras, la testosterona presenta su mayor concentración en
la etapa de nidificación, tiempo en el cual existe competencia por los sitios de anidación.
En tanto en la etapa posterior a la eclosión, la concentración de testosterona se
mantiene relativamente baja, concordando con la reducion de la agresividad y el
cuidado maternal de las crías (Lance, 1987; Nelson, 2000).
Sin embargo, las mayores concentraciones promedio de testosterona registradas
en este trabajo (3.04 ng/mL, n=10) para la etapa post-eclosión son menores a las
reportadas para A. mississippiensis (>30 ng/mL, n=13) (Lance, 1987). Estas diferencias
pueden deberse a diferencias propias de las especies o al grado de madurez de los
individuos capturados en cada estudio.
66
Por su parte, el estradiol presenta una aparente tendencia inversa a la
testosterona, es decir, en machos se registra un incremento en la concentración del
estradiol en la etapa de anidación, disminuyendo durante la etapa post-eclosión. En las
hembras, el incremento en la concentración de estradiol es registrado en la etapa posteclosión, mientras que el decremento en la concentración de estradiol en plasma se
encuentra relacionado con el incremento de otras hormonas como la progesterona, que
regula el desarrollo de los huevos; y posteriormente la prolactina, relacionada con la
incubación (Lance, 1987; Norman y Litwarck, 1987; Ketterson y Nolan-Jr, 1992).
Las concentraciones de estradiol en hembras de C. moreletii varían de manera
similar a las hembras de A. mississippiensis y C. acutus que presentan las menores
concentraciones en época de nidificación (Lance, 1987; Ponce-Campos et al., 2002).
No debería descartarse que, diferencias entre etapas reproductoras en estradiol,
pudiera estar enmascarada por el reducido número de capturas de hembras adultas en
ambas etapas. Pero también es claro que para ambos esteroides sexuales los valores
más importantes se encuentran asociados con el inicio de la etapa reproductora
(Bronson y Heideman, 1994; Nelson, 2000), que para la especie en estudio es en el
mes de febrero, momento que no fue muestreado en este trabajo. En los machos, la
concentración de testosterona fue mayor en los adultos que en los subadultos lo cuál se
explica porque los andrógenos regulan la espermatogénesis y tienen implicaciones en
el comportamiento sexual, incluyendo el cortejo, la cópula y la agresividad, conductas
ajenas a los individuos inmaduros (Ramenofsky, 1984; Wingfield y Marler, 1988;
Nelson, 2000). Para el estradiol, no se encontraron diferencias entre hembras con
67
diferente grado de madurez lo cuál nuevamente pudiera ser resultado del reducido
número de hembras adultas capturadas.
Cabe mencionar que el número de capturas de C. moreletii fue relativamente
bajo debido, probablemente, a que en el Río Champotón existe un tráfico permanente
de pequeñas embarcaciones pesqueras y una persecución constante de estos reptiles
por pequeños productores acuícolas. En los Petenes, mientras tanto, el área de
muestreo se encuentra a la orilla de la carretera que lleva al poblado de Isla Arena por
lo que los cocodrilos se mantienen en un estado de alerta permanente y tienen un
comportamiento defensivo que les lleva a evitar el encuentro con humanos; ante
cualquier perturbación por tanto, se ocultan en sus cuevas, por lo que su encuentro y
captura durante la realización de este trabajo fue difícil.
Aunado a lo anterior, durante la época de anidación, las hembras tienden a
retirarse a lugares inaccesibles y ocultos entre la vegetación para construir sus nidos
reduciendo la probabilidad de su detección y captura, por lo que el número de muestras
de hembras adultas en esta época es aún más escaso.
6.5 POCs, PCBs y Hormonas en Cocodrilos.
En los machos, ni la testosterona ni el estradiol covariaron con los plaguicidas ni
los PCBs. Sin embargo el estradiol presenta una covarianza marginal con los ΣHCHs
(p=0.08) drines (p=0.07) y los ΣDDTs (p=0.07). Mientras que, en las hembras, el
estradiol covaría con los ΣHCHs (p=0.04) y la testosterona con los ΣPCBs (p=0.04).
Este efecto androgénico de los ΣPCBs y estrogénicos de los ΣHCHs en las hembras, se
68
presenta de forma independiente del grado de madurez y no es significativo para los
adultos o subadultos por separado.
Los resultados obtenidos en este estudio sugieren un efecto estrogénico
relacionado con los residuos de plaguicidas, particularmente con los ΣHCHs para
ambos sexos, lo cual ha sido documentado principalmente en crías y juveniles de
diversas especies de fauna (De Solla et al., 1998; ATSDR, 2000; Guillette et al., 2000;
Campbell, 2003; Gordon et al., 2004). Al mismo tiempo, el hecho de que la
concentración de testosterona en hembras de C. moreletii covariara con la
concentración de ΣPCBs, pero no en machos, sugiere un efecto diferencial de estos
compuestos entre sexos. Resaltando que no existe información en la literatura sobre
dicho efecto.
Guillette y colaboradores (1999a) no encontraron relación significativa en las
concentraciones de DDTs y PCBs en plasma con los esteroides sexuales de Alligator
mississippiensis. Sin embargo, en otros trabajos se ha encontrado que las
concentraciones de testosterona se reducen al 70% y que las hembras presentan
concentraciones más elevadas de estradiol en lagos con altas concentraciones de
plaguicidas organoclorados (Guillette et al., 1994; Guillette et al., 1996; Guillette et al.,
1999a; Gunderson et al., 2004).
El efecto estrogénico de los plaguicidas ΣHCHs en ambos sexos y el incremento
de la testosterona relacionado con los ΣPCBs en las hembras, pueden tener
importantes repercusiones en el desempeño sexual de estos animales. Ya se ha
reportado que afectan la determinación y diferenciación sexual de los embriones
(Lance, 1997; Aguilar-Miguel et al., 1998); alteran la proporción de sexos de la
69
población (Gross et al., 1994); afectan el desarrollo de los individuos hacia el estado
reproductor (Guillette et al., 1994; Guillette et al., 1996; Guillette et al., 1999b;
Gunderson et al., 2004) y el número de individuos que tendrá éxito en la reproducción
(Ferguson, 1985; Lance, 1987; Guillette et al., 1994; Guillette et al., 1996; Lance, 1997;
Wiig et al., 1998; Guillette et al., 1999a; Guillette et al., 1999b; Nelson, 2000; Campbell,
2003; Gunderson et al., 2004).
Se ha indicado que la acumulación de algunos compuestos orgánicos en tejido
graso no es necesariamente peligrosa para los cocodrilos (Hopkins, 2000) y que
pueden tener un efecto diferenciado entre épocas del año. Esto es, cuando se reduce la
alimentación (noviembre a enero) y se eleva el consumo de reservas energéticas (en
forma de grasa), los compuestos son liberados al torrente sanguíneo elevando sus
concentraciones y produciendo efectos estrogénicos en esa etapa del año (Norstrom y
Muir, 1994).
Con los datos obtenidos en el presente estudio, no es posible establecer cuál es
el efecto que tienen los plaguicidas organoclorados y PCBs en la reproducción. Sin
embargo, existe evidencia que la transferencia de estos compuestos de la madre a los
embriones (Ferguson, 1985) tiene un efecto en la determinación del sexo de la progenie
produciendo alteraciones en la proporción de sexos de la población (Gross et al., 1994;
Facamire et al., 1995; Guillette et al., 1997; Nelson, 2000; Wu et al., 2000b; Wu et al.,
2006). Por lo tanto, esta línea de investigación debe continuarse en futuros estudios.
De forma natural, existe un balance en el desarrollo de los vertebrados, el cual
está en función de las señales apropiadas producidas por las hormonas, la alteración en
el tiempo, lugar, receptor o en la concentración de la propia hormona involucrada en un
70
proceso determinado y si se altera, se pueden producir variaciones e incluso interrumpir
los procesos involucrados.
Directa o indirectamente, estos mecanismos, se encuentran relacionados con la
reproducción (fertilidad, cortejo, cuidados parentales), por lo que la variación o
interrupción en los procesos de desarrollo (efecto próximo), repercuten en procesos
reproductivos como la supresión de comportamiento reproductivo o parental teniendo
consecuencias sobre el éxito de la población (efecto último) (Johnson y van Tienhoven,
1980; Nelson, 2000; Valdespino et al., 2002; Selcer, 2006; Willingham, 2006).
Aunado a esto, el efecto de otros factores próximos como el cambio climático y su
probable efecto en la determinación del sexo (alterando la proporción sexual de la
población) y la pérdida de hábitat óptimos con la consiguiente reducción en el tamaño
poblacional (Selcer, 2006), no sólo pueden tener efectos indirectos, sino también
pueden tener efectos sinérgicos sobre la viabilidad de la población.
71
7. Conclusiones
1.
Como se esperaba, en el Río Champotón se encuentran las mayores
concentraciones de POCs y PCBs en sedimento, aun cuando ésto sólo es en época de
nortes. Aunado a esto, la bioacumulación de estos contaminantes en C. moreletii no
responde exactamente a su acumulación en sedimentos y la diferencia entre el
comportamiento de dispersión de hembras y machos de esta especie tampoco explica
la variación en las concentraciones de POCs y PCBs bioacumulados.
2.
De cualquier manera, el sedimento se puede considerar como un indicador de la
disponibilidad ambiental de compuestos orgánicos persistentes como los POCs y los
PCBs hacia los niveles tróficos inferiores y éstos a su vez introduciéndolos en las
tramas tróficas del sistema, bioacumulándolos y poniéndolos a disposición de los
consumidores. Pero es claro, en este estudio, que los cocodrilos no están consumiendo
organismos que se alimentan directamente de detritus y que, en realidad, estos
depredadores tope son indicadores del estado general de una localidad, más que del
estado de un microambiente.
3.
En cuanto a las hormonas sexuales, las concentraciones de éstas no difieren
entre las etapas reproductoras muestreadas, pero la tendencia observada responde a
que los cambios más importantes en las concentraciones de las hormonas evaluadas
ocurrieron previos al periodo de muestreo (al inicio de la etapa de apareamiento).
4.
Los plaguicidas organoclorados, en particular los HCHs, tienen un efecto
estrogénico, mientras que los PCBs tienen un efecto androgénico en hembras, lo que
sugiere un efecto diferenciado de estos compuestos entre sexos.
72
5.
Por otra parte, los POCs y PCBs analizados en este trabajo, cuando se
encuentran acumulados en tejido graso, aparentemente no tiene efecto directo en las
concentraciones de hormonas esteroides en cocodrilos. Sin embargo, estos
contaminantes “atrapados” en las reservas calóricas, pueden entrar en el torrente
sanguíneo en el momento en que el individuo hace uso de dichas reservas, como en el
caso de poca disponibilidad de alimento o en la reproducción.
6.
El efecto indirecto de los POCs y PCBs en la permanencia de la población es
desconocido debido a la longevidad de estos organismos y el lento recambio de
reproductores. Sin embargo, es recomendable establecer un programa de monitoreo a
mediano plazo para constatar si existe o no, algún efecto negativo.
7.
La mayor parte de los estudios realizados con la bioacumulación de
contaminantes orgánicos persistentes en tejidos de reptiles generalmente no proveen
información acerca de sus concentraciones en suelos, agua o sedimentos, así como
tampoco de los efectos de estos contaminantes en la reproducción, desarrollo,
comportamiento y sobrevivencia de los organismos (Hopkins, 2006).
8.
El principal aporte de este trabajo es la aproximación integral a la cuantificación
de los compuestos orgánicos persistentes en cocodrilos, considerando desde su
disponibilidad ambiental, hasta su efecto en los organismos.
73
8. Literatura Citada
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