Micro y nanoplásticos en mares y océanos

 

 

 

Alfredo Bizarro Sánchez[1]

Ana Belem Piña Guzmán[2]

Fabián Robles Martínez[3]

 

Recibido: 25/01/2023

Aceptado: 24/02/2023

 

 

 

Resumen

Mares y océanos sufren un grave problema de contaminación a causa de la presencia de residuos plásticos que afecta no solo a la biota marina, sino también a los seres humanos. A pesar de la abundante información sobre la presencia de plásticos en mares y océanos, aún se carece de conocimiento sólido sobre la cantidad de plásticos que ingresan al medio marino. Esta situación se agrava con respecto a los nano y microplásticos; dado que la mayor parte de las investigaciones se han enfocado a los macroplásticos y a regiones de fácil acceso como playas. Por otra parte, la carencia de una armonización o estandarización de metodologías, clasificaciones y una definición funcional de nano y microplásticos no permite la comparación de datos espaciales y temporales de la problemática entre la comunidad científica. El objetivo del presente trabajo es presentar la información actual sobre los nano y microplásticos: definiciones, fuentes, metodologías, ingestión, toxicidad, alteración de hábitat e introducción de especies.

 

Palabras clave: Impacto ambiental, metodologías, contaminación por plásticos

 

Abstract

Seas and oceans suffer a serious pollution problem due to the presence of plastic waste that affects not only marine biota, but also human beings. Despite the abundant information on the presence of plastics in seas and oceans, there is still a lack of solid knowledge on the amount of plastics entering the marine environment. This situation is aggravated with respect to nano and microplastics, since most research has focused on macroplastics and easily accessible regions such as beaches. On the other hand, the lack of harmonization or standardization of methodologies, classifications and a functional definition of nano and microplastics does not allow the comparison of spatial and temporal data of the problem among the scientific community. The objective of this paper is to present the current state of research on nano and microplastics: definitions, sources, methodologies, ingestion, toxicity, habitat alteration and species introduction.

 

Keywords: Environmental impact, methodologies, plastic pollution.

 

Introducción

Hoy en día, la contaminación ambiental es un grave problema que acosa, sobre todo a las grandes ciudades de todo el mundo. Las actividades cotidianas de la población mundial creciente son responsables de la presencia de residuos (solidos, líquidos, gaseosos) en nuestro entorno. La omnipresencia de residuos solidos es cada vez más evidente y no se limita a las grandes ciudades o a las áreas urbanas con mayor movilidad de personas. Hoy los residuos, con una composición cada vez más variada, se encuentran por doquier, llegando a ambientes que antes eran tan limpios como las playas y, por ende, en las aguas marinas y en los grandes océanos.

 

La presencia de microplásticos ha sido documentada en depósitos en el fondo marino (Woodall et al., 2014), aguas, sedimentos y suelos (Hall et al., 2015); y aunque se ha aportado abundante evidencia e información sobre su destino y efectos en el océano, aún se carece de conocimiento sistemático sobre los procesos subyacentes (Zarfl et al., 2011); situación que se agrava por el desconocimiento de la cantidad de residuos que ingresan a los océanos, y que de acuerdo a Jambeck et al. (2015), sin el mejoramiento de la infraestructura de gestión de residuos se producirá un incremento constante y acumulativo en magnitud para el año 2025. Por lo anterior, es necesario realizar investigaciones encaminadas a conocer la acumulación, fuentes, sumideros e impactos ambientales asociados a los microplásticos (Barnes et al., 2009; Galgani, 2010).

 

Se han realizado diversas investigaciones sobre la presencia, movilidad y distribución marina de plásticos a nivel global (Cole et al., 2011; Ivar do Sul y Costa, 2013b); dichas investigaciones incluyen 18 sitios en 6 continentes y regiones como el mar profundo (van Cauwenberghe et al., 2013), polos (Barnes et al., 2009; Obbard et al., 2014) y archipiélago del Atlántico ecuatorial (Ivar do Sul et al., 2013a). Registrándose una mayor concentración de estos materiales en las áreas densamente pobladas. Por otro lado, la mayor parte de las investigaciones se han enfocado a macroplásticos, pero hoy en día es necesario establecer patrones temporales y espaciales, así como conocer los impactos físicos y químicos generados por la acumulación de microplásticos en los hábitats intermareales y submareales (Thompson et al., 2004; Barnes, 2009; Galgani, 2010). Adicionalmente, más del 80 % de las investigaciones sobre la abundancia de microplásticos se ha enfocado en las playas debido a su fácil acceso (van Cauwenberghe et al., 2015, Alvarez Zeferino et al., 2020, Cruz Salas et al., 2022,) y principalmente en el Pacífico y Atlántico Norte (van Sebille et al., 2015).

 

Definición de microplásticos y nanoplásticos

 

En la actualidad no existe una definición estándar o legal de microplásticos y nanoplásticos. El término es utilizado en las ciencias ambientales para referirse a una amplia variedad de tamaños de partículas plásticas dentro de un rango bajo de nm y un tamaño de 5 mm (Leslie, 2015). Aunque cabe señalar que muchos autores no hacen distinción alguna entre ellos, por lo que los nanoplásticos quedan comprendidos en los microplásticos, razón por la cual el tamaño varía ampliamente entre investigadores y que de acuerdo a la Environment and Climate Change Canada (ECCC) (ECCC, 2015), las definiciones existentes se basan principalmente en la clase de método de muestreo empleado para su caracterización del tipo de microplástico que se esté investigando. Andrady (2011) señala, por ejemplo, que investigadores han utilizado cernidores de 500 µm y 67 µm como límite superior e inferior para muestreo de microplásticos, mientras que otros han utilizado como límites < 5 mm hasta 333 µm. Algunas de las dimensiones propuestas para definir a los microplásticos se muestran en la Tabla 1.

 

Tal diversidad de dimensiones representa un obstáculo para las comparaciones de datos, lo que hace impostergable la creación de un estándar científico (Cole et al., 2011). Estándar que parece ir ganando consenso en torno a los menores 5 mm en parte a la definición alcanzada durante la International Research Workshop on the Occurrence, Effects, and Fate of Microplastics Marine Debris celebrada en Tacoma, Washington, USA (Arthur, 2009), dicha definición la comparten la US Environmental Protection Agency (US EPA, 2011) y el Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Protection (GESAMP, 2015), además de varios investigadores que han adoptado esa dimensión para sus investigaciones.

 

 

Tabla 1. Dimensiones propuestas para definir los microplásticos

 

Los científicos que estudian las partículas plásticas en el ambiente por lo general se refieren a las partículas < 1 µm como nanoplásticos porque se encuentra en el rango de los nanómetros (no necesariamente porque se encuentren en el rango de las nanopartículas (10-100 nm) diseñadas). Sin embargo, aún no existe un consenso para la definición del término, pero investigadores como Koelmans et al. (2015a) sugieren adoptarlo para las partículas plásticas en el rango de < 100 nm; rango que es utilizado para nanomateriales no polímeros e indica que la partícula es nano-dimensionada si es ≤ 100 nm en al menos una de sus dimensiones. Aunque aún no se ha cuantificado la abundancia de los nanoplásticos, no hay duda de que las partículas a nanoescala, se originan ya sea por diseño para productos de consumo o por la degradación de macro/microplásticos (Andrady, 2011). Leslie (2015) resume las definiciones al señalar que el término microplásticos incluye partículas en el rango de milímetros (1-5 mm), micro (1-999 µm) y nano (1-999 nm).

 

Fuentes

Las fuentes de los residuos marinos encontrados en el mar pueden clasificarse en marinos y terrestres (Williams et al., 2005), siendo estas últimas las responsables del 80%, mientras que el restante 20% se origina en actividades marinas del ser humano (Sheavly, 2005). De aquí que las dos fuentes principales de introducción de microplásticos sean la inducción directa por escorrentía y la descomposición por meteorización de los meso y macroplásticos (Andrady, 2011). A su vez, los microplásticos pueden ser subdivididos por su uso y fuente: primarios, producidos para su uso indirecto como precursores (gránulos o gránulos de resina virgen) para la producción de productos de polímero para consumo en cosméticos, exfoliantes y abrasivos; y secundarios, microplásticos producto de la fragmentación de macroplásticos en otros fragmentos más pequeños (Browne et al., 2007; Galgani et al., 2015).

 

Fuentes primarias de nanoplásticos incluyen pinturas en aerosol, adhesivos, revestimientos, celosías redispersables, productos biomédicos, suministradores de fármacos, diagnosticadores médicos, electrónicos, el magnetismo y la optoelectrónica, y recientemente se ha detectado que el corte térmico de espuma de poliestireno emite partículas de tamaño nanométrico, en el intervalo de ~22 a 220 nm (Zhang et al., 2012). Otros autores como Fendall y Sewell (2009) también enlistan productos para el cuidado personal y cosméticos como fuente microplásticos y nanoplásticos de hasta ~4 µm (gránulos, microesferas, microcápsulas, nanoesferas/cápsulas) presentes en exfoliantes o limpiadores de piel (Bhattacharya, 2015; Leslie, 2015). Finalmente, en un reciente estudio por Gigault et al. (2016), afirman haber encontrado pruebas irrefutables de la formación de nanoplásticos a partir de la degradación por la luz solar en los microplásticos. Lo que corrobora la existencia de varios procesos de deterioración de plásticos que dan lugar a la creación de microplásticos (Claessens et al., 2011), los cuales representan una amenaza emergente, generalizada y omnipresente en todo el ambiente marino (Cole et al., 2011).

 

Una estimación de la cantidad de microplásticos en el océano ha sido calculada por Eriksen et al. (2014), los cuales basándose un modelo oceanográfico de la abundancia de residuos flotantes entre 2007 y 2013 en los océanos, estimaron un mínimo de 5.25 trillones de partículas, las cuales sumarian un peso de 268,940 toneladas. Cantidad muy inferior a la calculada por van Sebille et al. (2015), que calculan un número entre 15 y 51 trillones de partículas, con un peso entre 93 y 236 mil toneladas métricas, que representan aproximadamente el 1% del plástico que ingresó a los océanos en el año 2010. Por otra parte, Eriksen et al. (2014) reportan que, al comparar cuatro categorías de tamaño, dos microplásticos, los < 4.75 mm y los meso y macroplásticos > 4.75 mm, observaron una pérdida considerable en comparación a las tasas esperadas de fragmentación, sugiriendo que existen mecanismos que eliminan los microplásticos < 4.75 mm de la superficie del océano.

 

Al ingresar al ambiente marino los plásticos inician un proceso de deterioración por el efecto de la meteorización química y erosión mecánica. Durante la fotodegradación, la luz solar oxida la estructura química, causando la escisión de los enlaces que reduce la masa molecular de los polímeros, dando como resultado que los plásticos se vuelvan quebradizos y se desintegren, formando pequeños fragmentos, que al ser arrojados a las costas quedan expuestos a la radiación UV y los procesos físicos controlados por el viento, corrientes, olas, mareas y abrasión de los sedimentos (Browne et al., 2007; Corcoran et al., 2008; Andrady, 2011). Por otra parte, también se produce un proceso de biodegradación por hongos y colonias microbianas que utilizan el carbón del polímero y lo convierten en CO₂ para, posteriormente, incorporarlo dentro de la biomasa marina (Gregory y Andrady, 2003; Andrady, 2011).

 

Metodologías de monitoreo

La mayoría de metodologías de monitorización se han enfocado en los plásticos y otros residuos encontrados en las playas debido a su fácil acceso; pero a pesar de ello su aplicación es poco frecuente, por lo que sólo se tienen estimaciones aproximadas de tipo y abundancia. Ligado a lo anterior, existe un sesgo originado en el diferencial de remoción por peinado de playas (beachcombing), limpieza y dinámica de la playa (Ryan et al., 2009). Hidalgo-Ruz et al. (2012) distinguen tres estrategias principales de muestreo: selectiva, volumen reducido, y el muestreo por volumen. Metodologías que se basan en un proceso de cuatro pasos para el procesamiento de la muestra: separación por densidad, filtración, tamizado y clasificación visual de microplásticos; y aunque no existe una categorización definitiva de los microplásticos, los tipos más frecuentes de clasificación en la literatura disponible son: esféricos, fragmentos, gránulos, filamentos, películas y espuma de poliestireno; agregándose las fibras plásticas (van Cauwenberghe et al., 2015). En general los microplásticos se estudian en relación a (1) muestras de plancton, (2) sedimentos arenosos y fangosos, (3) la ingestión de vertebrados e invertebrados, y (4) las interacciones de contaminantes químicos (Ivar do Sul y Costa, 2013b). La multiplicidad de clasificaciones existente para su identificación y cuantificación evita contar con criterios metodológicos que permitan hacer comparaciones espaciales y temporales estandarizados como los propuestos por la Marine Strategy Framework Directive de la Unión Europea (Galgani et al., 2010). Conclusión a la que también llegaron Vandermeersch et al. (2015) en su investigación sobre el impacto de los microplásticos en los organismos acuáticos, donde se reporta que los niveles de captación de contaminantes, es poco clara, a consecuencia de que las metodologías de cuantificación son limitadas y no están armonizadas/estandarizadas.

 

Impacto ambiental

Usualmente la densidad los microplásticos es menor a la del agua, por lo que tienden a flotar en la superficie; sin embargo, esta característica asociada a su persistencia puede cambiar durante su permanencia en el océano al estar expuestos a la erosión y contaminación biológica, lo que contribuye a su distribución por medio de los procesos hidrodinámicos y corrientes oceánicas a lo largo de la superficie del mar, la profundidad de la columna de agua, el fondo marino, playas y el hielo marino (Claessens, 2011; Galgani, 2015), lo que coadyuva a que la evaluación de riesgos asociados al plástico con los hábitats acuáticos no sea sencilla y requiera de información sobre los organismos expuestos, concentraciones, tipos de polímeros, tamaño del residuo, localización y transporte durante ese periodo exposición (Rochman, 2015). Adicionalmente, la magnitud de los efectos adversos de los microplásticos en la biota depende de los niveles de exposición. Mientras que en los nanoplásticos su impacto está relacionado a sus propiedades nano-fisicoquímicas las cuales tienen el potencial de traspasar las barreras biológicas, penetrar tejidos y acumularse en los órganos. Hoy en día se conocen cuatro tipos de peligros potenciales asociados a los microplásticos: toxicidad al ser ingeridos, contaminantes lixiviados, contaminantes que se adsorben a los microplásticos, y acumulación de partículas en los organismos (Mattsson et al., 2015).

 

Ingestión

La ingestión de microplásticos se da en función del tamaño, forma y densidad de las partículas, pues estas determinan su posición en la columna de agua y el potencial de disponibilidad para su ingestión por una gran cantidad de biota en ecosistemas pelágicos y bentónicos (Cole et al., 2011); pues plásticos de baja densidad tienden a flotar y ser ingeridos por organismos filtradores o planctívoros, mientras que los de alta densidad tenderán a hundirse y a acumularse en los sedimentos, donde tienen mayor probabilidad de ser ingeridos por organismos consumidores de depósitos (Browne et al., 2007). Situación que se ve acentuada debido a que el rango dimensional de los microplásticos es similar al del plancton, de ahí su gran potencial de impacto y de los nanoplásticos al ser ingeridos por una gran variedad de animales (Browne et al., 2007; Moore, 2008) desde la base de la cadena trófica; como es el caso del zooplancton (Cole et al., 2011; Frías et al., 2014; Setala et al., 2014). En los animales filtro alimentados, desde el nano-zooplancton a las ballenas barbadas, la carencia de vías enzimáticas disponibles para descomponer los polímeros sintéticos tiene como resultado que los residuos no sean digeridos o absorbidos, lo que evita efectos negativos (Andrady, 2011). Sin embargo, la ingestión por la microbiota presenta el potencial de transferir contaminantes orgánicos persistentes (COPs), principalmente aquellos recolectados del agua (Bowmer y Kershaw, 2010). Asociado a lo anterior, los microplásticos favorecen la interacción entre residuos y animales al agudizar factores que atraen a los animales por su similitud con sus presas naturales, por accidente durante su alimentación o comportamiento normal. Sin embargo, a diferencia de otros impactos –enredamiento, especies invasoras y alteraciones del hábitat– que son fácilmente perceptibles, la ingestión de plásticos es muy difícil de observar (Hammer et al., 2014), lo que exacerba la problemática en muchos organismos de los niveles tróficos inferiores dada su limitada capacidad para diferenciar entre los microplásticos y su alimento, lo que los hace especialmente susceptibles a ingerirlos por ser engullidores indiscriminados (Moore, 2008); al mismo tiempo que agrava el impacto en muchas especies afectadas y que son las más vulnerables y amenazadas o en peligro de extinción (NOAA, 2007). Asimismo, Richards y Berger (2011) señalan que los macroplásticos no sólo pueden causar daños mecánicos directos, sino que también pueden disminuir la capacidad de nutrición fototrófica y heterotrófica; conclusión a la que también llegaron Cole et al. (2013), al observar reducción en la alimentación de algas por copépodos. Estudios sobre la ingestión por organismos invertebrados y vertebrados ha sido documentada (Tabla 2) en varias investigaciones, entre las que destacan:

 

 

 

 

 

Tabla 2. Especies en las que se ha documentado ingestión

 

Ivar do Sul y Costa (2013) han comprobado en laboratorio la ingestión de microplástico por peces; hecho que ha sido confirmado por Boerger et al. (2010) que reportan el haber encontrado fragmentos sintéticos en el contenido intestinal del 35% de los peces planctívoros estudiados del vórtice del Pacífico norte. Otro estudio es el realizado por Watts et al. (2014) sobre la ingestión de microplásticos por el cangrejo de mar (Carcinus maenas), donde reportan que puede ocurrir a través de la inspiración branquial o alimentos expuestos. Entre tanto Brennecke et al. (2015) han encontrado que las nanopartículas pueden ser ingeridas por los organismos filtradores marinos como partículas primarias, aunque es más probable que la ingesta se realice a través de materiales a los que se han incorporado (Brennecke et al., 2015). Por su parte, Kuhn et al. (2015) informan que la interacción entre residuos y la biota marina, en especial las aves marinas, tienen también como consecuencia, facilitar accidentalmente la distribución del plástico a nivel mundial a través del biotransporte.

Toxicidad

La gran capacidad de transporte, velocidad de degradación (Borga et al., 2014), propiedades físicas y morfológicas de los microplásticos hace de ellos un vector de transferencia de compuestos químicos tóxicos (Hohenblum, 2015), como por ejemplo; los bifenilos policlorados (BPC), hidrocarburos aromáticos policíclicos, hidrocarburos del petróleo, pesticidas organoclorados (2,2’-bis (p-clorofenil)-1,1,1 tricloroetano (DDT) y sus metabolitos, junto con hexano hexaclorados (HCH), difenil éteres polibromados (PBDE), alquilfenoles y bisfenol A (BPA) en concentraciones que van desde ng g^-1 a µg g^-1 (Thompson, 2009), además de otros contaminantes ya presentes en el ambiente marino como los COPs que muestran alta afinidad hacia los microplásticos (Andrady, 2011; Engler, 2012; Thevenon at al., 2014; Hohenblum, 2015). También se ha reportado concentración, aunque en bajos niveles, de insecticidas, pesticidas y productos químicos industriales en microplásticos (Andrady, 2011); observación que es respaldada por Rochman (2015), que señala que dichas propiedades favorecen la acumulación de una compleja mezcla de contaminantes químicos en los plásticos, lo que hace a unos más peligrosos que otros. Investigaciones como la de Takada et al. (2008), reportan haber encontrado la presencia de dos tipos de microcontaminantes orgánicos en gránulos de plástico: contaminantes derivados de aditivos y contaminantes sorbidos; por lo que en base a este descubrimiento proponen utilizar los gránulos de plástico como una herramienta de monitoreo de los COPs en las aguas costeras mundiales. Esto a pesar de que según Hohenblum et al. (2015) la dinámica de lixiviado y adsorción de contaminantes en el ambiente por los microplásticos es aún desconocida. Por su parte, la American Chemistry Society (2010) reporta que el plástico ligero de espuma blanca, los plásticos duros y las resinas epóxicas duras se descompone rápidamente bajo las condiciones comúnmente encontradas en los océanos liberando sustancias potencialmente tóxicas; debiéndose esto, principalmente, a que los aditivos se separen de los polímeros, lo que facilita que se desprendan del material bajo ciertas condiciones. A este respecto se han encontrado evidencias (Sajiki y Yonekubo, 2003) de la liberación acelerada de BPA por plásticos residuales (Policarbonato) en las aguas oceánicas y degradación a través de la biodegradación bacterial (Artham y Doble, 2009), esto a pesar de su extrema resistencia a la biodegradación debido a su alto peso molecular, hidrofobia y ausencia de especies microbianas naturales que puedan metabolizar polímeros; con excepción de los biopolímeros como la celulosa y quitina (Wang, 2015). Otras evidencias de la presencia de contaminantes es la aportada por Frías et al. (2010) en gránulos negros, blancos, de color y envejecidos recolectados en las costas de Portugal, cerca de Lisboa. En su análisis para detectar BPC e hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) encontraron que los gránulos de color negro contenían concentraciones más altas de BPC que los envejecidos. Resultados similares son reportados en las playas de Saronikos en Grecia (Karapanagioti et al., 2011)

 

Por otra parte, debido a su capacidad de adsorción de contaminantes los microplásticos también pueden actuar como adsorbentes de sustancias bioacumulativas y persistentes como las dioxinas del agua o sedimento, las cuales tienden a acumularse en su superficie durante su permanencia en el agua superficial contaminada, y al ser ingeridos los microplásticos incrementan el riesgo de transmisión en toda la cadena alimenticia–incluyendo el ser humano (Engler, 2012; Thevenon at al., 2014).

 

En cuanto a la adsorción de metales traza, Holmes et al. (2014) han reportado que es al menos un orden de magnitud mayor en gránulos varados que en gránulos vírgenes; lo que hace suponer que se debe a la reactividad de los gránulos de plástico y a la adsorción a corto plazo de la materia orgánica, al envejecimiento y modificación a largo plazo de la superficie de los gránulos. En general la toxicidad de los microplásticos pude ser atribuida o uno o más de los siguientes factores (Andrady, 2011):

 

a)      Monómeros residuales o aditivos empleados durante el proceso de producción del plástico que pueden lixiviarse si el plástico es ingerido.

b)     De la toxicidad de algunos productos intermedios de la degradación parcial del plástico.

c)      Los contaminantes orgánicos persistentes presentes en el agua del océano pueden ser lentamente adsorbidos y concentrarse en los microplásticos.

 

Modelos matemáticos por Teuten et al. (2009), han mostrado que incluso cantidades pequeñas de plástico pueden facilitar el transporte de contaminantes a los organismos a través de la ingestión; aunque de acuerdo a Koelmans (2015b), este depende de varios factores: primero, debe existir un gradiente que conduzca los químicos del plástico al organismo; segundo, la ingestión debe ser sustancial en comparación con otras vías de exposición; tercero, el riesgo químico de la ingestión microplástica debe relacionarse con todos los químicos del sistema plástico-organismo. Otra característica que agrega Leslie (2014), es que para que un contaminante represente un riesgo ambiental necesita haber una combinación de exposición al contaminante y que este sea peligroso.

 

Una vez que los organismos ingieren los microplásticos, estos pueden ser excretados o transportados dentro del organismo (Browne et al., 2008; von Moos et al., 2012) y dependiendo del tiempo que permanezcan en él o tarden en ser excretados, se pueden evitar los potenciales efectos nocivos (Wright et al., 2013). Por su parte, Koelmans et al., (2016) han concluido que en general el flujo de sustancias químicas orgánicas hidrofóbicas bioacumuladas a partir de presas naturales sobrepasa el flujo de microplásticos ingeridos para la mayoría de los hábitats, lo que implica que probablemente la ingestión microplástica no aumenta la exposición a los riesgos de químicos orgánicos hidrofóbicos en el ambiente marino.

 

Otra evidencia de transporte de contaminantes ha sido proporcionada por Teuten et al. (2009) para la pardela canosa (Calonectris leucomelas) y la de Tasmania (Puffinus tenuirostris), donde muestran que pardelas alimentadas con gránulos de plástico mostraban altas cantidades de bifenilos policlorados (BPCs) en sus tejidos. Mientras que Tanaka et al. (2013) midieron las concentraciones de polibromodifenil éteres (PBDE) de los fragmentos de plástico ingeridos en los tejidos adiposos de la presa natural de las aves marinas; determinándose que dos tipos de PBDEs no se encontraron en los peces, pero estaban presentes en el plástico, lo que parece indicar la transferencia de químicos hacia las aves marinas.

 

Hoy en día existe desconocimiento sobre la exposición a largo plazo de cuáles son las concentraciones aceptables de plástico para el ambiente y sobre la ecotoxicidad de la mezcla de sus materiales, pero Oehlmann et al. (2009) han investigado los efectos biológicos de los aditivos plastificantes contenidos en los microplásticos sobre la vida silvestre, en especial en los anélidos (tanto acuáticos y terrestres), moluscos, crustáceos, insectos, peces y anfibios, y han encontrado que los ftalatos y BPA tienen efectos nocivos sobre la reproducción y desarrollo, además de producir aberraciones genéticas; siendo los moluscos, crustáceos y anfibios los más afectados a bajas concentraciones de ng/l a µg/l; además de que los ftalatos y BPA tienden a bioacumularse, aún, cuando la concentración varíe de acuerdo a la especie, individuo y tipo de plastificante (Thompson et al., 2009). En contraste el efecto en peces (a excepción de la perturbación en la espermatogénesis) se efectúan a concentraciones mayores de BPA y ftalatos (Oehlmann et al., 2009; Thompson et al., 2009; GESAMP, 2010). La Tabla 3 muestra algunos de los efectos de los BPA en mejillones, moluscos, crustáceos y anfibios, reportados por varios investigadores.

 

Otras investigaciones como las Rochman et al. (2013) (peces), Browne et al. (2013) (Arenicola marina) y Chua et al. (2014) (Allorchestes compressa), también han observado en laboratorio los efectos negativos y transferencia de contaminantes a causa de la ingestión de microplásticos. Koelmans et al. (2014) reportan que los productos químicos transferidos al tracto gastrointestinal dependen de la fugacidad del químico y del tejido de los organismos, que para los COPs y químicos hidrofóbicos en general son los lípidos. Investigadores como Besseling et al. (2013), Browne et al. (2013) y Rochman et al. (2013) han observado que la ingestión de microplásticos contaminados pueden transmitir los contaminantes en concentraciones suficientes para interrumpir las funciones ecofisiológicas relativas a la salud y biodiversidad, aunque la tasa de desorción está en función de la composición química de los materiales del plástico, los contaminantes adsorbidos y condiciones ambientales.

 

Tabla 3. Efectos de BPA y ftalatos en mejillones (Mytilus edulis)

 

Por su parte Lee et al. (2013) han observado que la exposición de copépodos a partículas mayores a 0.05 µm y concentraciones mayores a 12.5 µg/l, producen reducción de fecundidad, mientras que Bhattacharya et al. (2010) observaron reducción en la fotosíntesis en las algas verdes (Chlorophyta) al exponerse a nanopartículas de poliestireno de entre 1.8 y 6.5 mg/L, quizá como consecuencia de la reducción el flujo en la intensidad de luz y aire (Koelmans, 2015). Sobre la presencia de tóxicos en peces se han realizado investigaciones (Tabla 4), así como en las ballenas de aleta (Balaenoptera physalus) Fossi et al. (2012, 2015) han estudiado los efectos tóxicos de los ftalatos. Mientras que en tortugas verdes (Chelonia mydas) se ha investigado el impacto de los COPs, bifenilos policlorados, y éteres polibromodifenil (van de Merwe et al., 2009).

 

Tabla 4. Investigaciones sobre la presencia de tóxicos en peces

 

 

Alteración de hábitat e introducción de especies invasoras

 

Los microplásticos también amenazan la biodiversidad oceánica al destruir los hábitats. Una vez en el océano los plásticos terminan asentándose en el fondo con el transcurrir del tiempo, aumentando su concentración con consecuencias impredecibles para los ecosistemas marinos (Katsanevakis y Katsarou, 2004), pues afectan la calidad del agua y de sus hábitats, ya que los residuos atrapados pueden causar un aumento en la sedimentación y turbidez, bloqueando la tan necesaria luz solar o asfixiando los lechos de algas o corales (Sheavly, 2005). Otros impactos son la acumulación de tóxicos en sedimentos, los cuales posteriormente son ingeridos por lombrices marinas, holoturias y crustáceos (Thompson et al., 2005), la asfixia, turbidez, abrasión de tejidos y mortalidad de los corales, además de mostrarse una correlación negativa significativa entre el nivel de cubierta de coral duro y la cobertura de los desechos marinos (Richards y Berger, 2011).

 

Los residuos naturales siempre han transportado organismos entre hábitats cercanos y lejanos, pero con la introducción de plástico a los océanos se proveyó a muchas especies marinas con un medio de excepcionales características: durabilidad y flotabilidad. Características que ofrecen un sustrato adecuado para la colonización, lo que aunado a su transporte por corrientes y vientos marinos favorecen el traslado y dispersión (horizontal o vertical desde la superficie a través de la columna de agua hasta el lecho marino) de especies invasoras a hábitats no nativos de alrededor del mundo amenazando la biodiversidad, alterando hábitats y provocando pérdida de especies (Barnes, 2002ª; Barnes y Milner, 2005; Hammer et al., 2012; Kuhn, 2015) en los ecosistemas de los litorales, intermareales y de la costa (Gregory, 1991, 1999).

 

Harrison et al. (2014) han documentado, en estudios de laboratorio, que los residuos de polietileno de baja densidad de los microplásticos pueden ser colonizados rápidamente por organismos incrustados o adheridos en tan sólo 14 días. Tales organismos pueden ser bacterias, diatomeas, algas, percebes, guérridos, hidroides y urocordados o tunicados, que una vez instalados en su nuevo hábitat pueden crecer masivamente, y con el tiempo, pueden dañar o competir con las especies nativas (Sheavly, 2005; Majer et al., 2012; Kiessling et al., 2015), por lo que es necesario el investigar que sucede cuando los residuos llegan al océano.

 

En las últimas cuatro décadas la contaminación de microplásticos se ha duplicado en el vórtice del Pacífico norte, lo que ha favorecido un incremento en la oviposición al aumentar el sustrato que limitaba la reproducción de varias especies (Goldstein et al., 2012); por ejemplo, el Halobates sericeus en el que se ha observado un incremento positivo en su oviposición con respecto al aumento de microplásticos en el océano (Majer et al., 2012).

 

Conclusiones

La creciente producción de plásticos y su ingreso a los océanos presenta una serie de riesgos potenciales directos e indirectos para la vida marina–y humana. Los riesgos asociados a los microplásticos y nanoplásticos son variados y dependen de factores como concentración de contaminantes, tiempo de exposición, grado de peligrosidad del tóxico, y de la especie afectada. Riesgos que hacen urgente la necesidad de crear un estándar dimensional para los micro y nanoplásticos que permitan la comparación de información entre la comunidad científica; así como el desarrollo de métodos experimentales para la obtención de datos, muestreo, cuantificación, detección y destino de los micro y nanoplásticos, conocimiento de los procesos y tasas de degradación; e investigaciones sobre los impactos en los organismos marinos.

 

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