Orinoquia

Orinoquia, Volumen 10, Número 1, p. 64-70, 2006. ISSN electrónico 2011-2629. ISSN impreso 0121-3709.

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Articulo Original

Toxicidad aguda del sulfato de cobre (CuSO4) en alevinos de cachama blanca (Piaractus brachypomus) bajo condiciones de aguas blandas

Acute copper sulphate (CuSO4) toxicity in cachama blanca (Piaractus brachypomus) fingerlings under soft water conditions

VELASCO-SANTAMARÍA, Y.M.1, GÓMEZ-MANRIQUE, W.2, CALDERÓN-BERNAL, J.M.2

1-Médico Veterinaria; 2-Estudiantes de Medicina Veterinaria y Zootecnia, Facultad de Ciencias Agropecuarias y Recursos Naturales. Grupo de Investigación sobre Reproducción y Toxicología de Organismos Acuáticos-GRITOX, Universidad de los Llanos, A.A 110, Villavicencio, Meta-Colombia. ymvelasco@yahoo.com

Recibido en febrero 20 de 2006 • Aprobado en marzo 28 de 2006

RESUMEN

Para determinar de manera preliminar la toxicidad aguda del CuSO4 en alevinos de cachama blanca (Piaractus brachypomus), 110 individuos fueron expuestos a siete concentraciones, así: 0 (control), 0.25, 0.5, 1.0, 1.5, 2.0 o 4.0ppm, utilizando acuarios en un sistema semiestático. La dureza del agua en términos de CaCO3 se mantuvo constante en 20ppm durante todo el período experimental. Individuos expuestos a 2.0 y 4.0ppm manifestaron cuadros de hiperexcitación, alternados con letargia y pérdida del eje de nado, con una mortalidad de 100% a las 24 y 6 h, respectivamente. En los individuos expuestos a 1.0y1.5ppm, la mortalidad acumulada a las 24 h de exposición fue de 55 y 90%, respectivamente. Así mismo, estos grupos presentaron aumento moderado en la producción de moco a nivel branquial, acompañado de manifestaciones clínicas de disnea. En los individuos expuestos a 4.0ppm se observó microscópicamente hiperplasia epitelial interlamelar junto con fusión y congestión lamelar se vera. Por otro lado, en individuos expuestos a 0.5ppm se observó hiperplasia epitelial interlamelar einter filamental, así como infiltrado de células inflamatorias, principalmente granulocitos. La concentración letal 50 (CL50) al cabo de 48 h de exposición fue de 0.94ppm (0.82-1.08,IC95%). Estos resultados preliminares permiten inferir que bajo las concentraciones y condiciones del presente ensayo (dureza total de aproximadamente 20ppm), los alevinos de cachama blanca son relativamente susceptibles a los efectos tóxicos del sulfato de cobre.

Palabras clave: cachama blanca, concentración letal 50(CL50), dureza, Piaractus brachypomus, sulfato de cobre, toxicidad aguda.

ABSTRACT

To preliminarily determine acute CuSO4 toxicity in cachama blanca (Piaractus brachypomus) fingerlings, 110 individuals were exposed to seven different concentrations: 0 (control), 0.25, 0.50, 1.00, 1.50, 2.00 and 4.00ppm using semistatic system aquariums. Water hardness in reference to CaCO3 was constantly maintained at 20ppm during the experiment. Individuals exposed to 2.00 and 4.00ppm manifested hyperexcitement stages alternating with lethargy and swimming-axis loss, with 100% mortality at 24 and 6 h respectively. Individuals exposed to 1.00 and 1.50ppm for 24h showed cumulative mortality of 55 and 90% respectively. Likewise, these groups presented a moderate increase in mucus production at branchial level accompanied by clinical disnea. Interlamellar hyperplasia and severe lamellar fusion, as well as gill congestion, were observed microscopically in those exposed to 4.00ppm. On the other hand, interlamellar and interfilamental hyperplasia and inflammatory cell infiltration, principally granulocytes, were observed in fingerlings exposed to 0.50ppm. Lethal concentration 50(CL50) at 48h of exposure was 0.94ppm (0.82-1.08,IC95%).

These preliminary results allow inferring that cachama blanca fingerlings are relatively susceptible to the toxic effects of CuSO4 at the concentrations and conditions described for the present study.

Key words: acute toxicity, cachama blanca, copper sulphate, hardness, lethal concentration 50(LC50), Piaractus brachypomus.

INTRODUCCIÓN

La cachama blanca (Piaractus brachypomus) es un carácido nativo de las cuencas de los ríos Orinoco y Amazonas, ampliamente cultivado en los Llanos Orientales de Colombia (Hernández et al.,1992). En estas regiones el agua es clasificada como blanda, debido a la baja disponibilidad de cationes, principalmente Ca2+, lo que favorece una mayor toxicidad por metales pesados (Matsuo et al.,2005).

Existe una estrecha asociación entre la intensificación de la producción animal y el uso de insumos agropecuarios, lo que ha generado un alto riesgo sobre el medio ambiente. Así mismo, el desarrollo industrial ha causado un incremento en la emisión de metales pesados, siendo los ambientes acuáticos continuamente contaminados con dichos pesticidas (Lawlor y Tipping,2003).

En casi todas las especies, el cobre (Cu) es un cofactor indispensable en numerosos procesos enzimáticos. Sin embargo, se ha considerado un contaminante importante de los cuerpos de agua, clasificándose como extremadamente tóxico (Heath,1991), representando un riesgo potencial para la vida acuática (Mazon et al.,2002). El sulfato de cobre (CuSO4) es un algicida aprobado por la EPA (U.S.-Environmental Protection Agency) para uso en acuicultura (Schnick et al.,1986). Aunque no está aprobado por la FDA (U.S.-Food and Drug Administration) como agente terapéutico, es usado masivamente para el control de parásitos protozoarios en especies acuáticas (Straus,2003), así como para disminuir la proliferación de fitoplancton en aguas eutróficas (Mazon et al.,2002).

La efectividad terapéutica del CuSO4 se reduce a medida que la alcalinidad y la dureza total se incrementan. Por su parte, la toxicidad del cobre aumenta cuando disminuye el pH (Straus,2003; Çogun y Kargin,2004), la materia orgánica, la alcalinidad y la dureza (Tucker y Robinson,1990; Straus,2003; Matsuo et al.,2005). En consecuencia, Tucker y Robinson (1990) recomendaron limitar su uso en aguas con alcalinidades inferiores a 50ppm.

La toxicidad del cobre ha sido estudiada en algunas especies de peces, tales como tilapia azul (Oreochromis aureus) (Straus,2003), curimbatá (Prochilodus scrofa) (Cerqueira y Fernandes,2002; Mazon et al.,2002), trucha arco iris (Oncorrhynchus mykiss) (Marr,1998; Wilson y Taylor,1993; McGeer et al.,2000), cachama negra (Colossoma macropomum) (Matsuo et al.,2005), juveniles de cachama blanca (Piaractus brachypomus) (Lozano,2000), entre otros.

Puesto que las branquias están en contacto directo con el medio externo, cambios químicos y físicos en el ambiente acuático las convierten en el principal órgano blanco de la mayoría de los contaminantes acuáticos (Mallatt,1985). El efecto tóxico agudo o crónico del cobre sobre la morfología branquial, ha sido estudiado en algunas especies marinas (Sola et al.,1995; Rajbanshi y Gupta,1988; Benedetti et al.,1989; Laurén y McDonald,1987) y de agua dulce (Dang et al.,2000; Mazon et al.,2002; Cerqueira y Fernandes,2002). En general, los efectos tóxicos agudos provocan alteraciones de tipo respiratorio e ionoregulatorio y bajo exposiciones crónicas, se observan alteraciones en el sistema neurológico y endocrino, así como cambios celulares, bioquímicos y fisiológicos (Handy,2003).

Aunque en algunas especies de peces nativos se han realizado bioensayos de toxicidad bajo condiciones de laboratorio (Lozano,2000), en alevinos de cachama blanca no se conocen reportes acerca de la toxicidad del cobre en aguas con bajos niveles de dureza. Por lo tanto, el objetivo del presente estudio fue determinar la toxicidad aguda del cobre asociado a CuSO4 bajo condiciones experimentales.

MATERIALES Y MÉTODOS

Los experimentos se llevaron a cabo en el Laboratorio de Bioensayos del Instituto de Acuicultura de la Universidad de los Llanos (IALL). Para este fin fueron utilizados 110 alevinos de cachama blanca (Piaractus brachypomus) clínicamente sanos con peso corporal de 1.75±0.2g y longitud total de 4.62±0.4cm, obtenidos de un mismo desove por medio de reproducción inducida a partir de ejemplares criados y mantenidos en cautiverio. Los ejemplares fueron medidos con un ictiómetro y pesados en una balanza digital (Ohaus, Scout Pro), previa tranquilización con 2-fenoxietanol (200ppm, Sigma Chemical Co., St. Louis, Missouri, USA).

Durante la fase de aclimatación, los peces fueron mantenidos en acuarios de vidrio con capacidad útil de 73L y alimentados ad libitum una vez al día. Se empleó un sistema semistático con recambio diario de agua del 50% y con aireación constante. Los ejemplares se distribuyeron aleatoriamente en los acuarios, ubicando 10 o 20 peces por tratamiento, sometiéndolos a un periodo mínimo de aclimatación de 8 días. Cada individuo fue considerado como una repetición.

Durante la fase de experimentación los peces no fueron alimentados. Así mismo, se realizó recambio diario del 50% de agua, manteniendo constantes las concentraciones de Cu en cada acuario, por medio de la adición de la mitad de la dosis correspondiente. Como fuente de Cu se empleó sulfato de cobre comercial (CuSO4), utilizando siete concentraciones diferentes: 0 (control), 0.25, 0.5, 1.0, 1.5, 2.0 o 4.0ppm de Cu durante 48h de exposición. Los parámetros de calidad de agua fueron monitoreados con una sonda multiparamétrica (Yellow Spring Instrument, Modelo 556) manteniéndose en los siguientes rangos: pH:6.8±0.2; temperatura: 24.9±0.3ºC;O2 disuelto: 5.8±0.04ppm y saturación de O2: 69.9±0.7 %. La dureza total fue determinada por medio de un equipo para análisis de aguas (Aquamerck,Merck), manteniéndose constante en 20ppm de CaCO3.

Por medio de observación directa, fue registrado durante las 48 h de exposición el comportamiento de los peces, con especial énfasis en el eje de nado (presente o ausente), patrón de nado (errático, normal), ubicación dentro de la columna de agua y la actitud de los peces (excitado, normal y (o) deprimido).

La mortalidad en cada uno de los tratamientos fue registrada diariamente con el fin de determinar la concentración letal 50(CL50 48-h), por medio del método Trimmed Spearman-Karber (Hamilton et al.,1977), utilizando el Software Phar Lap Inc. versión 4.1L(1986-92).

Para determinar los efectos del Cu a nivel branquial, una vez finalizada la fase experimental, se seleccionó aleatoriamente un pez de cada tratamiento, los cuales se sacrificaron por medio de corte medular. Posteriormente, se extrajo el segundo arco branquial derecho y se fijó en formalina bufferada al 10%, para posterior corte y coloración con hematoxilina-eosina. Las observaciones histopatológicas se realizaron en un microscopio óptico convencional (Axiostar, Carl Zeiss).

RESULTADOS

Durante las primeras cinco horas de exposición, los peces expuestos a 2.0 y 4.0ppm de Cu, manifestaron cuadros de hiperexcitación, alternados con letargia y pérdida del eje de nado, con tendencia a ubicarse en el tercio superior de la columna de agua. Se observó letargia y pérdida del eje de nado en los peces expuestos a 1.5ppm, aproximadamente a las 10 h de exposición.

La mortalidad fue de 100% a las 6 y 24h para 4.0 y 2.0ppm, respectivamente. Durante la fase experimental, no se presentó mortalidad en los individuos del grupo control (0ppm) y expuestos a 0.25 o 0.5ppm (Figura 1). La CL50 48-h de Cu asociado a CuSO4 fue de 0.94ppm (0.82-1.08, IC 95%).

La Figura 2 muestra los filamentos y lámelas normales de alevinos del grupo control. En los individuos expuestos a 0.5ppm de Cu, microscópicamente se observó fusión filamental y lamelar, hiperplasia epitelial interlamelar e interfilamental e infiltrado de células inflamatorias, principalmente granulocitos (Figura 3 y 4). Así mismo, en las branquias de los individuos expuestos a 4.0ppm se observó congestión severa de lámelas y filamentos, necrosis y desprendimiento de epitelio lamelar, así como fusión lamelar severa (Figura 5). Por otro lado, en los peces expuestos a concentraciones superiores a 1.0ppm se presentó aumento moderado en la producción de moco a nivel branquial, acompañado de manifestaciones clínicas de disnea.

Figura 1

Figura 2

Figura 3

Figura 4

Figura 5

DISCUSIÓN

El CuSO4 es un compuesto de bajo costo, usado principalmente para el tratamiento de ectoparásitos y enfermedades bacterianas, así como fungicida y herbicida (Reddy et al.,2006). Noga(1996) recomienda que para evitar efectos tóxicos, la dosis de CuSO4 debe ser inferior a 0.75ppm en aguas con alcalinidades por debajo de 100ppm; no obstante, es frecuente su uso en especies de agua dulce a una concentración de 0.5 a 0ppm de CuSO4 (Boyd,1990), sin que se determine previamente la dureza y alcalinidad del agua.

En alevinos y juveniles de Oreochromis aureus expuestos a concentraciones superiores a 0.18ppm de Cu, se presentaron convulsiones, letargia y pérdida del eje de nado previo a la muerte (Straus,2003), similar a lo encontrado en el presente estudio.

Existe una estrecha asociación entre el grado de dureza y alcalinidad del agua con respecto a la toxicidad del Cu. Straus(2003) observó que en Oreochromis aureus la CL50 es mayor en aguas con bajos niveles de dureza, reportando una CL5096-h de 0.2 y 0.7ppm de Cu, en aguas blandas con 7.0 y 28.2ppm de CaCO3, respectivamente. De Vera y Pocsidio (1998) reportan que en juveniles de Oreochromis mossambicus en aguas con 93ppm de CaCO3, la CL50 96-h es de 1.7ppm. Por otro lado, en individuos de cachama negra (Colossoma macropomum) mantenidos en aguas blandas, se determinó que la CL50 96-h fue de 0.74ppm de Cu(Oliveira,2003). Los resultados anteriores son similares con lo determinado en el presente estudio, en el cual la CL50 48-h fue de 0.94ppm, con niveles de CaCO3 cercanos a 20ppm. Estos reportes corroboran que la sobrevivencia de peces expuestos a Cu depende principalmente de su concentración y de la dureza y alcalinidad del agua. A este respecto, Playle et al.(1993) demostraron el efecto del Ca2+ sobre la absorción de Cu en Pimephales promelas y concluyen que este ión compite con el Cu, por los sitios de unión a nivel branquial, disminuyendo su absorción.

Marr et al.(1998) determinaron que la CL50 de Cu en Onchorryhnchus mykiss a las 48 y 96 h de exposición, fue de 23 y 18ppb, respectivamente, con una dureza constante de 25.1ppm de CaCO3. Al igual que en otros estudios, Marr et al.(1998) observaron una relación dosis-respuesta entre la concentración de Cu y la mortalidad.

Mazon et al.(2002) reportan que en juveniles de Prochilodus scrofa, la mortalidad fue de 85,70y55% en peces expuestos durante 96h a 20,25 y 29µg.L-1 de Cu, respectivamente; concentraciones inferiores a las estudiadas en el presente estudio. Adicionalmente, observaron una mayor acumulación de Cu en el tejido branquial de los peces expuestos a las concentraciones mas altas, asociándose este hallazgo con cambios severos en el tejido epitelial, tales como: hiperplasia del epitelio de las lámelas y filamentos, disminución del espacio interlamelar, fusión lamelar, hiperplasia e hipertrofia de las células pavimentosas y de cloro, junto con degeneración celular (Cerqueira y Fernandes,2002; Mazon et al.,2002). Algunos de los anteriores resultados son similares a lo observado en los cortes histológicos de las branquias de alevinos de cachama blanca expuestos a Cu. Aunque en el presente estudio no se determinó la acumulación de Cu en branquias y otros tejidos, Dang et al.(1999) reportan que cortos períodos de exposición permiten una mayor bioacumulación de Cu que las exposiciones prolongadas (superiores a 96h). Varios autores reportan que existe una correlación positiva entre la concentración de Cu en agua y la acumulación en branquias (Monteiro et al.,2005), con el incremento de lesiones a nivel branquial (Mazon et al.,2002). Adicionalmente, concluyen que la severidad del daño branquial depende de la sensibilidad de la especie y del tiempo de exposición.

La hiperplasia y fusión lamelar, observada en el presente estudio, ha sido reportada como una respuesta no específica a agentes irritantes (Mallatt,1985, Mazon et al.,2002), siendo un mecanismo compensatorio para disminuir la difusión del tóxico hacia la circulación sanguínea; no obstante, estas alteraciones histopatológicas también reducen la superficie lamelar respiratoria, provocando condiciones hipóxicas. Mazon et al.(2002) reportan que en P. scrofa expuestos a 29µg.L-1 de Cu, se presentó un alto porcentaje de células de cloro apoptóticas y necróticas, lo que contribuyó a la disfunción en el balance iono regulatorio y en el equilibrio ácido-base. En concordancia, McGeer et al.(2000), encontraron que alevinos de trucha arco iris expuestos de forma crónica a Cu, presentaron una pérdida temporal de Na+ y Ca2+ a nivel muscular. De igual modo, Monteiro et al.(2005) reportan que en adultos de Oreochromis niloticus se presenta una disminución en los niveles de Na+ y Cl- plasmático, como consecuencia del efecto inhibitorio del cobre sobre la actividad Na+/K+ ATPasa. Finalmente, se puede deducir que la mortalidad en los peces expuestos a las altas concentraciones de Cu observada en el presente estudio, es provocada por la inhibición de la Na+/K+ ATPasa branquial por parte del Cu, generando edema del epitelio lamelar, consecuente acumulación de solutos en las células epiteliales y por ende, flujo osmótico de agua hacia la célula. Este disturbio ocasiona la pérdida del control ionoregulatorio, eflujo de electrolitos sanguíneos, colapso cardiovascular y consecuentemente la muerte (Handy,2003).

Los resultados del presente estudio constituyen un reporte preliminar de la toxicidad del CuSO4 en alevinos de cachama blanca (Piaractus brachypomus), mantenidos en aguas blandas. Según los hallazgos observados, se recomienda que el uso de CuSO4 como terapéutico, deba ser realizado con previa determinación de la alcalinidad y la dureza, para evitar que se produzcan respuestas adversas en la salud de los peces.

AGRADECIMIENTOS

Los autores expresan su agradecimiento a Laurent E. Cruz Pinzón, Jordán F. Martínez Pinilla, Camilo A. Cortéz Castillo y Gabriel J. Domínguez Bernate, estudiantes de Toxicología Veterinaria de la Universidad de los Llanos, por su colaboración en el desarrollo de la fase experimental.

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