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utilizado sobre todo en el ganado bovino. El
envenenamiento se produjo cuando los buitres se
alimentaron de las carcasas del ganado muerto y
abandonado que había sido tratado previamente con
diclofenaco. Los buitres y en general las especies del
género Gypsus son extremadamente sensibles a este
fármaco (la dosis letal es del orden de 0.1 a 0.2 mg.kg-1) y estradiol e ibuprofeno, supondrían un riesgo ambiental.
la concentración de este producto en las carcasas de
bovinos se mostró suficiente para justificar una apreciable
mortalidad en las poblaciones de buitres. Están citados
otros casos de la influencia letal del diclofenaco en las
poblaciones del género Gypsus en otros países (112).
En la actualidad existe también una alta evidencia de
procesos de feminización en peces inducidos por la
emisión de medicamentos hormonales al medio. Varios
estudios de campo en los ríos británicos mostraron la
existencia de peces intersexuados (113) así como en otros
países (114), que en la mayoría de los casos presentaban
elevadas concentraciones en plasma de vitelogenina, lo
que sugería la exposición a productos estrogénicos. En la
mayor parte de los casos estos efectos estaban asociados a
la presencia de efluentes de las EDARs, donde se
encontraban cantidades importantes de esteroides naturales
(como el estradiol) o sintéticos (como la EE2). No está
claro, si estos últimos juegan un papel predominante en el
proceso de feminización de peces, sin embargo estudios de
laboratorio demostraron una alta sensibilidad de los
organismos acuáticos a este producto, con valores tan
bajos de PNEC (concentración prevista sin efecto
feminizante) inferiores a 1 ng.l-1 (115). Otros estudios,
muestran que concentraciones de 4 ng.l-1de EE2 causan
una severa feminización en peces y reducen su potencial
reproductor (116).
Existen otros trabajos de toxicología, crónica y aguda,
que muestran efectos adversos sobre el metabolismo y
crecimiento de peces (pez cebra, medaka, salmónidos, etc.)
de medicamentos como el diclofenaco, ibuprofeno,
paracetamol, propanolol, carbamazepina, clofibrato, etc.
(117).
Otros estudios toxicológicos de laboratorio, y algunos
de campo, muestran también efectos adversos de diversos
medicamentos sobre algas e invertebrados. En el amplio
estudio de revisión de Santos, L.H. et al., 2010 (118) se
citan casos de antiinflamatorios no esteroides, reductores
de lípidos en sangre, antibióticos, antidepresivos y
antineoplásicos que tienen efectos adversos sobre el
desarrollo y metabolismo de los géneros Gammarus,
Dafnia, Lemna, Hydra, etc., así como diversas especies de
algas.
De todas formas, estos estudios toxicológicos de
laboratorio se realizan en muchos casos con
concentraciones que exceden, normalmente, las que se dan
habitualmente en el medio, por lo que su extrapolación a la
realidad no se puede realizar tan fácilmente. Boxwall, A y
Grennwood, R, 2010 (119) en un estudio sobre 38
medicamentos, de los más citados en los estudios
ambientales, comparan las dosis máximas encontradas en
el medio con la dosis más baja que produce efectos
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Francisco Díaz-Fierros Viqueira
toxicológicos y concluyen que la mayoría se encuentran
muy por debajo de este umbral, por lo que su riesgo
ambiental, es mínimo. Solo algunos, como el 17-alfa
etilenestradiol, paracetamol, acido salicílico, 17 alfa/beta-
Estas apreciaciones, que minimizarían el riesgo de la
presencia de los medicamentos en el medio por sus
consecuencias ecotoxicológicas, habría que matizarlas
también con el hecho de que en estos estudios no se
consideran, normalmente, los riesgos derivados de las
mezclas de medicamentos y de que en general, los estudios
de toxicidad crónica se realizan en períodos de tiempo
demasiado cortos. Santos, LH et al., 2010 (120) en su
revisión de 216 trabajos señalan que solo en uno la
duración del estudio, con siete años, podría considerarse
como de suficiente garantía.
No se puede ignorar, finalmente, que aunque las
moléculas de los APIs presentes en el medio ambiente
tienen, en general, una vida media inferior a la de los
contaminantes tradicionales (DDT, PCBs, etc.) el hecho de
que su emisión se produzca de forma más o menos
continua, les confiere un comportamiento similar a la de
los productos persistentes, efecto conocido como
“pseudopersistencia” (121), por lo que sus efectos se
deberán considerar, en la mayor parte de los casos, como
de toxicidad crónica.
6. EVALUACIÓN DEL RIESGO AMBIENTAL
(GUÍA UE-2006)
El 1 de diciembre del año 2006 la UE después de un
largo proceso de gestación de más de seis años aprobó la
Guía para la Evaluación del Riesgo A mbiental de
Productos Medicinales para Uso Humano que fue
requerida para todos los procesos de autorización de
comercialización en el territorio comunitario de nuevos
productos de uso medicinal. Aunque una se exige
evaluación positiva, en general, para la circulación de estos
productos, no siempre será motivo de rechazo por que en
el caso de los medicamentos de uso humano, debe
analizarse, caso por caso, sopesando tanto los riesgos
como los beneficios potenciales del nuevo producto.
En España esta Guía (UE-2006) fue incorporada como
procedimiento de evaluación de riesgos ambientales en el
año 2007 en el RD 1345/2007 de autorización de registro y
condiciones de comercialización de medicamentos de uso
humano (BOE 267-07.11.2007).
En esencia esta Guía utiliza un proceso secuencial de
tres etapas: FASE I (Estimación de la Exposición), FASE
II. (Ruta ambiental y análisis de efectos), con los tramos A
y B, que suponen dos grados crecientes de refinamiento en
la evaluación.
FASE I. La exposición al fármaco se determinará a
partir de las concentraciones del producto en los distintos
compartimientos del medio (aguas superficiales, aguas
subterráneas, sedimentos y suelos). Aunque existe, como
ya se vio, una abundante literatura a este respecto, en la
práctica solo se considerarán las aguas superficiales, por
estar disponibles más datos sobre ellas y, porque las rutas
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