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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 19 (3) 145-155, 2003
EFECTO DEL AGUA DEL EMBALSE DE LA VEGA EN LA LIPOPEROXIDACIÓN Y
LOS NIVELES DE LA ACETILCOLINESTERASA EN EL HÍGADO Y EL MÚSCULO DE
Xiphophorus helleri
Liliana FAVARI PEROZZI
1
, Miguel MADRIGAL ORTIZ
2
y Eugenia LÓPEZ LÓPEZ
1
Sección Externa de Farmacología, CINVESTAV-IPN. Apdo. Postal 14-740, México 07300 D.F.
lfavari@mail.cinvestav.mx
2
Universidad de Guadalajara. Av. Juárez 976, Guadalajara, Jalisco.
3
Laboratorio de Ictiología y Limnología. Escuela Nacional de Ciencias Biológicas. Carpio y Plan de Ayala. Col. Sto.
Tomás, México 11341 D.F., elopezl@encb.ipn.mx
(Recibido octubre 2002, aceptado agosto 2003)
Palabras clave:
embalse, contaminación, industria azucarera, peces, insecticidas, organofosforados, biomarcadores
RESUMEN
La descarga de contaminantes provenientes de las industrias representa un serio problema de
contaminación acuática debido a que reducen la calidad del agua y son peligrosos para la
población de peces. El río Ameca, localizado en la vertiente del Pacífico del oeste de México, está
caracterizado por la presencia de manantiales y del embalse De La Vega que recibe aguas residuales
de la industria azucarera. La respuesta biológica a la contaminación ambiental medible en un
organismo ha sido considerada como la respuesta de un biomarcador. El objetivo del presente
estudio fue analizar las características fisicoquímicas del agua del embalse De La Vega y el efecto
tóxico de dichas aguas. Los bioensayos se realizaron en
Xiphophorus helleri
para determinar
los efectos de una exposición corta (96 h) a las aguas del embalse De La Vega, mediante dos
biomarcadores: la acetilcolinesterasa (AchE) y la lipoperoxidación (LP). Después de la
aclimatación, los peces fueron divididos en tres grupos y cada uno (n=8) fue expuesto al agua de
cada sitio, N, C y S, respectivamente. Los peces del grupo testigo (n=8) se mantuvieron en agua
reconstituída. En el embalse se detectaron marcadas fluctuaciones en los factores fisicoquímicos
con gradientes verticales y fluctuaciones estacionales como ocurrió con el oxígeno disuelto, la
conductividad, la turbidez, los nitratos y los nitritos, en el sitio S. La actividad de la
acetilcolinesterasa fue inhibida en el hígado y en el músculo de los peces expuestos, la inhibición
fue del 86, 88 y 89 % en el hígado, en los sitios N, C y S, respectivamente, después de 96 h de
exposición a las aguas del embalse comparado con los valores de los testigos pero la mayor
inhibición fue observada en el músculo. Los peces expuestos al agua del embalse también
mostraron el aumento significativo en la LP medida con el método de las sustancias reaccionantes
con ácido tiobarbitúrico (TBARS), comparado con los testigos. El tratamiento llevó a un
incremento de 1.5, 2.5 y 4 veces en la LP en hígado y en músculo 2, 1.3 y 3.5 veces correspondiente
a N, C y S, respectivamente. También se observó incremento de los dienos conjugados. La
exposición al agua causó el aumento del 100 % en el nivel de los dienos conjugados en los
homogeneizados de hígado y músculo. Los resultados obtenidos indican que los peces expuestos
a varios contaminantes presentes en el agua del embalse fueron vulnerables a estos. Aunque
X.
helleri
es una especie tolerante, la exposición a varios contaminantes puede conducir a una
alteración de las actividades reproductoras y a cambios en el tamaño y en la estructura de la
población de la especie.
L. Favari Perozzi
et al.
146
Key words:
reservoir, contamination, fish, sugar industry, organophosphorus insecticides, biomarkers
ABSTRACT
The discharge of pollutants by industries represents a serious water contamination problem
because the contaminants reduce the quality of freshwater and are hazards to the fish population.
The Ameca river, located in the Pacific slope of western México is characterized by the presence
of springs and a reservoir (De La Vega reservoir). This reservoir receives sewage from the sugar
industry. The measurable biological response of an organism to environmental contamination
has been termed a biomarker response. The aim of the present study was to investigate the
physicochemical characteristics of De La Vega water and the toxic effect of this water. Bioassays
were performed in
Xiphophorus helleri
to determine the effects of a short-term exposure (96 h)
to water of De La Vega reservoir on two biomarkers: acetylcholinesterase (AchE) and lipid
peroxidation (LP). After acclimatization, the fish were divided into three groups and each group
(n=8) was exposed to water of each site, N, C, and S, respectively and the control group (n=8)
was maintained in reconditioned water that served as control. In the reservoir there was possible
to detect marked fluctuations in the physicochemical factors both with vertical gradients and
seasonal fluctuations as occurred with dissolved oxygen, conductivity, turbidity, nitrates and
nitrites, on site S. Acetylcholinesterase activity was inhibited in the liver and muscle of exposed
fish. There was a 86, 88 and 89 % inhibition of AchE activity in the liver, at N, C and S sites,
respectively, after 96 h exposure to reservoir waters compared to control values but the highest
AchE inhibition was observed in muscle. Fish exposed to reservoir water also demonstrated a
significant increase in LP measured as the amount of TBARS as compared to controls. Water
treatment led to 1.5, 2.5 and 4 fold in increase in LP liver and in muscle 2, 1.5 and 3.5 fold
corresponding to N, C and S, respectively. Also, the conjugated dienes showed an increase. The
water exposure caused a 100 % increase in the level of conjugated dienes in the liver and muscle
homogenates. The results reported here indicate that fish subjected to a exposure of combined
contaminants of De La Vega water are vulnerable to the toxic effect of them. Although
X. helleri
is a tolerant species, exposure to levels of pollutants may lead to the impairment of the reproductive
activities and changes in either the population size and structure of this species.
INTRODUCCIÓN
Las descargas de aguas residuales, industriales y
domésticas que se vierten directamente a los ríos,
embalses y lagos, además el deterioro de las cuencas
hidrográficas que por lavado y escurrimiento de su
superficie acarrean mayores aportes, han provocado que
estos sistemas se encuentren en un proceso de
envejecimiento (De la Lanza-Espino y García-Calderón
1995).
La protección de los ecosistemas acuáticos de los
efectos adversos de los compuestos liberados por el hombre
es de gran importancia ya que estos ecosistemas son muy
valiosos en términos económicos y recreacionales así como
en diversidad genética ya que esta es la base para los
cambios evolutivos y de las adaptaciones de las pobla-
ciones que pueden perderse por efecto de los conta-
minantes (Sturm y Hansen 1999). Además, estos
xenobióticos pueden cambiar parámetros limnológicos
limitando el desarrollo de las comunidades acuáticas y
provocando la migración, desaparición y extinción de las
especies (Schaeffer 1991).
El río Ameca, localizado en la vertiente del Pacífico
(Jalisco), es considerado un centro de endemismo de peces
caracterizado por la presencia de familias de godeidos,
aterinópsidos, catostómidos, pecílidos y ciprínidos (Miller
y Smith 1986).
La urbanización y los desechos provenientes del
desarrollo industrial de la región del río han degradado la
calidad del agua y como resultado la biota ha sufrido estrés
ambiental. Por esto, deben conocerse las características
físicas y químicas del agua para darle un uso óptimo.
López-López y Paulo-Maya (2001) encontraron que el
río Ameca tiene síntomas biológicos de estrés que incluyen
la tendencia a la reducción de especies de peces endé-
micos, el aumento de la dominancia de especies exóticas
y la reducción de la estabilidad poblacional, debido a
numerosos factores, entre ellos las contaminaciones
municipal, agrícola e industrial, especialmente de la indus-
tria azucarera.
La necesidad de detectar y determinar el impacto de la
contaminación, principalmente de bajas concentraciones
de mezclas de contaminantes en ecosistemas ha llevado al
estudio y al desarrollo de indicadores de efectos biológicos
en organismos. Los biomarcadores bioquímicos y fisio-
LIPOPEROXIDACIÓN Y NIVELES DE AchE EN HÍGADO Y MÚSCULO DE
Xiphophorus helleri
147
lógicos son usados frecuentemente para detectar o
diagnosticar efectos subletales en peces expuestos a
efluentes y a sustancias tóxicas (Adams
et al
. 1992,
Soimasuo
et al
. 1995, López-López
et al
. 2003). El uso
de biomarcadores tempranos para estimar la exposición
o los efectos resultantes de los contaminantes y que
adviertan sobre grados de exposición capaces de
ocasionar situaciones de tipo irreversible son muy útiles
para una evaluación rápida de la salud de los organismos
acuáticos (López-Barea 1995) y debido a esto el uso de
bioensayos subletales se vuelve relevante.
En este trabajo se analizaron las condiciones
ambientales del embalse De La Vega y el efecto tóxico
del agua del embalse en la especie
Xiphophorus helleri,
empleando la actividad enzimática de la AchE y la
lipoperoxidación como biomarcadores. Esta especie habita
la cuenca y alcanza densidad poblacional alta por lo que
se supone que se trata de una especie tolerante.
MATERIAL Y MÉTODOS
Área de Estudio
La parte alta del río Ameca se caracteriza por la
presencia de manantiales. El embalse De La Vega se
localiza a 5 km aguas abajo y la cortina del mismo está
localizada a 9.5 km al sur del poblado de Teuchitlán. El
embalse tiene varios tributarios: del norte recibe las
descargas municipales de este poblado y en el sureste
descarga el río Salado con las aguas provenientes de un
ingenio azucarero (
Fig. 1
).
En la ciudad de Ameca, 15 km aguas abajo del
embalse, el río Ameca recibe las aguas municipales de
aquella ciudad y las descargas de una segunda industria
azucarera. Bajo estas circunstancias, el río no posee biota
aeróbica. El embalse está muy contaminado y es una
barrera para la dispersión de los peces. Sólo los ma-
nantiales ofrecen las condiciones apropiadas para los
peces (López-López y Paulo-Maya, 2001).
La región circundante al embalse presenta terrenos
de uso agrícola por lo que es común el empleo de
insecticidas y herbicidas que en la época de lluvias se
escurren hacía el embalse y los manantiales donde habitan
los peces.
Características fisicoquímicas del agua
Las muestras de agua se tomaron mensualmente de
junio 1996 a marzo 1997 en tres sitios del embalse, N, C
y S, este último está próximo a la cortina del embalse
donde la profundidad (7 m) permitió obtener gradientes
verticales de los parámetros fisicoquímicos. La poca
profundidad de los sitios N y C impidió obtener parámetros
fisicoquímicos, por lo que los gradientes corresponden al
sitio S (
Fig. 1
). En cada sitio de estudio se registraron la
temperatura del agua, el oxígeno disuelto y la con-
ductividad mediante el uso del multisensor YSI modelo
85 con electrodos para la medición de temperatura. El
pH se midió mediante un potenciómetro marca Corning
Fig. 1.
Localización del embalse De La Vega y de los sitios N, C y S.
Tepic
21° 30` N
104° 54`W
20° 41` N
103° 22`W
Guadalajara
Puerto
Vallarta
20° 36` N
105° 15`W
Teuchitlán
manantial
í
o
S
a
l
a
d
o
Ingenio
azucarero
N
*
C *
Embalse
De la Vega
cortina
S
*
L. Favari Perozzi
et al.
148
modelo 130. En las muestras de agua se determinaron la
concentración de nitratos, nitritos, amoníaco, fósforo total
(P
T
), sulfatos y turbiedad y el metal hierro (Fe) para el
sitio S durante el ciclo de 10 meses y para los sitios N y
C del mes de julio mediante el espectofotómetro marca
Hach modelo DRL 2000. Asimismo, se midieron los
mismos parámetros en las aguas del manantial “El
Rincón”, que no recibe aguas municipales pero sí
escorrentías durante la época de lluvias.
Bioensayos
Los peces colectados en el mes de julio de 1996
(período de lluvias), en el manantial “El Rincón” se acli-
mataron durante 15 días en un acuario con agua
reconstituída con las siguientes características: dureza
150 mg/L (como CaCO
3
), alcalinidad 31 mg/L (como
CaCO
3
), oxígeno disuelto 12 mg/L y pH 8.2, con airea-
ción constante y temperatura de 22 ± 1
o
C. La longitud
de los peces que se utilizaron en los bioensayos fue de 40
a 50 mm y el peso de 15 a 20 g.
Se tomó agua del embalse de La Vega en tres sitios
diferentes N, C y S, en el mes de julio y se determinaron
en ellas las concentraciones de insecticidas organo-
fosforados (OF) mediante cromatografía de gases, con
el cromatógrafo de gases marca Varian modelo 3400 de
acuerdo con la técnica de Gluckman
et al
. (1986) y Stan
(1989).
Los bioensayos se llevaron a cabo de la siguiente
manera (EPA 1993): tres lotes constituídos por 8 peces
de la especie
Xiphophorus helleri
se expusieron a 25 L
de agua de cada sitio de estudio, N, C y S. En otro acuario
con 25 L de agua reconstituída se colocaron 8 peces de
la misma especie que sirvieron como testigo (T). Se
mantuvo la temperatura del agua de todos los acuarios a
22 ± 1
o
C. El período de exposición fue de 96 horas, sin
recambio de agua pero con aireación constante.
Biomarcadores
Al terminar la exposición, se sacrificaron a los peces
mediante un corte en el opérculo. Se disectaron los
hígados y los músculos de los 24 peces utilizados y se
homogeneizaron con amortiguador Tris-HCl pH=7.0.
En los homogeneizados totales de hígado y músculo
se determinaron los grados de lipoperoxidación mediante
la técnica TBARS (sustancias reaccionantes con MDA
(malondialdehído)) (Buege y Aust 1978), es decir se
determinó el MDA resultante de la lipoperoxidación
mediante la reacción con el ácido tiobarbitúrico. Se
pesaron 0.5 g de hígado y músculo y se homogeneizaron
con 5 ml de agua tridestilada. Se tomaron 300 μl de
cada homogeneizados y se agregaron 700 μl de Tris-
HCl 150 mM, pH 7.4. Se incubó a 37
o
C por 30 minutos.
Terminada la incubación se agregaron 2 ml de ácido
tiobarbitúrico 0.375 % disuelto en ácido tricloroacético al
15 %. Se calentó a ebullición durante 45 minutos. Se
centrífugó a 3000 rpm durante 10 minutos y se leyó el
sobrenadante en un espectrofotómetro marca Beckman
modelo DU-7. Los resultados se expresaron como los
nmol MDA por mg de proteína total de los homo-
geneizados de hígado y músculo. Además, se estimó la
lipoperoxidación mediante el método de los dienos
conjugados descrito por Recknagel y Glende (1984). A
un g de los homogeneizados de los animales testigos y
experimentales se agregaron 7 mL de metanol y 14 mL
de cloroformo. Se dejó la mezcla a temperatura ambiente
durante 10 minutos y se centrifugó a 260 g durante 10
minutos para obtener la sedimentación del material inso-
luble. El sobrenadante se ajustó a un volumen final de 30
mL con cloroformo: metanol (2:1, v:v). Se adicionaron 10
ml de agua, se mezcló por inversión y se centrifugó
nuevamente a la misma velocidad y tiempo anteriores.
Se aspiró la fase metanol-agua. Se tomaron 2 ml de la
fase clorofórmica y se colocaron en un baño de agua a
40
o
C eliminando el cloroformo bajo una corriente de
nitrógeno. Se agregaron 3 mL de ciclohexano y se midió
la absorción de los dienos conjugados contra un blanco
de ciclohexano a 233 nm en un espectrofotómetro marca
Beckman modelo D-650.
Una parte de los homogeneizados de hígado y músculo
se centrifugó a 3500 rpm y los sobrenadantes se utilizaron
para determinar la actividad de la acetilcolinesterasa
(AchE) por el método de Hestrin (1949). A 1 mL del
sobrenadante se adicionaron 2 mL de Tris-HCl 0.02 N
pH=7.0 y 1.0 ml de acetilcolina (8 ì moles / mL) y se
incubó a 25
o
C durante 20 minutos. Después de la
incubación la reacción fue suspendida agregando 1.0 ml
de hidroxilamina alcalina 2 M, 1.0 mL de ácido clorhídri-
co 4 N y 1.0 mL de cloruro férrico 0.37 M disuelto en
ácido clorhídrico 0.1 N. El color desarrollado se leyó a
540 nm en un espectrofotómetro marca Beckman mo-
delo DU-7.
La concentración de proteínas se determinó por el
método de Bradford (1976) que utiliza albúmina bovina séri-
ca como estándar. A 20
µ
L
del homogeneizado al 10 % se
agregaron 80
µ
l de agua tridestilada y 2.4 mL del reactivo
formado por 100 mL de ácido fosfórico 85 %, 50 mL de
alcohol etílico 96 % y 100 mg de azul de Coomasie G-
250 aforado a 1.0 L con agua. Se preparó un blanco con
100
µ
l de agua e igual volumen del reactivo. Se leyó la
absorbancia a 595 nm en un espectrofotómetro marca
Beckman modelo DU-7. Previamente, se preparó una
curva de calibración utilizando albúmina bovina sérica.
Todos los experimentos se realizaron por triplicado.
Análisis estadístico
A los resultados se les hizo el análisis de variancia de
una vía seguido por el método de las comparaciones
múltiples de Tukey (Zar 1984). Las diferencias se con-
sideraron significativas a p< 0.05.
LIPOPEROXIDACIÓN Y NIVELES DE AchE EN HÍGADO Y MÚSCULO DE
Xiphophorus helleri
149
RESULTADOS
Características fisicoquímicas del agua
En julio, en el agua del embalse se encontraron insecti-
cidas OF con las concentraciones siguientes: malatión
4.25 ± 0.17 mg/L, metil paratión 2.76 ± 0.30 mg/L y clor-
pirifos 6.83 ± 0.78 mg/L. Las concentraciones de organo-
fosforados se tomaron en los sitios N, C y S y en otros cinco
cercanos a estos y fueron muy similares para todos ellos.
En la
tabla 1
aparecen los parámetros fisicoquímicos
del agua de los sitios N y C, del mes de julio y se notaron
algunas diferencias. Las concentraciones de oxígeno
disuelto, nitratos, nitritos y amoníaco fueron menores en
el sitio C; en cambio, en el mismo sitio, los valores de pH,
turbiedad, conductividad y P
T
fueron mayores que los del
sitio N. La temperatura y las concentraciones de los
sulfatos y del hierro alcanzaron valores semejantes en
los dos sitios.
PARÁMETROS
SITIOS
N
C
Temperatura (
o
C)
27.0
26.5
Oxígeno (mg/L)
6.2
5.0
pH
7.4
8.1
Turbiedad (UFT)
89.0
114.0
Conductividad (mS/cm)
0.43
1.23
Nitratos (mg/L)
1.0
0.5
Nitritos (mg/L)
0.071
0.030
Amoníaco (mg/L)
0.98
0.63
Sulfatos (mg/L)
36.0
38.0
Fósforo total (mg/L)
1.40
2.15
Hierro (mg/L)
0.78
0.77
TABLA I.
CARACTERIZACIÓN FISICOQUÍMICA DE LOS
SITIOS N Y C EN EL EMBALSE DE LA
VEGA
EN
EL MES DE JULIO
Fig. 2.
Diagrama profundidad-tiempo del sitio S del embalse De La Vega, de julio 1996 a marzo 1997. a) temperatura, b) oxígeno disuelto, c) pH y
d) turbiedad.
a)
b)
c)
d)
Temperatura (
o
C)
Oxígeno disuelto (mg/L)
Profundidad (m)
Meses
Meses
Profundidad (m)
Meses
pH
Turbiedad (UFT)
Meses
Profundidad (m)
L. Favari Perozzi
et al.
150
En la
figura 2a
se muestran las isotermas del embalse.
Se presentó un gradiente térmico de abril a agosto, de la
superficie al fondo con diferencia de 5 °C que se rompió
a partir de agosto en que las temperaturas disminuyeron
hasta enero, la temperatura en la columna de agua se
mantuvo igual en la superficie y en el fondo. De enero a
marzo se observó el incremento de 1
o
C por cada mes.
El oxígeno disuelto mostró valores superficiales má-
ximos de 10 mg/L, de julio a octubre pero disminuyeron
de noviembre a marzo, alcanzando 5 mg/L (
Fig. 2b
). En
el fondo, se observaron condiciones anóxicas con excep-
ción de los meses de octubre, noviembre y diciembre. En
los manantiales, el oxígeno disuelto fluctuó de 6 a 8 mg/L.
El pH presentó valores de 7.5 a 8.5. Los valores más
bajos se mostraron en noviembre y diciembre y los mayores,
en julio y agosto (
Fig. 2c
). A partir de diciembre, el pH fue
de 7.5 y 8.0 a partir de julio, pero siempre fueron mayores
a 7.0. A pesar de la anoxia encontrada en el fondo, el pH
se mantuvo por arriba de 7.0, de noviembre a marzo. En
los manantiales el valor promedio del pH 7.4 fue menor
al del embalse.
La turbiedad mostró un gradiente con los valores más
altos (60 y 90 UFT en el fondo) en los meses de lluvia
(junio y julio) y con los valores menores (30 UFT) en fe-
brero y mayo (
Fig. 2d
). En los manantiales se obser-
varon valores bajos de la turbiedad, entre 0 y 7 UFT.
Se encontraron fluctuaciones en la conductividad que
mostraron un gradiente con valores altos en el fondo de
0.80 mS/cm en junio, julio y agosto. Sin embargo, la
columna de agua fue homogénea desde septiembre a
Fig. 3.
Diagrama profundidad-tiempo del sitio S del embalse De La Vega, de julio 1996 a marzo 1997. a) conductividad, b) nitratos, c) nitritos y
d) amoníaco.
Profundidad (m)
a)
Conductividad (mS/cm
-1
)
Meses
Nitratos (mg/L)
b)
Meses
Profundidad (m)
c)
Nitritos (mg/L)
Amoníaco (mg/L)
Meses
Profundidad (m)
d)
Meses
Profundidad (m)
LIPOPEROXIDACIÓN Y NIVELES DE AchE EN HÍGADO Y MÚSCULO DE
Xiphophorus helleri
151
marzo (
Fig. 3a
). En los manantiales, la conductividad
alcanzó valores menores a los del embalse, de 0.18 a
0.45 mS/cm.
La
figura 3b
presenta las isopletas de nitratos en mg/L
durante el ciclo de 10 meses. El nitrato tuvo un pequeño
gradiente con valores que se incrementaron a partir de
los 2 m y disminuyeron hacia el fondo. De septiembre a
diciembre no se encontró un gradiente en la columna de
agua pero aumentó la concentración de nitrato de octubre
a noviembre (de 1.00, a 1.50 y 2.00 mg/L) para luego
disminuir hasta 0.50 mg/L. Los valores de nitratos
de los
manatiales fueron similares a los del embalse De La Vega.
Los nitritos aumentaron su concentración en el fon-
do durante septiembre y octubre (0.10 a 0.50 mg/L). En
diciembre y enero, la columna de agua mostró un
gradiente doble desde los 4 m de profundidad hacia la
superficie y el fondo (
Fig.
3c
). En los manantiales, los
nitritos alcanzaron concentraciones menores, con valores
promedio de 0.0075 mg/L.
El amoníaco tuvo fluctuaciones pequeñas en la
columna de agua, durante el periodo estudiado. De junio
a octubre se encontraron valores altos de 0.50 mg/L pero
de noviembre a marzo fueron más bajos (
Fig. 3d
). En el
manantial, se detectaron valores de amoníaco entre 0 y
0.24 mg/L.
La columna de agua del embalse no mostró gradien-
tes verticales de sulfatos pero en un largo período, de
julio a diciembre se mantuvieron valores altos de 20 a 40
mg/L. Febrero y marzo mostraron los valores menores
(10 a 15 mg/L) (
Fig. 4a
). En el manantial, los valores de
sulfatos se encontraron en el intervalo de 1 a 25 mg/L.
Las isopletas de fósforo total (P
T
) se muestran en la
figura 4b
. En septiembre y octubre los valores de la
superficie y del fondo fueron iguales (0.5 y 1.0 mg/L).
Estos aumentaron a 1.0, 1.5 y 2.0 mg/L en diciembre y
enero, pero fueron iguales en la superficie y en el fondo.
En febrero y marzo aumentó la concentración de P
T
a
3.0 mg/L, manteniéndose los valores iguales en superficie
y fondo. En el manantial, el P
T
alcanzó valores entre 0.005
a 0.23 mg/L.
De junio a septiembre los valores del Fe disminuyeron
de 0.70 a 0.40 mg/L, de la superficie hasta los 3.5 m. A
partir de esta profundidad los valores aumentaron de 0.40
a 0.70 mg/L. En enero y febrero estos disminuyeron de
0.40 a 0.20 mg/L pero se mantuvieron iguales en
superficie y fondo (
Fig. 4c
). La concentración de Fe
obtenido en el manantial fue de 0.03 mg / L.
Biomarcadores
Se encontraron diferencias significativas entre la
actividad de la AchE en el hígado y en el músculo de
Xiphophorus helleri
con respecto al testigo (
Fig. 5
).
Los valores testigo de la AchE fueron 0.040 ± 0.008 nmol/
mg/min
-1
para el hígado y 0.065 ± 0.009 nmol/mg/min
-1
para el músculo. En el hígado, en el sitio N la inhibición de
c)
Hierro total (mg/L)
Profundidad (m)
Meses
Fig. 4.
Diagrama profundidad-tiempo del sitio S del embalse De La
Vega, de julio 1996 a marzo 1997. a) sulfatos, b) fósforo y
c) hierro total.
Meses
b)
Fósforo (mg/L)
Profundidad (m)
Meses
a)
Sulfatos (mg/L)
Profundidad (m)
L. Favari Perozzi
et al.
152
la AchE fue de 86 % (0.0056 ± 0.0002 nmol/mg/min
-1
)
mientras que en el C fue del 88 % (0.0048 ± 0.001 nmol/
mg/min
-1
) y la mayor, 89 % se obtuvo en el sitio S. En el
músculo, la más alta se encontró en el sitio C (90 %) y,
como ocurrió en el hígado, la menor se obtuvo en el N
(87.5 %). La inhibición de la AchE fue mayor en el
músculo que en el hígado.
En el sitio S se obtuvieron los máximos valores de
lipoperoxidación en el músculo y en el hígado, 45.0 y 41.0
nmol MDA/mg de proteína, respectivamente (
Fig. 5
).
Asimismo, se observó la duplicación de los valores de los
dienos conjugados en los peces expuestos al agua del
embalse, obteniéndose los valores más altos en el sitio S,
tanto en el hígado como en el músculo (
Tabla II
).
DISCUSIÓN
A pesar de la anoxia encontrada de noviembre a marzo,
el pH se mantuvo por arriba de la normalidad, la alta
mineralización del embalse y los contaminantes que allí
se encuentran, probablemente provocaron el aumento del
pH. La presencia de oxígeno disuelto controla el estado
redox de muchos elementos de importancia en la dinámica
y producción lacustre como en el caso del C (carbono),
N (nitrógeno), P, Fe y S (azufre). El P es frecuentemente
el nutriente limitante para la producción fitoplanctónica.
En el embalse De La Vega, la concentración de P fue
muy alta y no homogénea a través del mismo (Salas y
Limón 1986). Además, el embalse De La Vega tiene una
concentración promedio alta de sulfatos (15 a 35 mg/L).
Estos presentan interacciones con el Fe y los fosfatos.
Al reducirse los sulfatos a sulfuros por la acción de las
bacterias sulforreductoras, el sulfuro es capaz de reducir
al Fe y formar sulfuro de Fe, en condiciones anaeróbicas.
Asimismo, como los fosfatos se mantienen como fosfatos
de Fe insolubles en los sedimentos, la formación de sulfuro
de Fe puede conducir a la liberación de P soluble (Wetzel
2001), aumentando así la concentración de P en la colum-
na de agua. En ninguno de los meses del ciclo de estudio
se detectó el agotamiento de sulfatos en el hipolimnion
conjuntamente con la anoxia, por lo que la posibilidad de
reducción de sulfatos a sulfuros fue escasa y la posible
liberación de P de los sedimentos también fue mínima.
Por otro lado, la presencia de sulfuros en el hipolimnion
aún sin concentración de oxígeno disuelto sugiere la pre-
sencia de una microzona de oxidación en los sedimentos.
Grupo
Hígado
A 233 / mg
NC
S
Testigo
0.31± 0.01
0.31± 0.01
0.31± 0.01
tratado
*0.60 ± 0.03
*0.62 ± 0.03
*0.70 ± 0.04
Músculo
A233/mg
Testigo
0.33 ± 0.02
0.33 ± 0.02
0.33 ± 0.02
tratado
*0.65 ± 0.03
*0.58 ± 0.03
*0.74± 0.05
TABLA II
. EFECTO DEL AGUA DE LOS SITIOS N, C Y S DEL
EMBALSE DE LA VEGA EN EL NIVEL DE DIENOS
CONJUGADOS
Los valores se expresan como la media ± DS
de 8 animales diferentes
determinados por triplicado.
* Significativamente diferente del grupo testigo,
p< 0.05.
% INHIBICIÓN
AchE
LIPOPEROXIDACIÓN
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
HÍGADO
MÚSCULO
HÍGADO
MÚSCULO
nmol MDA / mg proteína
91
90
89
88
87
86
85
84
** p
<
0.001
*
p
< 0.05
T
T
NCS
N
S
C
NCS
NCS
Fig. 5.
Efecto del agua de los tres sitios del embalse de la Vega en los niveles de acetilcolinesterasa y la lipoperoxidación de
X. helleri
LIPOPEROXIDACIÓN Y NIVELES DE AchE EN HÍGADO Y MÚSCULO DE
Xiphophorus helleri
153
El amoníaco, los nitritos y los nitratos están presentes
en los ecosistemas dulceacuícolas como productos de la
degradación biológica normal de proteínas y ácidos nuclei-
cos. Los tres compuestos de N pueden entrar al ecosis-
tema por escurrimientos de la agricultura, desechos in-
dustriales y efluentes cloacales (Camargo y Ward 1995).
Así, concentraciones altas de nitrato se encuentran en
las aguas como consecuencia de la contaminación, como
en el embalse De La Vega. El nitrato está considerado
el menos tóxico que otras formas de N como amoníaco
y nitrito para los organismos acuáticos (Russo 1985).
En estudios de toxicidad crónica Knepp y Arkin (1973)
encontraron que la concentración de 96 ppm de nitrato
fue tolerada por
Ictalurus punctatus
y
Micropterus
salmoides
sin afectar su crecimiento y su alimentación.
La descomposición de la materia orgánica resulta en la
liberación y la acumulación de amoníaco. En condiciones
aeróbicas el amoníaco es oxidado a nitrato, pero en
condiciones anaeróbicas la nitrificación del amoníaco a
nitrato no ocurre y el primero se acumula en el fondo
del cuerpo de agua. Mientras el nitrato está disponible,
el potencial redox permanece más alto que el requerido
para la reducción del hierro y subsecuentemente se
libera el P del complejo fosfato férrico en los sedimentos.
El aumento de la nitrificación del amoníaco a nitrato y
su uso posterior en la desnitrificación estabiliza el
potencial redox y reduce la carga interna del fósforo
(Kortmann y Rich 1994).
La inhibición de la AchE en el tejido cerebral o en
otros órganos como sangre, ojo, hígado y músculo está
considerada como el biomarcador específico más sensible
del efecto de los insecticidas carbámicos y órganofos-
forados en peces de agua dulce y marinos (Bastos
et al.
1991, Grue
et al.
1997, Sturm
et al
. 1999).
La inhibición de la enzima no permite la hidrólisis de
la acetilcolina en ácido acético y colina, dando lugar a
una transmisión prolongada de impulsos que provocan
una sobrestimulación de las células nerviosas que puede
resultar en tétano, fallo respiratorio y muerte (Ecobichon
1991).
Por otro lado, existen evidencias que indican que la
salud de los organismos acuáticos está ligada al estrés
oxidante que es experimentado por todos los organis-
mos aeróbicos cuando hay un desbalance entre las
sustancias prooxidantes y las antioxidantes y en el cual
predominan las primeras (Stegeman
et al.
1992). Los
procesos complejos que acompañan al estrés oxidante
resultan en el daño a diversos componentes celulares,
la descomposición peroxidante de los lípidos mem-
branosos (lipoperoxidación) y los cambios asociados
en las propiedades de las membranas. Una de las
consecuencias del incremento del estrés oxidante es
el aumento de la lipoperoxidación (Muriel 1997). La
lipoperoxidación es un proceso complejo que involucra
la formación de radicales lipídicos entre el oxígeno
molecular y los ácidos grasos insaturados, la
propagación de estos, el rearreglo de las dobles ligaduras
en los lípidos insaturados que da origen a dienos con-
jugados y la destrucción de los lípidos membranosos
(Buege y Aust 1978). La lipoperoxidación da lugar a
numerosos productos derivados de la descomposición
lipídica: alcoholes, cetonas, éteres y aldehídos como el
MDA de fácil valoración (Dubin
et al
. 1987).
El aumento de la lipoperoxidación puede indicar que
los contaminantes presentes en el embalse De La Vega
estimularon la generación de radicales libres y además,
inhibieron las sustancias antioxidantes captadoras de
estos así como al sistema antioxidante de defensa siendo
particularmente importantes en éste, la glutatión S-
transferasa y la glutatión peroxidasa por estar invo-
lucradas en la protección contra la toxicidad de los
xenobióticos y en el estrés oxidante (Chasseaud 1979).
Las repercusiones del deterioro ambiental presente
en el embalse De La Vega se manifestaron en la especie
X. helleri
por las alteraciones de la actividad enzimá-
tica de la AchE y el grado de lipoperoxidación, en todos
los sitios estudiados, en especial en el S, cerca de la
cortina donde confluyen los tributarios provenientes del
ingenio azucarero y del poblado Teuchitlán. También
los valores de los factores fisicoquímicos estudiados
mostraron que es el sitio S el que reúne el mayor grado
de degradación ambiental, seguido por el C ya que a
este sitio llegan los efluentes del Rio Salado y del ingenio
azucarero. Por otro lado, todos los peces intoxicados
con los insecticidas OF presentes en el agua del
embalse De La Vega mostraron hiperactividad y
pérdida del equilibrio además de nadar en espiral pero
todos sobrevivieron al período de exposición de 96 horas.
De persistir la presencia de organofosforados en las
concentraciones encontradas e incluso mayores, ya que
en la zona son muy utilizados, los peces podrían morir
debido a sus efectos neurotóxicos.
La cuenca tenía veinte especies nativas y seis
introducidas, muchas de las cuales fueron encontradas
o descritas en la última década. López-López y Paulo-
Maya (2001) observaron el 70 % de reducción en la
biodiversidad de peces; la parte alta de la cuenca
contiene sólo seis especies nativas y cuatro exóticas
por lo que se perdieron 14 especies nativas.
X. helleri
es una especie exótica y por los resultados obtenidos,
tolerante, pero el efecto de la contaminación se
evidenció por el cambio de la AchE y de la LP, por lo
que esta especie podría ver comprometida una fase
crítica de su ciclo de vida, por ejemplo la reproducción.
Se sabe también que la exposición de los peces a los
compuestos tóxicos afecta más profundamente al
estadio larvario (Mc Kim 1985, von Westernhagen
1988) y las muertes de las larvas tendrían importantes
implicaciones en el reclutamiento de las poblaciones
adultas.
L. Favari Perozzi
et al.
154
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen la valiosa colaboración técnica
de Ma. Teresa García Camacho.
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