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ISSN Versión impresa: 1992-2159; ISSN Versión electrónica: 2519-5697
Biotempo, 2019, 16(2), jul-dic.: 241-256.
ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL
ACUTE TOXICITY OF THREE PESTICIDES (BUTACHLOR,
COPPER OXYCHLORIDE AND CHLORPYRIFOS) ON THE MARINE
BENTHIC AMPHIPOD APOHYALE GRANDICORNIS (KROYER, 1845)
(CRUSTACEA: HYALIDAE)
TOXICIDAD AGUDA DE TRES PLAGUICIDAS (BUTACLOR, OXICLORURO
DE COBRE Y CLORPIRIFOS) SOBRE EL ANFÍPODO BENTÓNICO MARINO
APOHYALE GRANDICORNIS (KROYER, 1845) (CRUSTACEA: HYALIDAE)
Diana Lina Sotelo-Vásquez1 & José Iannacone1,2
1 Laboratorio de Parasitología. Facultad de Ciencias Biológicas. Universidad Ricardo Palma (URP). Lima, Perú. E-mail:
joseiannacone@gmail.com
2 Laboratorio de Ecología y Biodiversidad Animal (LEBA). Universidad Nacional Federico Villarreal (UNFV). E-mail:
joseiannacone@gmail.com
Author for correspondence: joseiannacone@gmail.com
ABSTRACT
Pesticides have been widely used since ancient times in agriculture for the protection of crops from plagues. However,
most of these generate high environmental pollution. Despite of law regulation, they continue to arrive in di erent ways
to the ocean. e present work evaluates the toxicity of three commercial pesticides in Peru: the herbicide Butachlor,
the insecticide Chlorpyrifos and the fungicide Copper Oxychloride, on the marine amphipod Apohyale grandicornis
(Krøyer, 1845). Ecotoxicological bioassays were carried out in each one with standardized protocols, in addition to
Potassium Dichromate sensitivity test. Likewise, based on acute test, the environmental risk of the three pesticides at the
aquatic level was evaluated by calculating the risk quotient (RQs). According to the LC50 of the pesticides the sequence
in descended order of toxicity was: Butachlor> Chlorpyrifos> Copper Oxychloride. For the Potassium Dichromate
sensitivity test, an LC50 value of 13.04 mg·L-1 was found. e herbicide Butachlor registered the highest toxicity of all the
pesticides evaluated at the 96 h of exposure in A. grandicornis with LC50 of 0.019 mg·L-1, showing a toxicity 1.11 times
higher than Chlorpyrifos and 28.42 more than Copper Oxychloride. Finally, both Butachlor and Chlorpyrifos present
an environmental risk on A. grandicornis. While, Copper Oxychloride was an environmental risk when using the safety
factor to calculate the risk quotient.
Keywords: amphipod – Apohyale grandicornis – Butachlor – Chlorpyrifos – Copper Oxychloride – environmental risk
– Potassium Dichromate
Biotempo (Lima)
doi:10.31381/biotempo.v16i2.2536
Revista Biotempo
Facultad de Ciencias Biológicas de la
Universidad Ricardo Palma
(FCB-URP)
ISSN Versión Impresa: 1992-2159; ISSN Versión Electrónica: 2519-5697
Volumen 15 (2) Julio - Diciembre 2018
LIMA / PERÚ
Revista Biotempo: ISSN Versión Impresa: 1992-2159; ISSN Versión electrónica: 2519-5697 Sotelo-Vásquez & Iannacone
242
INTRODUCCIÓN
El aumento en las necesidades de producción de alimentos
y de
otros productos de la agricultura, debido al
crecimiento poblacional, entre otros factores, ha llevado a
la producción y aplicación masiva de productos químicos
para el control de las plagas, originando así problemas de
tipo ambiental (Cyrino et al., 2004; Ferreira et al., 2004;
Al
bert, 2005).
Tres tipos de plaguicidas: un herbicida (Butaclor), un
insecticida (Clorpirifos) y un fungicida (Oxicloruro
de cobre), están dentro de los principales plaguicidas
formulados e importados en el Perú. Guerrero (2007)
comenta que el Butaclor (N-butoxymetil-2-cloro-
2’,6’-dietilacetanilida) es un herbicida residual, de
acción pre-emergente que controla malezas anuales,
monocotiledóneas como ciperáceas, commelináceas y
gramíneas; además de algunas hoja ancha, en el cultivo
de arroz. El Clorpirifos (C9H11Cl3NO3PS) es considerado
un insecticida organofosforado de amplio espectro.
Originalmente tenía un uso residencial, para el control
de plagas en césped y plantas ornamentales. Sin embargo
a partir de la década de los setenta este uso se amplico al
sector agrícola; siendo utilizado en granos, frutas, nueces
y vegetales (Leight & Van Dolah, 1999). Como todos los
fungicidas, el Oxicloruro de cobre (Cl2Cu4H6O6) es un
compuesto químico que se encarga de eliminar o evitar el
desarrollo de hongos (Pérez & Forbes, 2007).
Los plaguicidas, transportados por los ríos, llegan
nalmente a las zonas marinas que poseen una gran
importancia, debido a que son fuente de alimento y hábitat
para la jación y desarrollo de una gran diversidad de
organismos bentónicos. Los plaguicidas y otras sustancias
químicas pueden ocasionar efectos ecotoxicológicos en
la biota acuática (Leight & Van Dolah, 1999; Iannacone
& Alvariño, 2000; Abessa & Souza, 2003; Cyrino et al.,
2004; Ferreira et al., 2004; Tilak et al., 2007; Lasheidani
et al., 2008; Abigail et al., 2015).
Los anfípodos peracáridos en los ambientes marinos,
presentan alta abundancia y diversidad (Serejo, 2003;
Chapman, 2007; Pérez, 2009; Cadien, 2015; Navarro,
2015). También, juegan un rol ecológico relevante en
los ambientes intermareales, y están involucrados en
la conversión de energía facilitando su ujo entre los
productores primarios (algas, plantas epítas), detritos y
consumidores superiores. Apohyale grandicornis (Krøyer,
1845) (Hyalidae) puede considerarse una especie
de anfípodo adecuada para la evaluación de riesgos
ambientales marinos (King et al., 2006).
La evaluación de los efectos de los plaguicidas ayudará
a conocer como los organismos acuáticos podrían verse
afectados por estas sustancias químicas (Palma et al., 2008;
Yin et al., 2008; He et al., 2012; Nwani et al., 2013).
Los resultados obtenidos permiten establecer criterios de
calidad y legislación para la protección de los ambientes
acuáticos donde residen estos organismos (Iannacone &
RESUMEN
Los plaguicidas han sido enormemente utilizados desde tiempos antiguos, en la agricultura para la protección de cultivos
del ataque de plagas. Sin embargo, la mayoría de estos genera una alta contaminación ambiental; y a pesar de la regulación,
estos siguen llegando por diferentes vías a las aguas marinas. El presente trabajo evaluó la toxicidad de tres plaguicidas
de uso comercial en el Perú: el herbicida Butaclor, el insecticida Clorpirifos y el fungicida Oxicloruro de Cobre, sobre el
anfípodo marino Apohyale grandicornis (Krøyer, 1845). Se realizaron bioensayos ecotoxicológicos con los tres modelos
empleando protocolos estandarizados, además se efectuó una prueba de sensibilidad utilizando Dicromato de Potasio.
Asimismo, tomando como base los ensayos agudos, se evaluó el riesgo ambiental de los tres plaguicidas a nivel acuático,
mediante el cálculo del cociente de riesgo (CR). La secuencia de mayor a menor toxicidad según la CL50 (Concentración
Letal media) de los plaguicidas fue: Butaclor> Clorpirifos> Oxicloruro de Cobre. Para la prueba de sensibilidad con
Dicromato de Potasio se halló un valor de CL50 de 13,04 mg·L-1. El herbicida Butaclor registró la mayor toxicidad de
todos los plaguicidas evaluados a las 96h de exposición en A. grandicornis con CL50 de 0,019 mg·L-1 mostrando una
toxicidad 1,11 veces mayor que el Clorpirifos y 28,42 más que el Oxicloruro de Cobre. Finalmente tanto el Butaclor
como el Clorpirifos presentan un riesgo ambiental sobre A. grandicornis; mientras que el Oxicloruro de cobre sólo mostró
riesgo ambiental al utilizar el factor de seguridad para el cálculo del Cociente de riesgo.
Palabras clave: anfípodo – Apohyale grandicornis – Butaclor – Clorpirifos – Dicromato de Potasio – Oxicloruro de Cobre
– riesgo ambiental
Acute toxicity of three pesticides
243
Alvariño, 2009; Liu et al. 2011; Giddings et al., 2014;
Gradila, 2015; Paredes & Anaya, 2015; Lewis et al., 2016).
Por lo señalado, el objetivo de esta investigación fue
determinar la toxicidad aguda de tres plaguicidas
comerciales a base de Butaclor, Clorpirifos y Oxicloruro de
Cobre, en el anfípodo bentónico marino A. grandicornis.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de Estudio
Ejemplares de A. grandicornis fueron colectados en la
playa “La arenilla” (12°04’26,34’’S, 77°09’44,18’’O), en el
distrito de la Punta, Provincia constitucional del Callao,
Perú, cuando el nivel de mareas oscilaba entre una altitud
de 10-20 cm. La playa se caracterizó por presentar un
ambiente rocoso de grava mediana y con presencia de algas.
Apohyale grandicornis
La especie fue identicada por Analí Jiménez Campeán en el
Laboratorio de bentos marino, del Instituto de Mar del
Perú (IMARPE), quién se basó en las claves taxonómicas
de Bouseld & Hendrycks (2002) y Chapman (2007). Se
complementó la identicación de la especie en el Laboratorio
de Parasitología (Lab-79) de la Facultad de Ciencias
Biológicas, Universidad Ricardo Palma (URP), utilizando la
clave taxonómica propuesta por Gonzales (1991).
La colecta de los ejemplares se realizó mediante tamices
de 300 y 500 u, donde quedaron retenidos los anfípodos.
Posteriormente los organismos fueron colocados en baldes
de plástico de 8 L de capacidad, con agua de mar, para su
traslado al laboratorio húmedo de Ecotoxicología acuática
del IMARPE; en donde fueron separados y aclimatados.
Plaguicidas empleados
Se utilizaron tres tipos de plaguicidas, representativos del
mercado Nacional: el fungicida a base de Oxicloruro de
cobre (Cupravit OB21); el herbicida a base de Butachlor
(Arroba 600EC) y el insecticida a base de Clorpirifos
(Tifón 2,5 PS). Estos plaguicidas fueron adquiridos en la
tienda “Inversiones Agrícola M & V SAC”, localizada en
el distrito de San Luis, Lima, Perú.
Aclimatación
Se llevó a cabo en el laboratorio de Ecotoxicología del
IMARPE, donde se procedió a separar manualmente los
anfípodos en 3 piscinas de 10 L de la siguiente manera:
hembras y machos (adultos), hembras y machos (juveniles)
y hembras grávidas (Peluso, 2011). Se mantuvieron a los
anfípodos con agua del lugar de colecta, que gradualmente
se fue remplazando por agua de mar ltrada obtenida
en el IMARPE. Se dio un tiempo de aclimatación de 7
días, siendo los organismos alimentados con la microalga
Nannochloropsis oculata D.J. Hibberd, 1981 hasta un día
antes del bioensayo. Esta microalga fue proporcionada por
el Laboratorio de cultivo de microalgas del IMARPE. Los
organismos se mantuvieron a una temperatura de 20°C ± 2
y con oxigenación constante no menor a 6 mg·L
-1
.
Toxicidad aguda
Se basaron en la metodología estandarizada propuesta
por la USEPA (1994), y en otros trabajos realizados
con anfípodos (Cesar et al., 2004; Fairchild et al.,
2010; Peluso, 2011). La prueba de toxicidad aguda
para A. grandicornis se evaluó en 5 concentraciones con
cuatro réplicas, incluyendo el control, en un Diseño en
Bloques Completamente Randomizado (DBCR). Los
bioensayos tuvieron una duración de exposición de 96
h, en condiciones semiestáticas. Manteniéndose a una
temperatura > 19°C, mediante una mesa de agua de
temperatura controlada; así como una oxigenación suave
(> 6 mg·L-1), mediante un sistema de aireación.
Para las diluciones se utilizó agua de mar ltrada,
proporcionada por el IMARPE. Los organismos no
fueron alimentados durante el periodo de exposición a
los plaguicidas. Se utilizaron envases de vidrio de 200
mL, conteniendo 54 g de sedimento (grava mediana a
grande, debidamente esterilizada con Hipoclorito de
Sodio al 10%) y 150 mL de los plaguicidas diluidos. En
cada envase se colocaron 10 anfípodos con tallas entre
3 a 5 mm. Estos microcrustáceos fueron expuestos a
los tres plaguicidas en las siguientes concentraciones:
Oxicloruro de cobre: 500, 50, 5 y 0,5 mg·L-1 (Güven et
al., 1999; Cyrino et al., 2004; Ferreira et al., 2004; Fryday
& ompson, 2012); Butaclor: 4, 0,4, 0,004 y 0,0004
mg·L-1 (Tilak et al., 2007; Liu et al., 2011; He et al.,
2012; Nwani et al., 2013), y Clorpirifos: 1; 0,1; 0,001
y 0,0001 mg·L-1 (Leight & Van Dolah, 1999; Iannacone
& Alvariño, 2002, 2004; Iannacone et al., 2002; CCME,
2008; Montagna, 2010).
Además de las 4 concentraciones, todos los bioensayos
contaron con un control, a base de agua de mar ltrada,
con cuatro repeticiones. El indicador de la prueba de
toxicidad aguda fue la mortandad, los cuales al presentar
inmovilidad fueron extraídos, con la ayuda de una pipeta
de plástico, y observados en el estereoscopio por un lapso
de 1 min aproximadamente. Sólo aquellos individuos que
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no realizaron ninguna movilidad fueron considerados
muertos. Los bioensayos se consideraron válidos
cuando la mortandad no superó al 10% (USEPA, 1994;
Sensibilidad con Dicromato de Potasio
Para la elaboración del control positivo se utilizó, el tóxico
de referencia, Dicromato de potasio (K2Cr2O7) (USEPA,
2002). Se realizaron cinco diluciones a concentraciones
de 1000, 100, 10, 1, 0,1 mg·L-1 (Rudolph et al., 2011).
Además de un control, el cual constó de agua de mar
ltrada. Cada dilución, incluido el control, constó de
cuatro réplicas.
Parámetros sicoquímicos
Se tomaron los siguientes parámetros básicos: pH,
salinidad, oxígeno disuelto (OD) y temperatura. El
pH, la temperatura y el OD se monitorearon mediante
un multiparámetro HANNA® con dos sensores (OD/
T° y pH/T°). La salinidad por otro lado se midió con
un refractómetro HAND HELD®. Tanto el pH como la
salinidad se midieron al inicio (instalación) y al término
del bioensayo. Mientras que la temperatura y el OD se
midieron diariamente.
Evaluación del riesgo ambiental (ERA)
Se empleó esta técnica para determinar la naturaleza
y magnitud de riesgo de los plaguicidas evaluados,
empleando los escenarios más críticos y de mayor
exposición, utilizando al anfípodo A. grandicornis para
determinar el riesgo en organismos acuáticos.
Concentración ambiental estimada (CAE)
Para estimar el valor de CAE se utilizó la tabla elaborada
Iannacone & Alvariño, 2004). En la siguiente tabla 1 se
presenta un resumen de las condiciones de los bioensayos
de toxicidad.
por la CA (2002), para lo cual se estimó la dosis máxima
recomendada (kg i.a·ha-1) para cada uno de los tres
productos agrícolas utilizados. Del mismo modo se tomó
la profundidad recomendada de 2 m.
Estimación de la concentración prevista sin efecto
(PNEC)
Se calculó el valor de PNEC utilizando la fórmula
propuesta por Planes & Fuchs (2015), la cual es siguiente:
CL50 / FS = PNEC
Las CL50s fueron tomados de los tres plaguicidas a las 96 h
de exposición para A. grandicornis. El factor de seguridad
(FS) fue de 1000.
Cálculo de los Coecientes de riesgo (CR)
Se calculó dos CR, uno utilizando la CAE y otro mediante
los valores de PNEC y el FS. Para hallar el CR mediante
el CAE y el CL50 se siguió la recomendación de diferentes
autores (Iannacone & Alvariño, 2002; CA, 2002) quienes
emplearon la siguiente formula:
Concentración ambiental estimada (CAE) /
Concentración letal media (CL50) = CR
Mientras que para el cálculo del CR por medio del PNEC
se usó la fórmula utilizada por Planes & Fuchs, (2015),
la cual es la siguiente: Concentración ambiental estimada
(CAE) / PNEC = CR
Tabla 1. Resumen de condiciones del ensayo con Apohyale grandicornis.
Agitación No
Tiempo de exposición 96h
Aireación Constante
Agua de dilución Agua de mar estéril
Número de organismos por unidad de prueba 10 organismos
Número de réplicas por concentraciones 4 réplicas
Número de organismos por concentración 40 individuos
Alimentación No requiere alimentación
Concentraciones de prueba 5 y 1 control negativo
Respuesta Muerte (inmovilización total por 15 s)
Criterio de aceptabilidad de la prueba >90 % sobrevivientes en los controles
Acute toxicity of three pesticides
245
Procesamiento de datos
Para el análisis de la CL50 se recurrió a la 2da Ed de la
hoja de cálculo Excel Probit basado en Finney (1952), En
aquellos casos donde los datos arrojados fueron anómalos
se procedió a usar el programa de análisis de relación de
toxicidad (TRAP). Para la validación de los ensayos de
toxicidad individual se utilizó el paquete estadístico SPSS
versión 24,0 para Windows 8,0. De este modo, se calculó
las diferencias de las mortalidades evaluadas mediante
el estadístico ANOVA y a un nivel de signicancia de
p ≤ 0,05. Asimismo, se calcularon los valores de LOEC
(Concentración más baja con efecto observado) y
NOEC (Concentración sin efecto observado) para cada
plaguicida usado, a las 24, 48, 72 y 96 h en base a la
prueba de Turkey.
Lugar de Ejecución
La parte experimental de la tesis se llevó a cabo en el
Laboratorio de Ecotoxicología acuática del IMARPE,
Chucuito-Callao, Perú (Lat. 12º 04’ 1,197” S Long. 77º
09’ 28.331” W) a una elevación de 6 msnm. Mientras
que el trabajo de gabinete se realizó en el Laboratorio de
Parasitología (Lab-79) de la Universidad Ricardo Palma
Bioensayos de toxicidad aguda
Los tres plaguicidas evaluados en los bioensayos presen-
taron un efecto tóxico sobre el anfípodo A. grandicornis a
las 24, 48, 72 y 96 h. En ninguno de los casos la mortan-
dad fue superior al 10%.
(URP), Santiago de Surco, Lima, Perú. (Lat. 12° 7'
59,16'' S; Long. 76° 58' 49,8'' W).
Aspectos éticos
Los autores declaran que se cumplió con toda la
normatividad ética nacional e internacional.
RESULTADOS
Parámetros sicoquímicos
En la Tabla 2, se muestran los promedios registrados de las
condiciones sicoquímicas básicas a las que fueron someti-
dos los anfípodos en los diferentes bioensayos. Se observó
para el caso de la temperatura rangos entre 17,94 ± 1,94
y 21,82 ± 2,64°C que correspondieron al Oxicloruro y al
Clorpirifos, respectivamente. De igual forma se observa que
el oxígeno disuelto varió poco presentando rangos entre
6,78 ± 0,44 y 7,01 ± 0,08 mg·L
-1
Oxicloruro de Cobre y el
Dicromato de Potasio. El pH también mostró poca varia-
ción con rangos de 8,05 ± 0,05 y 8,46 ± 0,08 del Butaclor
y Clorpirifos. Por último la salinidad si mostró variación
entre los ensayos con un rango de 29,58 ± 0,65 y 40,06 ±
3,92 ‰ para el Oxicloruro de Cobre y el Butaclor.
Butaclor
En la tabla 3 se señalan los porcentajes de mortandad de
A. grandicornis, en las cinco concentraciones del herbi-
cida Butaclor a las diferentes horas (24-96 h), indican-
do las diferencias signicativas en la mortalidad entre las
concentraciones evaluadas, la concentración letal media
(CL50), así como los valores de NOEC y LOEC.
Tabla 2. Promedio de parámetros sicoquímicos básicos para los bioensayos ecotoxicológicos con tres plaguicidas y
dicromato de potasio en A. grandicornis.
Parámetros sicoquímicos Butaclor Clorpirifos Oxicloruro de Cobre Dicromato de Potasio
Temperatura °C 20,21± 0.21 21,82 ± 2,64 17,94 ± 1,94 21,06 ± 1,74
Oxígeno Disuelto mg·L-1 6,83 ± 0.15 6,83 ± 0,25 6,78 ± 0,44 7,01 ± 0,08
pH 8,05 ± 0.05 8,46 ± 0,08 8,15 ± 0,13 8,09 ± 0,64
Salinidad ‰ 40,06 ± 3.92 34,33 ± 2,98 29,58 ± 0,65 31,52 ± 0,74
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Letras minúsculas iguales en una misma columna representan que no hay diferencia signicativa entre los valores por la prueba
de Turkey (p≤0,05). NOEC= Concentración sin efecto observado. LOEC= Concentración mínima con efecto observado. CL
50
= Concentración letal media. Inf.= Límite inferior. Sup.= Límite superior. F= Prueba de Fisher. Sig.= Nivel de signicancia.
De este modo, se apreció que el Butaclor tuvo efectos sig-
nicativos (≤0,05) sobre la mortandad a las 24, 48, 72
y 96 h, siendo la concentración de 0,4 mg·L-1 donde se
evidenció el efecto tóxico del Butaclor a las 24 h y de
0,04 mg·L-1 en el resto de horas. Se observó el 100% de
mortandad en todas las horas, a partir de la concentración
de 0,4 mg·L-1. Asimismo los menores valores de NOEC
y LOEC fueron de 0,004 y 0,04 mg·L-1 a las 48, 72 y 96
h, mientras que los valores más altos fueron de 0,04 y 0,4
mg·L-1 las 24 h de exposición.
En la misma tabla se aprecian los valores de CL50, y sus
Tabla 3. Toxicidad del herbicida Butaclor a las 24-96h sobre Apohyale grandicornis.
mg·L-1 %
24h 48h 72h 96h
0 0a 0a 0a 0a
0,0004 0a 10a 15a 15a
0,004 13a 15ab 28ab 33ab
0,04 28a 43b 50b 58b
0,4 100b 100c 100c 100c
4 100b 100c 100c 100c
CL50 0,47 0,13 0,04 0,019
CL50inf 0,07 0,03 0,01 0,00
CL50sup 2,58 0,64 0,24 0,09
NOEC 0,04 0,004 0,004 0,004
LOEC 0,4 0,04 0,04 0,04
F 59,23 52,96 35,18 33,97
Sig. 0,000 0,000 0,000 0,000
límites inferior y superior a las 24, 48, 72 y 96 h, presen-
tando el Butaclor rangos entre 0,47 y 0,02 mg•L-1.
Clorpirifos
La tabla 4 muestra los porcentajes de mortandad de A.
grandicornis, de las concentraciones del insecticida Clor-
pirifos a las diferentes h (24-96 h), indicando las diferen-
cias signicativas en la mortalidad entre las concentra-
ciones evaluadas, la concentración letal media (CL50), así
como los valores de NOEC y LOEC.
Tabla 4. Toxicidad del insecticida Clorpirifos a las 24-96h sobre Apohyale grandicornis.
mg·L-1 %
24h 48h 72h 96h
0 0a 0a 0a 2,5a
0,0001 0a 0a 0a 2,5a
0,001 0a 5a 8a 10a
0,01 0a 8a 8a 13a
0,1 50b 93b 98b 98b
1 78c 98b 98b 100b
CL50 0,10 0,02 ND 0,02
CL50inf 0,03 0,01 ND 0,01
CL50sup 0,37 0,05 ND 0,05
NOEC 0,01 0,01 0,01 0,01
LOEC 0,1 0,1 0,1 0,1
F 65,47 224,63 339,12 233,23
Sig. 0,000 0,000 0,000 0,000
Acute toxicity of three pesticides
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Letras minúsculas iguales en una misma columna representan que no hay diferencia signicativa entre los valores por la
prueba de Turkey (p≤0,05). NOEC= Concentración sin efecto observado. LOEC= Concentración mínima con efecto
observado. CL50 = Concentración letal media. Inf.= Límite inferior. Sup.= Límite superior. F= Prueba de Fisher. Sig.=
Nivel de signicancia. ND= No determinado.
Tabla 5. Toxicidad del fungicida Oxicloruro de Cobre a las 24-94h sobre Apohyale grandicornis.
mg·L-1 %
24h 48h 72h 96h
0 0a 0a 2,5a 2,5a
0,05 18ª 25ab 30ab 42,5ab
0,5 13ª 30ab 43ab 48ab
5 33ª 43ab 60ab 63b
50 35ª 58ab 65ab 78b
500 38ª 65b 75b 88b
CL50 >500* 17,87 3,30 0,54
CL50inf 107,22 0,98 0,20 0,05
CL50sup >500 326,59 54,13 6,46
NOEC 500 50 50 0,5
LOEC >500 500 500 5
F 2,11 3,37 3,52 8,84
Sig. 0,11 0,02 0,02 0,00
De tal manera se observó que el Clorpirifos tuvo efectos
signicativos (≤0,05) sobre la mortandad a las 24, 48, 72
y 96 h, siendo la concentración de 0,1 mg·L-1 donde se
evidenció el efecto tóxico del Clorpirifos en todas las ho-
ras analizadas. Se observó el 100% de individuos muertos
a las 96h a una concentración de 1 mg·L-1. Asimismo los
valores de NOEC y LOEC fueron de 0,01 y 0,1 mg·L-1,
para todas las h evaluadas.
En la misma tabla se aprecian los valores de CL50, y sus
límites inferior y superior a las 24, 48 y 96 h, presentando
Letras minúsculas iguales en una misma columna representan que no hay diferencia signicativa entre los valores por la
prueba de Turkey (p≤0,05). NOEC= Concentración sin efecto observado. LOEC= Concentración mínima con efecto
observado. CL50 = Concentración letal media. Inf.= Límite inferior. Sup.= Límite superior. F= Prueba de Fisher. Sig.=
Nivel de signicancia. *Se obtuvo un valor demasiado alto porque no se obtuvo más del 50% de mortandad.
el Clorpirifos rangos entre 0,02 y 0,10 mg·L-1.
Oxicloruro de cobre
E
n la tabla 5se señalan los porcentajes de mortandad de
A. grandicornis, de las seis concentraciones del fungicida
Oxicloruro de Cobre a las diferentes horas (24-96 h),
indicando las diferencias signicativas en la mortalidad
entre las concentraciones evaluadas, la concentración
letal media (CL
50
), así como los valores de NOEC y
LOEC.
Así, se apreció que el Oxicloruro de Cobre tuvo efectos
signicativos (≤0,05) sobre la mortandad a las 48, 72 y
96 h, siendo la concentración de 0,05 mg·L-1 donde se
evidenció el efecto tóxico de este a las 48, 72 y 96 h. La
mayor mortandad (88%) se obtuvo 96 h a una concentra-
ción de 500 mg·L-1, no llegando al 100% de individuos
muertos en ningún tratamiento. Asimismo los valores de
NOEC y LOEC fueron de 50 y 500 mg·L-1 para las 48
y 72 h, mientras que a las 96h fueron de 0,5 y 5 mg·L-1.
No se obtuvieron diferencias signicativas (Sig.= 0,11) a
las 24 h. En esta tabla también se aprecian los valores de
CL50, y sus límites inferior y superior a las 24, 48, 72 y 96
h, presentando el Oxicloruro de Cobre rangos entre 0,54
a >500 mg·L-1.
Prueba con Dicromato de Potasio
Los resultados de la evaluación de la sensibilidad con
Dicromato de Potasio en los ensayos de A. grandicornis se
muestran en la tabla 6.
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248
Letras minúsculas iguales en una misma columna representan que no hay diferencia signicativa entre los valores por la
prueba de Turkey (p≤0,05). NOEC= Concentración sin efecto observado. LOEC= Concentración mínima con efecto
observado. CL50 = Concentración letal media. Inf.= Límite inferior. Sup.= Límite superior. F= Prueba de Fisher. Sig.=
Nivel de signicancia. ND=no determinado. *Se obtuvo un valor excesivamente alto debido a que no se obtuvo más del
50% de mortandad. a= Se Utilizó el paquete estadístico TRAP.
Se encontraron efectos signicativos (≤0,05) sobre la
mortandad a las 24, 48, 72 y 96 h, siendo la concentración
de 1000 mg·L-1 donde se evidenció el efecto tóxico de este
a las 24 h; de 100 mg·L-1 a las 48 y 72 h y de 10 mg·L-1
a las 96 h. Se observó el 100% de individuos muertos
a una concentración de 1000 mg·L-1 en todas las horas
analizadas. De igual forma, los mayores valores de NOEC
y LOEC fueron de 100 y 1000 mg·L-1 a las 24 h, mientras
que los valores más bajos se obtuvieron a las 96 h a
concentraciones de 1 y 10 mg·L-1. Asimismo, se aprecian
los valores de CL50, y sus límites inferior y superior a las
48, 72 y 96 h, mostrando el Dicromato de Potasio rangos
entre 13,04 y 550,94 mg·L-1.
Análisis Comparativo de toxicidad a las 96 h
De acuerdo con el análisis de las CL50 a las 96 h,
la toxicidad de los plaguicidas para A. grandicornis
ordenados en forma descendente respecto a su toxicidad,
fue: Butaclor>Clorpirifos>Oxicloruro de Cobre (tablas
3, 4 y 5). De esta manera, se encontró que a las 96 h, el
Butaclor es 1,11 veces más tóxico que el Clorírifos y un
28,42 veces más que el Oxicloruro de Cobre. Mientras
Tabla 6. Toxicidad del Dicromato de Potasio a las 24-96h sobre Apohyale grandicornis.
mg·L-1 %
24ha48ha72h 96h
0 0a 0a 0a 2,5a
0,1 0a 5a 5a 5ab
1 0a 8a 8a 10ab
10 3ª 8a 13a 20b
100 0a 25b 78b 98c
1000 100b 100c 100c 100c
CL50 550,94 167,17 41,69 13,04
CL50inf ND ND 11,37 4,71
CL50sup ND 334,75 152,82 36,08
NOEC 100 10 10 1
LOEC 1000 100 100 10
F 1585,00 110,02 146,48 183,53
Sig. 0,000 0,000 0,000 0,000
que el Clorpirifos presentó 25,71 veces más toxicidad
que el Oxicloruro de Cobre. Utilizando la misma lógica
(mayor-menor toxicidad) se ordenaron los valores de
NOEC y LOEC, obteniendo para el LOEC la siguiente
secuencia: Butaclor (0,04 mg·L-1) > Clorpirifos (0,1 mg·L-
1) > Oxicloruro de Cobre (5 mg·L-1). Y para el NOEC:
Butaclor (0,004 mg·L-1) > Clorpirifos (0,01 mg·L-1) >
Oxicloruro de Cobre (0,5 mg·L-1).
Riesgo ambiental
La tabla 7 y 8 muestran un resumen de la evaluación
del riesgo ambiental (ERA) de los tres plaguicidas
investigados sobre A. grandicornis. En la tabla 7, tomando
como base los ensayos agudos, se encontró que tanto el
Butaclor como el Clorpirifos presentaron un elevado
riesgo ambiental sobre A. grandicornis. Mientras que,
el Oxicloruro de Cobre no mostró riesgo a nivel del
ambiente acuático, pues el cociente de riesgo (CR) fue
menor a 0,5.
Acute toxicity of three pesticides
249
Mientras que en la tabla 8 encontramos que, al tomar en
cuenta el factor de seguridad y el PNEC, si se encontró
un elevado riesgo a nivel de ambiente acuático para todos
los plaguicidas investigados.
DISCUSIÓN
Butaclor
En la prueba de toxicidad aguda con A. grandicornis a
las 96 h se halló una CL50 de 0,019 mg·L-1, un valor que
reeja una alta toxicidad al ser comparado con otros
autores (Tabla 9) como los de Nwani et al. (2013) que
trabajaron con el pez Tilapia zillii Gervais, 1848 en un
ensayo de toxicidad a las 96 h obteniendo un CL50 de 1,25
(0,60 a 1,85) mg·L-1. Tilak et al. (2007) que obtuvieron
un Cl50 de 0,25 y 0,55 mg·L-1 (Grado técnico y formulado
al 50%) a las 48 h en la especie de pez Channa punctata
Bloch, 1793.
La mayor cantidad de investigaciones que se hacen sobre
la toxicidad del Butaclor son utilizando los renacuajos,
los que registran valores de CL50 que van de 0,53 a 1,52
mg·L-1 (Geng et al., 2005, Yin et al., 2008, Liu et al.,
2011).
Aunque no se han encontrado registros de investigaciones
con anfípodos, si se presentan con otros crustáceos.
Paredes & Anaya (2015) con el camarón de río Cryphiops
caementarius Molina, 1782 a las 96 h, presentó rangos de
CL50 de 3,18 – 6,25 mg·L-1. He et al. (2012) obtuvieron un
Cl50 de 3,40 mg·L-1 a las 48 h sobre el cladocero Daphnia
carinata King, 1852. Del mismo modo en bases de datos
para el Butaclor, se observó un valor de CL50, a las 96 h
de <0,19 mg·L-1 en pruebas con el crustáceo Americamysis
bahía Molenock, 1969 (Lewis et al., 2016). El anfípodo
A. grandicornis presentó una mayor sensibilidad a este
herbicida que otros crustáceos acuáticos.
Los efectos tóxicos del Butaclor son variados dependiendo
del individuo afectado, Geng et al. (2010) muestran que
a una concentración de 0,88 mg·L-1, los renacuajos de
Rana zhenhaiensis Ye, Fei and Matsui, 1995 presentan
aumentos muy signicativos en el daño de su ADN
por este plaguicida. Esta proporcionalidad entre
concentración y genotoxicidad también fue encontrada
en el bagre Clarias batrachus Linnaeus, 1758 por Abigail
et al. (2015), quienes además citan otros daños causados
por el Butaclor en peces tales como: pérdida proteica,
efectos adversos en el proceso reproductivo normal e
inducción de estrés oxidativo en diversos tejidos debido
al descenso del sistema de desintoxicación del glutatión.
Tabla 7. Resumen de la evaluación de riesgos ambientales (ERA) de tres plaguicidas sobre Apohyale grandicornis.
Plaguicida CL50
mg·L-1
Factor de
Seguridad*PNEC1CAE*
mg i.a·L
Cociente de
Riesgo*
(CR)
LOC* Riesgo
Butaclor 0,019 1000 0,000019 0,10 5263,160,5 SI
Clorpirifos 0,021 1000 0,000021 0,05 2380,95 0,5 SI
Oxicloruro De
Cobre 0,54 1000 0,00054 0,15 277,78 0,5 SI
1Cociente de Riesgo (CR) = CAE/CL50. *CAE= Concentración ambiental estimada. *LOC= "Level of Concern" (Nivel
Crítico).
Tabla 8. Resumen del ERA tomando en cuenta Factor de Riesgo y PNEC de tres plaguicidas sobre Apohyale grandicornis.
Plaguicida CL
mg·L-1
CAE*
mg ia·L
Cociente De Riesgo
(CR) LOC* R
Butaclor 0,019 0,10 5,26 0,5 SI
Clorpirifos 0,021 0,05 2,38 0,5 SI
Oxicloruro de Cobre 0,54 0,15 0,28 0,5 NO
1PNEC (Predicted No-Eect Concentration) = CL50/Factor de seguridad. *CAE= Concentración ambiental estimada. *
Cociente de Riesgo (CR) = CAE/PNEC. *LOC= "Level of Concern" (Nivel Crítico).
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250
Además, que en el caso de D. carinata, este herbicida
actúa inhibiendo la síntesis de ácidos grasos de cadena
muy larga.
A pesar de la variedad de estudios sobre sus efectos en
organismos acuáticos no se encontraron antecedentes
Oxicloruro de Cobre
En la prueba de toxicidad aguda con A. grandicornis a las
96 h se halló un CL50 de 0,54 mg·L-1, un valor que reeja
una alta toxicidad al ser comparado con los registrados
por otros autores en otros individuos (Tabla 10). Ferreira
et al. (2004) y Fryday & ompson (2012) encontraron
para renacuajos de Rana catesbeiana Shaw, 1862 valores
similares de CL50 a las 96 h (2,4 y 2,83 mg i.a·L-1). Se
encuentran también trabajos de toxicidad con juveniles
de peces (Cyrino et al. 2004; Gradila, 2015): Con la carpa
común Cyprinus angulatus Heckel, 1843 (CL50= 0,20 mg
i.a·L-1) y el pez cebra Danio rerio Hamilton-Buchanan,
1822 (CL50= 0,152 mg i.a·L-1). Los mismos Cyrino et al.
(2004) encontraron valores de CL50 de 1,433 mg i.a·L-1
para el caracol de agua dulce Biomphalaria glabrata Say,
1818 en un ensayo de 48 h.
A pesar de que no se encuentran trabajos sobre la toxicidad
del Oxicloruro de Cobre en anfípodos si los hay sobre
otros crustáceos. Paredes & Anaya (2015) trabajaron
con el camarón el camarón de río C. caementarius y
determinaron valores muy alto de CL50 (2 607,72 mg·L-
1). Otros trabajos con Daphnia similis Claus, 1876 y
Daphnia magna Straus, 1820 como el de Gradila (2015)
en su ensayo agudo de 48 h halló un CE50 de 0,10 mg
i.a·L-1 para D. magna, mientras que Cyrino et al. (2004)
hizo lo mismo para D. similis encontrando un valor
sobre sus efectos en anfípodos (Tabla 9). El Butaclor,
debido a su ecotoxicidad a concentraciones bajas, a sus
aplicaciones frecuentes y al poseer una amplia gama
de usos, probablemente represente una amenaza para
los organismos que habitan en los cuerpos de agua que
reciben la escorrentía con pesticidas.
similar de CE50 de 0,065 mg i.a·L-1. Mostrándose A.
grandicornis más tolerante al Oxicloruro de Cobre que
otros crustáceos.
Si bien no hay bioensayos especícos con anfípodos
utilizando al Oxicloruro de Cobre como tóxico, si existen
trabajos sobre toxicidad del Cobre sobre estos. De tal
forma, tenemos que para Gammarus pulex Linnaeus,
1758 el CL50 calculado fue de 0,1 mg Cu+2·L-1 (Güven et
al., 1999), para la especie Echinogammarus olivii H. Milne
Edwards, 1830 fue de 0,25 mg Cu·L-1 (Bat et al., 1999).
Tenemos que Ahsanullah & Florence (1984) calcularon
la CL50 para los juveniles y adultos de Allorchestes
compressa Dana, 1852 encontrando valores de 0,11 y
0,5 mg Cu·L-1, mostrando los juveniles presentan 4,5
veces más sensibilidad que los adultos. Asimismo, King
et al. (2006) realizaron pruebas con Melita awa Barnard,
1972 y Melita matilda Barnard, 1972 obteniendo valores
de CL50 de 0,12 y 0,18 mg Cu·L-1; los mismos autores
también hallaron los valores de CL50 >0,1 mg Cu·L-1
para Hyale longicornis Haswell, 1879 y Hyale crassicornis
Haswell, 1879 que pertenecen a la misma familia que A.
grandicornis. En el presente estudio se tiene un CL50 a las
96h de 0,28 mg Cu·L-1 siendo este anfípodo ligeramente
más resistente al cobre que otros anfípodos.
El oxicloruro de Cobre debe su toxicidad al cobre
en su estructura, pues a pesar que es esencial para el
Tabla 9. Concentración letal media (CL
50
) y Concentración Efectiva media (CE
50
) del Butaclor frente a organismos acuáticos.
Taxa Organismo
Tiempo de
Exposición (h)
CL50/*CE50
(mg·L-1)Referencia
Sphaeropleales Scenedesmus obliquus(Kützing, 1833) 96 *2,31 He et al. (2012)
Perciformes Channa punctata (Bloch, 1793) 48 *0,25 Tilak et al. (2007)
Perciformes Tilapia zillii (Gervais, 1848) 96 1,25 Nwani et al. (2013)
Anura Fejervarya limnocharis (Gravenhorst, 1829) 96 0,87 Liu et al. (2011)
Anura Bufo gargarizans (Cantor, 1842) 96 1.32 Yin et al. (2008)
Anura Fejervarya limnocharis (Gravenhorst, 1829) 96 1,30 Geng et al. (2005)
Anura Bufo melanostictus (Schneider, 1799) 48 1,18 Geng et al. (2005)
Anura Polypedates megacephalus (Hallowell, 1861) 96 1,52 Geng et al. (2005)
Anura Microhyla ornata (Duméril&Bibron, 1841) 96 0,53 Geng et al. (2005)
Decapoda Cryphiops caementarius (Molina, 1782) 96 3,18 – 6,25 Paredes & Anaya
(2015)
Cladocera Daphnia carinata (King, 1852) 48h 3,40 He et al. (2012)
Acute toxicity of three pesticides
251
funcionamiento correcto del organismo un exceso de este
puede ser perjudicial. Por ello es necesario entender
cómo
actúa y cuáles son los efectos del cobre en el anfípodo. Güven
et al. (1999) encontraron que la concentración de cobre en
el cuerpo del anfípodo G. pulex aumenta en proporción a
la concentración de cobre en el agua, y comenta que esto
puede deberse a una estrategia de acumulación de metales
esenciales muy común en crustáceos. King et al. (2006),
Kiaune & Singhasemanon (2011) argumentan que las
vías de toxicidad de cobre mejor estudiadas implican
la inhibición de las bombas impulsadas por ATP y los
canales iónicos, como en el caso de los bioensayos
realizados con Artemia, donde el cobre inhibía la actividad
de la enzima Na/K ATPasa y Mg2 ATPasa. En esta misma
línea, Brooks & Mills (2003) analizaron los efectos del
cobre sobre la osmoregulación del anfípodo Gammarus
pulex, encontrando que a niveles de cobre de 10 mg·L-1
o más se reduce signicativamente la acción de la Na/K
ATPasa en las branquias, cosa contraria a lo que hallaron
con la actividad aglutinante de la Mg2 ATPasa, que se vio
menos afectada.
Clorpirifos
En la prueba de toxicidad aguda con A. grandicornis a las
96 h se halló un CL50 de 0,021 mg·L-1, un valor que reeja
una toxicidad baja al ser comparado con los señalados
para otros organismos acuáticos (Tabla 11). Diversos
estudios se han realizado en peces, anbios, insectos, etc,
para hallar la concentración letal media del Clorpirifos,
pero es de nuestro interés los estudios realizados con
crustáceos u otros anfípodos.
Trabajos en crustáceos menores como la pulga de agua
(Iannacone & Alvariño, 2000; Palma et al., 2008;
en sus ensayos llega a la misma relación al relacionar la
concentración y acumulación en el cuerpo del anfípodo,
y agrega que las especies que acumulan más cobre son las
epibentónicas, como lo es A grandicornis; sin embargo,
recalcan que entender concretamente la razón de estas
relaciones es difícil, puesto que estaría vinculado con las
vías de absorción relativas y con la siología de las especies
de prueba.
CCME, 2008; FAO, 2002; Giddings et al., 2014) han
proporcionado valores de CL50 que van desde 10,48
(Moina macrocopa Straus, 1820) a 0,035 ug·L-1 (Daphnia
ambigua Scoureld, 1947), los que han permitido
entender la toxicidad que tiene el Clorpirifos en ambientes
acuáticos. Otro trabajo sobre crustáceos es el ejecutado
por Montagna (2010) que halló un CL50 de 0,046 mg·L-1
para los juveniles del cangrejo Trichodactylus borellianus
Nobili, 1896; y en su recopilación de información
comentan las CL50 encontradas en otros crustáceos
menores como los anfípodos Ampelisca abdita Mills,
1964 (0,00016 mg·L) y Gammarus palustris Bouseld,
1969 (0,0003 mg·L-1). Indicando que estas diferencias
podrían deberse a la dureza del exoesqueleto y al tamaño
de las aberturas de las cámaras branquiales, pues inuiría
en el ingreso de tóxicos al organismo.
Existen más trabajos sobre la toxicidad del Clorpirifos
en anfípodos. Como los realizados Leight & Van dolah
(1999) quienes hallaron para el anfípodo estuarino
G. palustris rangos de CL50 a las 96 h de 0,0003 a
0,0053 mg·L-1, y comparando sus resultados con otros
estudios realizados en Gammarus lacustris G.O. Sars,
1864 (0,00011 mg·L-1), Hyalella azteca Saussure, 1858
(0,00015 mg·L-1), Gammarus pseudolimnaeus Bouseld,
1958 (0,00018 mg·L-1) y Gammarus fasciatus Say, 1818
(0,00032 mg·L-1) encontraron que este anfípodo estuarino
Tabla 10. Concentración letal medio (CL50) y Concentración Efectiva media (CE50) del Oxicloruro de Cobre frente a
organismos acuáticos.
Taxa Organismo
Tiempo de
Exposición (h)
CL50/*CE50
(mg·L-1)Referencia
Cypriniformes Danio rerio (Hamilton-Buchanan, 1822) 96 0,152 Cyrino et al. (2004)
Cypriniformes Cyprinus carpio (Linnaeus, 1758) 96 0,20 Gradila (2015)
Pulmonata Biomphalaria glabrata (Say, 1818) 48 1,433 Cyrino et al. (2004)
Anura Rana catesbeiana (Shaw, 1862) 96 2,4 Ferreira et al. (2004)
Anura Rana catesbeiana (Shaw, 1862) 96 2,8 Fryday & ompson (2012)
Decapoda Cryphiops caementarius (Molina, 1782) 96 2 607,72 Paredes & Anaya (2015)
Cladocera Daphnia magna (Straus, 1820) 48 *0,29 Lewis et al. (2016)
Cladocera Daphnia magna (Straus, 1820) 48 *0,10 Gradila (2015)
Cladocera Daphnia similis (Claus, 1876) 48 * 0,065 Cyrino et al. (2004)
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252
poseía menor sensibilidad. A su vez, Giddings et al.
(2014) para la elaboración de su informe sobre los riesgos
para los organismos acuáticos por el uso de Clorpirifos
en los Estados Unidos recolectaron información sobre
diferentes ensayos en organismos acuáticos, dentro
de ellos los anfípodos, sacando una media geométrica
para calcular el CL50 en los estudios que usaban la
misma especie. De esta manera encontraron rangos de
CL50 entre 0,00007 mg·L-1 en G. pulex y 0,0029 mg·L-
1 en Gammarus fossarum Koch, 1836, valores mucho
menores que los encontrados en este estudio para A.
grandicornis (0,021 mg·L-1). A. grandicornis se mostró
unas 210 veces más resistente que H. azteca con quien
comparte la familia; un resultado similar se encuentra en
el estudio elaborado por CCME (2008) con la misma
especie, mostrando a A. grandicornis unas 250 veces más
resistente. Estas diferencias podrían deberse al hábitat en
el que habitan estas especies estudiadas, pues son especies
de agua dulce mientras que la usada en el presente trabajo
es marina, aunque Giddings et al. (2014) advierte que
las diferencias en la sensibilidad entre estos grupos son
mínimos; por lo que se deberían hacer más estudios sobre
esta especie.
El Clorpirifos trabaja mediante su metabolito activo,
clorpirifós oxón, el cual inhibe la actividad de la
enzima colinesterasa (AChE), esta inhibición provoca la
acumulación de acetilcolina en las terminales sinápticas,
causando cambios en la transmisión normal de los impulsos
nerviosos. En vertebrados e invertebrados acuáticos
fueron reportadas distintas expresiones neurológicas tales
como irritabilidad, temblores musculares, movimientos
bruscos de los apéndices y convulsiones que terminan
en insuciencia respiratoria y la muerte del animal
(Montagna, 2010). Sin embargo Giddings et al. (2014)
expone que la inhibición de AChE por Clorpirifos es
reversible y que en el caso de exposiciones subletales se
puede producir una recuperación de esta enzima.
Tabla 11. Concentración letal media (
CL50) y Concentración Efectiva media (CE50 )del Clorpirifos frente a organismos acuáticos.
Taxa
Organismo
Tiempo de Exposición (h)
CL50/*CE50 (mg·L
-1
)
Referencia
Diptera
Chironomus calligraphus (Goeldi, 1905)
48
0,01556 ± 0,00406
Iannacone & Alvariño (2000)
Salmoniformes
Oncorhynchus clarkii (Richardson, 1836)
96
0,0054
CCME (2008)
Salmoniformes
Oncorhynchus mykiss (Walbaum, 1792)
96
0,0071
CCME (2008)
Perciformes
Stizostedion vitreum (Mitchill, 1818)
48
0,0125
CCME (2008)
Perciformes
Lepomis cyanellus (Ranesque, 1819)
36
0,0225
CCME (2008)
Mysida
Neomysis integer (Leach, 1814)
96
0,00016
Giddings et al. (2014)
Harpacticoida
Amphiascus tenuiremis (Brady, 1880)
96
0,00147
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Palaemonetes pugio (Holthuis, 1949)
96
0,00015
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Neocaridina denticulata (De Haan, 1844)
96
0,457
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Macrobrachium rosenbergii (De Man, 1879)
24
0,00030
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Paratya australiensis (Kemp, 1917)
96
0,00033
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Procambarus sp
96
0,00155
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Orconectes immunis (Hagen, 1870)
96
0,006
Giddings et al. (2014)
Decapoda
Trichodactylus borellianus (Nobili, 1896)
96
0,04553
Montagna (2010)
Cladocera
Daphnia magna (Straus, 1820)
48
0,00074
Palma et al. (2008)
Cladocera
Daphnia ambigua (Scoureld, 1947)
48
0,000035
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Ceriodaphnia dubia (Richard, 1894)
96
0,000054
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Moina australiensis (Sars, 1896)
48
0,00010
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Daphnia pulex (Linnaeus, 1758)
72
0,00012
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Daphnia longispina (O. F. Müller, 1776)
96
0,00030
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Daphnia carinata (King, 1852)
24
0,00019
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Simocephalus vetulus (Muller, 1776)
96
0,00050
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Daphnia magna (Straus, 1820)
96
0,00082
Giddings et al. (2014)
Cladocera
Daphnia magna (Straus, 1820)
48
*0,00016
FAO (2002)
Cladocera
Moina macrocopa(Straus, 1820)
48
0,01048 ± 0,0016
Iannacone & Alvariño (2000)
Isopoda
Asellus aquaticus (Linnaeus, 1758)
96
0,00858
Giddings et al. (2014)
Amphipoda Gammarus pulex (Linnaeus, 1758) 96 0,00007 Giddings et al. (2014)
Amphipoda
Hyalella azteca (Saussure, 1858)
48
0,00010
Giddings et al. (2014)
Amphipoda
Gammarus fossarum (Koch, 1836)
96
0,00290
Giddings et al. (2014)
Amphipoda Gammarus palustris (Linnaeus, 1758) 96 0,00019 Giddings et al. (2014)
Amphipoda
Gammarus lacustris (G. O. Sars, 1863)
96
0,00011
Giddings et al. (2014)
Amphipoda
Gammarus palustris (Linnaeus, 1758)
96
0,00521-0,0003
Leight & Van Dolah (1998)
Acute toxicity of three pesticides
253
Dicromato de Potasio
En la prueba de sensibilidad con Dicromato de Potasio el
valor de la CL50 para A. grandicornis fue de 13,04 mg·L-1,
siendo semejante a lo reportado por otros autores. Abessa
& Sousa (2003) a las 48 h determinaron un CL50 para el
anfípodo Tiburonella viscana J.L. Barnard, 1964 de 11,21
± 3,76 mg·L-1; o los obtenidos por Cesar et al. (2002,
2004), a las 48 h para el anfípodo Gammarus aequicauda
Martynov, 1931: CE50 = 9,5 ± 2,1 mg·L-1 y CE50 = 9,52 ±
4,7 mg·L-1, respectivamente.
A pesar que el bioensayo que realizaron Rudolph et
al. (2011) es el que más se ajusta al realizado en esta
investigación, es a su vez el que presenta valores más
lejanos; los autores trabajaron en un bioensayo de 96
h, con el anfípodo Ampelisca araucana Gallardo, 1963
obteniendo un CL50 de 55,37 mg·L-1.
Riesgo Ambiental
Torre (2008), expresa que uno de los problemas
ambientales en casi todas las áreas agrícolas del mundo, es
el de los efectos negativos derivados del uso inadecuado
de agroquímicos. Por lo que evaluar los posibles efectos
adversos que causan sobre el ambiente es indispensable
para ayudar a la regulación de estos. Reforzando esta
idea, Iannacone & Alvariño (2009), mencionan que la
investigación del efecto ecotoxicológico proporciona más
solidez a la evaluación de la calidad de agua, ayudando
a que se establezcan mejores criterios de calidad para la
protección de la vida acuática.
Así, la evaluación de riesgos se perla según Torre (2008)
como una herramienta que puede utilizarse para estimar
y jerarquizar la importancia ambiental de una medida,
calculando cuantitativamente y/o cualitativamente los
daños a los ecosistemas derivados de la exposición a un
contaminante ambiental. Por su parte Vassiliou (2016) en
su estudio advierte la importancia de, además de los factores
de exposición, toxicidad y las características del ecosistema,
incluir los que afectan la fuente, el patrón de aplicación, la
carga y la disponibilidad de plaguicidas, para la evaluación
del riesgo de los plaguicidas en cuerpos de agua.
La evaluación del riego realizado en esta investigación
entra en lo que Peterson (2006) categoriza como los
de Nivel 1; que si bien se caracterizan por suposiciones
de toxicidad y exposición muy conservadoras, y que
se utilizan principalmente para descartar riesgos
insignicantes en la toma de decisiones regulatorias, son
valiosos para hacer comparaciones directas del riesgo
cuantitativo entre plaguicidas.
Referente a esto Vassiliou (2016) comenta que es tan
complejo y variados los escenarios y factores que afectan
el riesgo, que las nuevas tendencias en las pruebas de
toxicidad tienden a modicar el enfoque clásico de un
procedimiento de evaluación de riesgos.
Dada la importancia mencionada en la utilización de
uso del cociente de riesgo y otros factores dentro de la
evaluación del riesgo, para determinar la peligrosidad de
una sustancia, es contradictorio que en el Perú no se tome
en cuenta esto, para la regulación de plaguicidas; pues en el
decreto supremo (DS, 2015) extendido por el MINAGRI
(Ministerio de Agricultura y Riego), donde se habla sobre
los requisitos generales para la evaluación o revaluación
de plaguicidas químicos de uso agrícola. Se mencionan
las especicaciones para los ensayos agudos y crónicos;
sin embargo, para la evaluación del riesgo en plaguicidas
no hay especicaciones. Lo que podría ser fruto del poco
manejo, conocimiento e importancia de este tipo de
pruebas en la regulación peruana de plaguicidas.
Se concluye que: (1) existe sensibilidad del anfípodo A.
grandicornis frente a los plaguicidas estudiados (Butaclor,
Clorpirifos y Oxicloruro de Cobre) en ensayos agudos.
Perlándose así como una buena opción de bioindicador
para ensayos de este tipo. (2) según su toxicidad, a las
96 h, los plaguicidas evaluados pueden ser ordenados
de manera descendente de la siguiente manera: Butaclor
(0,019 mg·L-1) > Clorpirifos (0,021 mg·L-1) >Oxicloruro
de Cobre (0,54 mg·L-1). Siendo el Butaclor 1,11 veces más
tóxico que el Clorpirifos y unas 28,42 veces más tóxico
que el Oxicloruro de Cobre. (3) el Dicromato de Potasio
afecta a la mortandad de A. grandicornis a las 24, 48, 72
y 96 h, presentando a las 96 h un CL50 de 13,04 mg·L-1.
De lo que se concluye que este tóxico de referencia puede
utilizarse para test de sensibilidad en A. grandicornis.
Por otro lado, se tienen aún tareas por ejecutar, por lo
que se debe efectuar más bioensayos de toxicidad aguda y
crónica con Butaclor sobre anfípodos, debido a la escasa
bibliografía referida a esta especie. Es conveniente realizar
trabajos sobre la toxicidad del cobre en A. grandicornis
utilizando otros compuestos cúpricos. También sería
bueno desarrollar más pruebas con A. grandicornis usando
otras sustancias químicas. Igualmente, se debe comprobar
si la zona de muestreo de A. grandicornis afecta, de alguna
manera en su sensibilidad a ciertos tóxicos. Es necesario
complementar estos estudios de toxicidad aguda del
Butaclor con trabajos sobre su efecto en la siología y
comportamiento de A. grandicornis. Hay que realizar
bioensayos de sensibilidad con A. grandicornis usando
otras sustancias de referencias, para poder comparar
a mayor escala su sensibilidad. Finalmente, se deben
Revista Biotempo: ISSN Versión Impresa: 1992-2159; ISSN Versión electrónica: 2519-5697 Sotelo-Vásquez & Iannacone
254
realizar estudios más profundos sobre el riesgo ambiental
que implica el uso de estos plaguicidas en el ambiente
acuático.
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