ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL
TOXIC EFFECT OF LUFENURON ON SIX BIOINDICATORS OF ENVIRONMENTAL QUALITY
EFECTO TÓXICO DEL LUFENURÓN SOBRE SEIS BIOINDICADORES DE CALIDAD AMBIENTAL
1 Universidad Ricardo Palma (URP), Facultad de Ciencias Biológicas (FCB), Laboratorio de Parasitología, Av. Alfredo
Benavides 5440, Santiago de Surco, Lima, Perú.
2 Universidad Nacional Federico Villarreal (UNFV), Facultad de Ciencias Naturales y Matemática (FCCNM), Laboratorio de
Ecología y Biodiversidad Animal (LEBA), Jr. Río Chepén 290, El Agustino, Lima, Perú.
ABSTRACT
Lufenuron is an insecticide from the group of benzylureas that interferes with the synthesis of chitin,
causing an inhibition in insect moulting. Toxic effects of lufenuron on six environmental quality
bioindicators were evaluated. Bioassays with lufenuron were developed on six bioindicators of
environmental quality: 1) Artemia franciscana (Kellogg 1906), 2) Carassius auratus (Linnaeus 1758), 3)
Chlorella vulgaris (Beijerinck 1890), 4) Daphnia magna (Straus 1820), 5) Eisenia foetida (Savigny 1826)
and 6) Soil microorganisms (Community indicator). The analysis of variance (ANDEVA) with Tukey's
test was used, and with the Probit, the ecotoxicological parameters were calculated. The results were as
-1 -1
follows: A. franciscana (LC = 11,41 µg i.a.·L at 48 h), C. auratus (NOEC= 0.061 mg i.a.·L / LOEC=
50
-1 -1
0.122 mg i.a.·L for the percentage of accumulated mortality at 26 d), C. vulgaris (IC <2.46 mg i.a.·L at
50
-1 -1
96 h), D. magna (LC = 0.05 µg i.a.·L at 48 h), D. magna (NOEC= 0.00005 μg i.a.·L / LOEC= 0.0001 μg
50
-1 -1
i.a.·L for the number of live hatchlings at 21 d), E. foetida (LD = 206.31 mg i.a.·Kg at 14 d; NOEC<
50
-1 -1 -1
21.2 mg i.a.·Kg / LOEC= 21.2 mg i.a.·Kg at 14 d) and soil microorganisms (NOEC= 1820 mg i.a.·g /
-1
LOEC> 1820 mg i.a.·g of nitrification). The following sequence of decreasing ecotoxicity mediated by
the lethal and sublethal effects produced during the bioassays with the six bioindicators was observed: D.
magna> A. franciscana> C. vulgaris> C. auratus> E. foetida> Soil microorganisms. Daphnia magna was
the most sensitive bioindicator to lufenuron and the most resistant were soil microorganisms. Lufenuron
had higher rates of mortality and inhibition in aquatic organisms than in terrestrial organisms. It was
concluded that the six bioindicators chosen to evaluate the possible environmental damages of the
insecticide lufenuron, made it possible to clarify that this compound mainly damages the aquatic food
chain compared to terrestrial. Thus, aquatic ecosystems are more sensitive than terrestrials with a low risk.
ISSN Versión Impresa 1816-0719
ISSN Versión en linea 1994-9073 ISSN Versión CD ROM 1994-9081
281
Key words: bioassays – bioindicators – environmental quality – lufenuron
The Biologist (Lima)
The Biologist
(Lima)
The Biologist (Lima), 201 , 1 (2), jul-dic: 8 6 281-297
1 1,2 2
Jefferson Iván Manrique-Guillén ; José Iannacone & Lorena Alvariño
RESUMEN
Palabras clave: bioensayos – bioindicadores – calidad ambiental – lufenurón
El lufenurón es un insecticida del grupo de las benzilureas que interfiere con la síntesis de quitina, causa
una inhibición en la muda de los insectos. Se evaluaron efectos tóxicos del lufenurón sobre seis
bioindicadores de calidad ambiental. Se desarrollaron los bioensayos con el lufenurón sobre seis
bioindicadores de calidad ambiental: 1) Artemia franciscana (Kellogg, 1906), 2) Carassius auratus
(Linnaeus, 1758), 3) Chlorella vulgaris (Beijerinck, 1890), 4) Daphnia magna (Straus, 1820), 5) Eisenia
foetida (Savigny, 1826) y 6) Microorganismos de Suelo (Indicador comunitario). Se utilizó el análisis de
varianza (ANOVA) con prueba de Tukey, y con el Probit se calcularon los parámetros ecotoxicológicos.
-1
Los resultados fueron los siguientes: A. franciscana (CL = 11,41 µg ia·L a 48 h), C. auratus (NOEC=
50
-1 -1
0,061 mg ia·L / LOEC= 0,122 mg ia·L para el porcentaje de mortandad acumulada a 26 d), C. vulgaris
-1 -1 -1
(CI <2,46 mg ia·L a 96 h), D. magna (CL = 0,05 µg ia·L a 48h), D. magna (NOEC= 0,00005 μg ia·L /
50 50
-1 -1
LOEC= 0,0001 μg ia·L para el numero de crías vivas a 21 d), E. foetida (DL = 206,31 mg ia·Kg a 14 d ;
50
-1 -1
NOEC< 21,2 mg ia·Kg / LOEC= 21,2 mg ia·Kg a 14 d) y Microorganismos de Suelo (NOEC= 1820 mg
-1 -1
ia·g / LOEC> 1820 mg ia·g de nitrificación). Se observó la siguiente secuencia de ecotoxicidad
decreciente mediado por los efectos letales y subletales producidos durante los bioensayos con los seis
bioindicadores: D. magna > A. franciscana > C. vulgaris > C. auratus > E. foetida > Microorganismos del
suelo. Daphnia magna fue el bioindicador más sensible al lufenurón y el más resistente fueron los
microorganismos del suelo. El lufenurón presentó mayores porcentajes de mortandad e inhibición en los
organismos acuáticos que en los terrestres. Se concluyó que los seis bioindicadores escogidos para evaluar
los posibles daños ambientales del insecticida lufenurón, permitieron clarificar que este compuesto daña
principalmente a la cadena trófica acuática en comparación a la terrestre. Por ende, los ecosistemas
acuáticos son más sensibles que los terrestres que presentan un riesgo bajo.
INTRODUCCIÓN
282
probablemente a través de la interferencia
enzimática, y causa inhibición en la muda de los
insectos (Sun et al., 2015). Pertenece al grupo de
las benzoilureas, y se utiliza ampliamente en la
agricultura para el control de larvas de lepidópteros
y coleópteros en algodón, maíz y hortalizas; la
mosca blanca de los cítricos y ácaros del moho en
las frutas cítricas, además es de uso veterinario para
el control de pulgas en animales domésticos (Braga
da Silva et al., 2003; Pérez-Moreno et al., 2006;
Vázquez et al., 2014). Sin embargo, la posibilidad
de entrar este plaguicida a través de la cadena
alimentaria y producir efectos no deseados en
organismos no objetivo, incluyendo los seres
humanos, no se puede descartar (Das et al., 2008;
Pinakin et al., 2011). Además, otros estudios
demuestran que el lufenurón y otros insecticidas
del grupo de las benzoilureas tienen efecto tóxico
sobre organismos no destinatarios (Ikemoto et al.,
1992; Evangelista et al., 2002; Rioboo et al., 2002;
Ma et al., 2006; Farrag & Shalby, 2007; Duchet et
al., 2011; Marimuthu et al., 2013; Brock et al.,
2016; Soares et al., 2016). Por otra parte, el destino
Dentro la amplia gama de plaguicidas se
encuentran los reguladores del crecimiento de
insectos (IGR), los cuales son insecticidas de
tercera generación menos tóxicos y compatibles
con el manejo de plagas de insectos que se
desarrollaron para reducir la contaminación de los
alimentos y el medio ambiente. Estos compuestos
tienen un modo de acción específico en los insectos
y una menor toxicidad contra vertebrados que los
insecticidas convencionales. Los IGR incluyen
compuestos que afectan a la muda y la
metamorfosis al imitar la hormona juvenil (JH
agonistas) o antagonizar la actividad por lo general
JH (agonistas ecdiesteroides) o al interferir con la
formación de la cutícula (síntesis de quitina)
(Matsumura, 2010).
Dentro de los IGR se encuentra el plaguicida
lufenurón, que es un inhibidor del desarrollo, el
cual interfiere con la síntesis de la quitina,
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
Manrique-Guillén et al.
invasores (EPA, 2012; Iannacone et al., 2014).
(4) Daphnia magna (Straus, 1820) es un crustáceo
de agua dulce que mide 2 mm en el caso del macho
y 6 mm la hembra. Tiene la particularidad de vivir
solamente bajo condiciones ambientales muy
determinadas (estenoicos), los que los hace útiles
como indicadores de las condiciones ambientales
(Escobar-Malaver & Londoño-Pérez, 2010;
Duchet et al., 2011; EPA, 2016a).
(5) Eisenia foetida (Savigny, 1826) son
oligoquetos terrestres miden de 6 a 8 cm de largo,
de 3 a 5 mm de diámetro, y pesa hasta
aproximadamente 1,4 g de color rojo oscuro,
poseen respiración cutánea y no toleran la luz solar
(Hernández et al., 1997; Iannacone & Alvariño,
2005).
(6) Microorganismos de suelo (Indicador
comunitario) son las comunidades microscópicas
descomponedoras de restos orgánicos
transformándolos en compuestos inorgánicos,
cerrando el ciclo de los elementos. Constituyen
cerca del 85% de la fracción viva del suelo. Muchos
son nitrificadores mediante la vía autótrofa o
heterótrofa (Both et al., 1990; De Boer et al., 2001;
Norton, 2008).
De esta manera, el objetivo de la presente
investigación fue evaluar el efecto tóxico del
lufenurón sobre seis bioindicadores de calidad
ambiental
Reactivos
Lufenurón (RS) -1- [2,5-dicloro-4 (1,1,2,3,3,3-
h e x a f l u o r o p r o p o x i ) f e n i l ] - 3 - ( 2 , 6 -
difluorobenzoil), PM= 511.1502. Se utilizó la
formulación concentrada-emulsionable
( M A G I S T R A L ® 5 0 E C , R E D S U N
CORPORATION, China). Se realizaron diluciones
con agua embotellada y declorinada (Iannacone et
al. 2011b).
Ensayos Toxicológicos
Artemia franciscana (toxicidad aguda)
Los huevos enquistados para eclosionar en
condiciones de laboratorio se obtuvieron del
283
MATERIALES Y MÉTODOS
final de los residuos de plaguicidas y su daño
potencial para la salud humana sigue siendo
generalmente menos conocido (Devine et al.,
2008).
Los bioindicadores ambientales son organismos no
destinatarios cuya presencia o fisiología permiten
conocer algunas circunstancias del lugar. Por
ejemplo, nos ayudan a conocer si hay alteraciones a
nivel de las cadenas tróficas, permitiéndonos saber
la calidad ambiental de una zona estudiada; además
estos organismos son fáciles de colectar, criar,
reproducir y cuantificar algún efecto que se desee
evaluar (Iannacone et al., 2003, 2005, 2011a; Nasr
& Badawy, 2015; Ruiz-Suarez, 2015). Por esta
razón, se tiene la necesidad del estudio de la
toxicidad del lufenurón, debido a que no hay
mucha información publicada acerca de
bioensayos con organismos no destinatarios
“bioindicadores ambientales” (Sabra & Mehana,
2015; Valderrama et al., 2015) para optar por
mejores alternativas para combatir las plagas que
afectan la agricultura, como la sanidad de animales
domésticos, además de los posibles riesgos de
contaminación del agua y suelo que contribuirían a
posibles daños a la salud humana y ambiental en el
Perú (Schaaf, 2015).
Sin embargo, hay escasa información sobre efectos
de ecotoxicidad aguda y crónica del lufenurón en
organismos bioindicadores, siendo los siguientes
ordenados alfabéticamente, los que son utilizados
en ecotoxicología:
(1) Artemia franciscana (Kellogg, 1906) es una
especie de pequeño crustáceo, braquiópodo
perteneciente al orden Anostraca que habita en
aguas con altas concentraciones de sal (Pino &
Lazo, 2010; Iannacone et al., 2016).
(2) Carassius auratus (Linnaeus, 1758) es un
ciprínido que raramente supera los 30 cm de
longitud. Es un pez que puede subsistir en
condiciones muy desfavorables como
contaminación de aguas, falta de oxígeno y
temperaturas gélidas, que no pueden soportar otras
especies (Iannacone et al., 2014; EPA, 2016b).
(3) Chlorella vulgaris (Beijerinck, 1890) es una
microalga que presenta una tasa de crecimiento
rápido, la cual es ideal para la producción, ya que es
muy resistente a las duras condiciones y a los
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
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acuario “Neptuno” procedente de Lima, Perú. Una
vez obtenidos los nauplios II de A. franciscana se
procedió a realizar los bioensayos preliminares de
toxicidad aguda por 8 h de exposición para
determinar las concentraciones de los ensayos
definitivos (Iannacone et al., 2016). Para los
en say os defin iti vos se sig uie ron las
recomendaciones de Iannacone et al. (2016) para
las pruebas de toxicidad aguda con A. franciscana.
Sin embargo, se realizaron algunos ajustes según el
procedimiento estandarizado en nuestro
Laboratorio para una adecuada obtención de la
Concentración Letal media (CL ). Para la prueba
50
de toxicidad aguda se utilizaron 8 concentraciones
(1,56; 3,12; 6,25; 12,5; 25; 50; 100 y 200 µg de
-1
i.a.·L ) donde se utilizó un total de 240 individuos
de A. franciscana para el plaguicida lufenurón;
distribuyéndose al azar diez nauplios de II estadio
en cada envase de 30mL de capacidad con 20mL de
solución y en cada una de las cuatro replicas por
cada dilución. Los nauplios II no fueron
alimentados durante el bioensayo. Se contaron el
número de nauplios vivos y muertos en cada una de
las diluciones a las 24 h y 48 h de exposición
(Iannacone et al., 2016).
Carassius auratus (toxicidad crónica)
Se tomó como referencia fundamental para la
realización de los bioensayos la guía 210 EPA
(2016b). Se emplearon individuos provenientes del
acuario “Neptuno” de Lima, Perú que tenía un
cultivo estable y saludable por más de dos años. Se
cultivaron en el Laboratorio en un medio
denominado ADAM y se aclimataron en el
Laboratorio por dos semanas previas al bioensayo.
La alimentación de las larvas fue a base de
Tetramin® disuelto (1/10) a una dosis de alimento
de 2 gotas de preparado alimenticio diario y de A.
franciscana. La frecuencia de recambio fue tres
veces por semana (condiciones semi-estáticas).
Los recipientes de mantenimiento del cultivo
fueron de 20 L de capacidad. La unidad de muestra
para los bioensayos fueron recipientes de plástico
de 1000 mL, con 800 mL de medio de cultivo. Los
bioensayos iniciaron con huevos en estado
embrionario-temprano de desarrollo. La eclosión
de los huevos y la supervivencia fue evaluada
diariamente. Los embriones, las larvas y los
juveniles muertos se retiraron de los envases para
evitar que su descomposición pueda afectar a los
supervivientes. Se empleó como medio de ensayo
agua embotellada y declorinada. Se aplicaron sobre
los huevos, las siguientes cinco concentraciones
decrecientes del lufenurón en agua embotellada:
-
0,122; 0,061; 0,031; 0,0001 y 0,00005 mg de i.a.·L
1 con cuatro réplicas por concentración y un total de
40 huevos por concentración. Los bioensayos se
iniciaron colocando huevos individualmente en
cada uno de los envases. La duración del
bioensayo de toxicidad fue de 26 días. Al final del
ensayo, en C. auratus se evaluó: 1) mortandad
acumulada (embriones, larvas y juveniles), 2) N°
días que inicia la eclosión de los huevos, 3)
longitud y peso de los sobrevivientes (juveniles), 4)
número de larvas deformadas y 5) comportamiento
anormal (nado anormal e hiperventilación). Para la
validez del ensayo, el éxito en la eclosión tuvo que
ser sobre 80% y el éxito en la post-eclosión de 70%
en el bioensayo (Iannacone et al., 2014).
Chlorella vulgaris (toxicidad crónica)
La muestra concentrada inicial se obtuvo de la
Universidad Ricardo Palma, Lima, Perú. Se
empleó C. vulgaris a una concentración inicial de
-1
40000 celulas·mL al inicio del bioensayo. Se
utilizaron cinco concentraciones (2.46; 4.92; 9,84;
-1
19,68 y 39,37 mg de i.a.·L ). Se realizó el
aislamiento, cultivo y caracterización de esta
especie de microalga. Se emplearon tubos de
ensayo de 12mL a los que se agregó 10mL de
volumen de prueba de cada concentración.
Las lecturas fueron hasta 96 h de exposición en
-1
cel·mL , obteniéndose la concentración de
inhibición media (CI ) a 96h en base a conteos de
50
densidad con microscopio óptico empleando una
cámara de neubauer (EPA, 2012; Iannacone et al.,
2014).
Daphnia magna (toxicidad aguda)
Las hembras maduras y oviplenas se obtuvieron
del acuario “Neptuno” procedente de Lima, Perú.
Los cultivos parciales con las hembras
partenogenéticas se mantuvieron a 21 ±2°C y a un
fotoperiodo de 12:12 con luz blanca fluorescente
18W - 3500k. El oxígeno disuelto se mantuvo sobre
-1
8 mg·L . Para la prueba de toxicidad aguda se
empleó cinco concentraciones (9,26; 4,63; 2,31;
-1
1,15 y 0,57 µg de i.a.·L ) y cohortes de neonatos
(<24 h de nacidos). La duración de la prueba fue de
48 h de exposición. A cada envase circular de 30
mL se agregó 20 mL de cada una de las
concentraciones, a los cuales se transfirió diez
neonatos. Se usó como criterio de mortandad la
Manrique-Guillén et al.
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carencia de movilidad o la ausencia de ritmo
cardiaco a 15 seg de observación al microscopio
estereoscópico (Iannacone et al., 2014).
Daphnia magna (toxicidad crónica)
Las hembras maduras y oviplenas se obtuvieron
del acuario “Neptuno” procedente de Lima, Perú.
Para el ensayo de toxicidad crónica se utilizaron las
siguientes cinco concentraciones decrecientes del
lufenurón en agua embotellada: 0,122; 0,061;
-1
0,031; 0,0001 y 0,00005 µg de i.a.·L . La
alimentación de las hembras-neonatas fue a base de
Tetramin® disuelto (1/10) a una dosis de alimento
de 2 gotas de preparado alimenticio diario. La
frecuencia de recambio del medio fue tres veces
por semana (condiciones semi-estáticas). Los
recipientes de mantenimiento del cultivo fueron 5
L de capacidad. La unidad de muestra para los
bioensayos fueron recipientes de plástico de
300mL, con 200mL de medio de cultivo. Los
bioensayos se iniciaron con un neonato de menos
de 24 h, sin aireación. Se emplearon como medio
de ensayo agua embotellada y declorinada con dos
gotas de alimento. Se emplearon cinco
concentraciones y un total de 10 neonatos por
concentración. Los neonatos fueron colocados
individualmente en cada uno de los envases. La
duración del bioensayo de toxicidad crónica fue de
21 días. Al final del ensayo, el número de crías
vivas producidas por hembra viva fue evaluada.
Los juveniles producidos por los adultos hembras
que murieron durante el ensayo fueron excluidos
del análisis. En adición, se determinó el número y
la mortandad de los padres al momento de
producción de la primera camada y la longitud de
las hembras a los 21 días de exposición. Para la
validez del ensayo, la mortandad en el control no
fue mayor al 20 % y produjo como promedio por
envase más de 60 crías vivas al final del bioensayo.
Eisenia foetida (toxicidad aguda)
Los oligoquetos para nuestro ensayo se obtuvieron
de la Universidad Agraria La Molina, Lima, Perú.
La colecta, aclimatación y cría del oligoqueto E.
foetida siguió lo descrito por (Iannacone &
Alvariño, 2005). Las pruebas ecotoxicológicas con
los oligoquetos se realizaron con cohortes de
especímenes de E. foetida que se obtuvieron del
envase de cultivo masivo. Se utilizaron en los
ensayos, lombrices de longitud total entre 9 a 11 cm
con clitelo. Los bioensayos de toxicidad se
realizaron en envases cilíndricos de plástico de 12
cm de altura y 10 cm de diámetro y con un área
2
superficial de 79,53 cm , empleando
aproximadamente 140 g de suelo más 70 g de
humus de lombriz como sustrato en donde se
incorporó el lufenurón en ensayos estáticos de 7
días de exposición. Las lombrices fueron colocadas
en estos envases bajo condiciones de oscuridad
para evitar el efecto de fotolisis del producto
químico. Las lombrices fueron lavadas en agua
destilada y luego secadas en papel absorbente para
eliminar el exceso de agua durante las lecturas. Los
ensayos agudos fueron considerados válidos
cuando la mortandad no sobrepasó el 10% y un
incremento de peso mayor de 20% en el grupo
control. En los ensayos agudos fueron
considerados muertos los organismos que al ser
pinchados con un alfiler entomológico, durante 10
segundos de observación no realizaron ningún
movimiento coordinado. Los bioensayos se
realizaron bajo condiciones de temperatura de
22°C±2°C y las concentraciones fueron cinco
-1
(402; 201; 100,5; 50,3 y 21,2 mg·kg ) con tres
réplicas por concentración. El fotoperiodo
empleado fue de oscuridad total y la humedad
relativa fluctuó entre 75% y 80%. (Iannacone et al.,
2014).
Microorganismos de suelo (toxicidad crónica)
Este bioensayo tuvo como condiciones
ambientales una temperatura: 22±1°C y humedad
relativa del 70%. Se usaron cinco concentraciones
de lufenurón (110; 220; 450; 910 y 1820 mg de
-1
i.a.·g de suelo artificial) y un control, con cinco
réplicas por concentración a 120 h de exposición.
Se realizó la cobertura con parafilm® a las
unidades del ensayo bajo oscuridad total. El pH se
mantuvo a 6±2. El suelo artificial siguió lo
señalado según el protocolo de la EPA. El suelo
artificial tuvo la siguiente caracterización:
-1
pH=7,16; C.E=1,56 dS·cm ; CaCO = 4,1%;
3
Materia orgánica= 9,1; P=13,7 ppm; K=372 ppm;
Clase Textural: Arenoso (92%); Limo (4%); Arcilla
(4%) y CIC=4,16. Para evaluar la nitrificación en
las comunidades microbianas del suelo, se agregó
80mL de KCl a 1N a cada unidad de muestra y por
un lapso de una hora en movimiento frecuente.
Seguidamente se filtró y se añadió un sachet de kit
Hanna de medición de nitratos por el método
-1
colorimétrico, en unidades de mg·L , y posterior
-1
transformación a µg g de suelo. Se realizaron ·
cinco replicas por concentración (Iannacone et al.,
2014).
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
286
Procesamiento y análisis de datos
La eficacia de los tratamientos y las repeticiones se
evalúa a través de un análisis de Varianza
(ANOVA) de dos vías con prueba a posteriori de
Tukey. Los datos fueron previamente
normalizados (transformación de los datos a raíz
cuadrada del arcoseno). Las Concentraciones
Letales (efectiva) (inhibición) media [CL(E)(I)s ]
50
fueron determinados empleando el programa
Probit versión 1,5. Se determinaron los valores de
NOEC (Concentración más alta de efectos no
observables) y el LOEC (Concentración más baja
de efectos observables). Se usó el programa
estadístico IBM SPSS Statistics 22.0 versión 20
para Windows XP para calcular los estadísticos
descriptivos e inferenciales a un nivel de
significancia de 0,05.
Consideraciones Éticas
Todos los procedimientos en animales siguieron
los protocolos estándares de las 3Rs (reemplazar,
reducir y refinar) aprobados para la
experimentación animal, minimizando el dolor
durante la experimentación, principalmente en los
peces (Pardo, 2005).
Toxicidad aguda del lufenurón en Artemia
franciscana
Las ocho concentraciones de lufenurón evaluadas
en los bioensayos con A. franciscana, muestran
mortandad a las 24 h y 48 h de exposición. La Tabla
1 nos indica los porcentajes de mortandad de con A.
franciscana obtenidos por acción de ocho
concentraciones en orden creciente del lufenurón
empleadas a 24 h y 48 h de exposición. La prueba
de Tukey nos indicó que existen diferencias
estadísticas entre el porcentaje de inhibición del
control con las concentraciones de lufenurón
evaluadas (Tabla 1). Fue determinada la CL del
50
lufenurón a 24 h y 48 h de exposición. Se
determinaron los valores de NOEC y LOEC a las
24 h y 48 h.
RESULTADOS
Tabla 1. Efecto del lufenurón sobre la mortandad de A. franciscana a 24h y 48h de exposición.
Concentración
µg i.a.·L-1
% Mortandad
24h
48h
0 0ab 0a
1,56 2,7abc
27,2b
3,12 0a
36,3bc
6,25 10,8abc
39,3bcd
12,5
18,9bcd
57,5cde
25
8,1abc
63,6de
50
19,4cd
58,3ef
100
23,6cd
90,4fg
200
27,2d
100g
NOEC
<50
<1,56
LOEC 100 1,56
CL50 235,24 11,41
F 8,83 33,55
Sig 0,00 0,00
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los porcentajes de mortandad son estadísticamente iguales
(p<0,05). CL = Concentración letal media. LOEC = Concentración más baja de efectos observables. NOEC = Concentración
50
más alta de efectos no observables. F= Prueba de Fisher. Sig= Nivel de significancia.
Manrique-Guillén et al.
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Toxicidad crónica del lufenurón en Carassius
auratus
Durante la evaluación del efecto crónico del
lufenurón en el porcentaje de mortandad
acumulada de los embriones, larvas y juveniles de
C. auratus durante los 26 d de exposición, solo se
observó diferencias estadísticamente significativas
entre el control y la mayor concentración de
-1
lufenurón (0,122 mg i.a·L ) para la mortandad. Los
resultados en general indican que el lufenurón no
produce efectos adversos en la eclosión de los
huevos, longitud de los peces sobrevivientes, peso
de estos, larvas “fry” o alevines y en el
comportamiento juveniles (Tabla 2).
287
Tabla 2. Efecto del lufenurón en la mortandad crónica acumulada, N° días que inicia la eclosión, longitud y peso de
peces sobrevivientes, N° de larvas deformadas y porcentaje de Carassius auratus (Cyprinidae) “Goldfish” con
comportamiento anormal a exposición.
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los valores (% de mortandad crónica acumulada, N° de días en que inicia la
eclosión, longitud y peso de peces sobrevivientes, N° de larvas deformadas y % de juveniles con comportamiento anormal) son estadísticamente
iguales (p<0,05). LOEC = Concentración más baja de efectos observables. NOEC = Concentración más alta de efectos no observables. La
mortandad acumulada incluyó la mortandad embrionaria, de larvas y de juveniles. El Comportamiento anormal incluyó en conjunto el nado
anormal y la hiperventilación. Además incluye a los peces (larvas y juveniles) muertos. Los valores del control se ajustaron a cero con la fórmula
de Abbott.
Concentración
mg i.a. L-1
% Mortandad
crónica
acumulada
Días en
que inicia
la
eclosión
Longitud
promedio de
peces
sobrevivientes
(mm)
Peso promedio
de peces
sobrevivientes
(g)
N° de larvas
“fry”
deformadas
% de juveniles con
comportamiento
anormal
control 0a
3,6a
7,2a
0,20a
0a
0a
0,00005 0a
3,6a
7,1a
0,19a
0a
0a
0,0001
0a
3,7a
7,0a
0,20a
0a
0a
0,031
2,85a
3,9a
7,0a
0,17a
0a
2,63a
0,061
5,71a
3,9a
7,1a
0,18
a
2,5a
0a
0,122
25,71b
3,9a
6,9
a
0,17
a
5a
2,63a
LOEC
(mg i.a. L-1)
0,122
>0,122
>0,122
>0,122
>0,122
>0,122
NOEC
(mg i.a. L-1) 0,061 0,122 0,122 0,122 0,122 0,122
Toxicidad crónica del lufenurón en Chlorella
vulgaris
Las cinco concentraciones de lufenurón evaluadas
en los bioensayos con C. vulgaris, mostraron que
hay efecto inhibitorio en el crecimiento de la
microalga entre las 24h y 96h de exposición.
La Tabla 3 nos indica los porcentajes de inhibición
del crecimiento algal de C. vulgaris obtenidos por
acción de las cinco concentraciones en orden
creciente del lufenurón empleadas a 24 h y 96 h de
exposición. La prueba de Tukey nos muestra que
existe diferencia estadística entre el porcentaje de
inhibición del control con las concentraciones
evaluadas (Tabla 3). Fue determinada la
concentración de inhibición media del lufenurón a
-1
24 h, 48 h, 72 h y 96 h (CI = 17,15 mg i.a.·L ;
50
-1 -1 -1
15,45 mg i.a.·L ; <2,46 mg i.a.·L ; <2,46 mg i.a.·L
respectivamente) (Tabla 3). Se determinaron los
valores de NOEC y LOEC de las concentraciones a
las 24 h, 48 h, 72 h y 96 h de exposición.
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
288
Toxicidad aguda del lufenurón en Daphnia magna
La Tabla 4 nos indica los porcentajes de mortandad
de D. magna obtenidos por acción de las cinco
concentraciones en orden creciente del lufenurón
empleada a 24 h y 48 h de exposición. La prueba de
Tukey nos indicó que existen diferencias
estadísticas entre el porcentaje de mortandad del
control con las concentraciones evaluadas (Tabla
4). Fue determinada la concentración letal media
del lufenurón sobre Daphnia magna a 24 h y 48 h
de exposición (Tabla 4). Se determinaron los
valores de NOEC y LOEC a las 24 h y 48 h de
exposición.
Tabla 3. Efecto del lufenurón sobre la inhibición del crecimiento algal de Chlorella vulgaris a 24 h ,48 h, 72 h y 96 h
de exposición.
Concentración
mg i.a.·L-1
%
Inhibición
24h 48h 72h
96h
0 0a
0a
0a
0a
2,46 20a
37,66ab
54,96ab
56,38b
4,92
32,77ab
40,99ab
65,06b
68,74bc
9,84
53,90bc
45,71ab
77,26b
75,11bc
19,68
65,39c
66,42ab
81,77b
79,89c
39,37 77,87c78,96b87,13b81,84c
NOEC
LOEC
4,92
9,84
19,68
39,37
2,46
4,92
<2,46
2,46
CI50
17,15
15,45
<2,46
<2,46
F 19,35 3,93 7,20 42,38
Sig 0,00 0,024 0,002 0,00
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los porcentajes de inhibición del crecimiento algal son estadísticamente iguales
(p<0,05). CI = Concentración de inhibición media. LOEC = Concentración más baja de efecto observables. NOEC = Concentración más alta de
50
efectos no observables. F= Prueba de Fisher. Sig= Nivel de significancia.
Tabla 4. Efecto del lufenurón sobre la mortandad de D. magna a 24 h y 48 h de exposición.
Concentración
µg i.a.·L-1
% Mortandad
24h
48h
0
0a 0a
0,57
35ab 90b
1,15
37,5ab
90b
2,31
45b 93,3b
4,63 55b96,7b
9,26
57,5b
93,3b
NOEC
<1,15
<0,57
LOEC
2,31
0,57
CL50 5,66 0,05
F 5,73 10,12
Sig 0,002 0,00
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los porcentajes de mortandad son estadísticamente iguales (p<0,05). CL =
50
Concentración letal media. LOEC = Concentración más baja de efectos observables. NOEC = Concentración más alta de efectos no observables.
F= Prueba de Fisher. Sig= Nivel de Significancia.
Manrique-Guillén et al.
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289
Toxicidad crónica del lufenurón en Daphnia
magna
Se evaluó el efecto crónico del lufenurón con el
número de crías vivas de los cladóceros D. magna
durante los 21 d de exposición, encontrándose solo
crías vivas en el control y las dos primeras
concentraciones, siendo la concentración de
-1
0,0001 μg i.a.·L estadísticamente diferente a la del
control. De igual forma al evaluar el efecto crónico
del lufenurón sobre la mortandad de los padres
durante los 21 días del bioensayo, se obtuvieron
diferencias estadísticamente significativas entre el
control y las cinco concentraciones de lufenurón.
En cuanto a la longitud de las hembras, se
obtuvieron diferencias significativas para el
control con las 2 primeras concentraciones
-1 -1
evaluadas: 0,00005 μg i.a.·L y 0,0001 μg i.a.·L
(Tabla 5). La figura 1 permite visualizar el ritmo de
mortandad de D. magna durante la duración total
del ensayo.
Tabla 5. Efecto del lufenurón en el número de crías vivas, en la mortandad de los padres y en la longitud de las
hembras de Daphnia magna a 21 días de exposición.
Concentración
μg i.a.·L -1
N° crías
vivas
promedio
% Mortandad
de los padres
Longitud de
hembras
(mm)
control 81,1a
0a
4,8a
0,00005 83,5a
75b
4,5b
0,0001
26,8b
91,6b
4,4c
0,031
0c
100b
0 d
0,061
0c
100b
0d
0,122
0c
100b
0d
NOEC (μg i.a.·L -1) 0,00005 <0,00005 <0,00005
LOEC (μg i.a.·L -1) 0,0001 0,00005 0,00005
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los porcentajes de mortandad son estadísticamente iguales (p<0,05). LOEC =
Concentración más baja de efectos observables. NOEC = Concentración más alta de efectos no observables.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21
número de D. magna
días (d)
Ritmo de mortandad de D. magna
control
0,00005
0,0001
0,031
0,061
0,122
Figura 1. Ritmo de mortandad de D. magna durante los 21 días de exposición con las cinco concentraciones de
-1
(μg i.a.·L )
lufenurón y el control.
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
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290
Toxicidad crónica del lufenurón sobre Eisenia
foetida
La Tabla 6 nos indica los porcentajes de mortandad
de E. foetida obtenidos por acción de las cinco
concentraciones en orden creciente del lufenurón
empleadas a 7 días y 14 días de exposición. Se
determinó la dosis letal media del lufenurón sobre
E. foetida a 7 d y 14 d de exposición (Tabla 6). Se
determinaron los valores de NOEC y LOEC a 7d y
14d de exposición.
Tabla 6. Efecto del lufenurón sobre la mortandad de lombriz de tierra Eisenia foetida a 7 días y 14 días de exposición.
Concentración
% Mortandad
mg·kg-1
7 d 14 d
0
0a0a
21,2
30bc 36,6b
50,3
43,3bc 43,3b
100,5
23,3b30b
201
26,6b40b
402
50c43,3b
NOEC
<21,2 <21,2
LOEC 21,2 21,2
DL50 448,01 206,31
F 13,73 16,44
Sig 0,00 0,00
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que los porcentajes de mortandad son estadísticamente iguales (p<0,05). DL = Dosis
50
letal media. LOEC= Concentración más baja de efectos observables. NOEC = Concentración más alta de efectos no observables. F= Prueba de
Fisher. Sig= Nivel de significancia.
Toxicidad crónica del lufenurón por formación de
nitratos en los microorganismos del suelo
(Indicador comunitario).
En el bioensayo con los microorganismos del suelo
no se observó inhibición ni estimulación en la
formación de nitratos a ninguna de las cinco
concentraciones evaluadas. Por ende, no se
determinó una concentración efectiva media del
lufenurón a 120 h de exposición (Tabla 7). Se
determinaron los valores de NOEC y LOEC a las
120h de exposición. La Tabla 7 nos indica la
concentración de nitratos obtenida por acción de
las cinco concentraciones en orden creciente del
DISCUSIÓN
lufenurón empleadas a 120 h de exposición en las
comunidades microbianas del suelo.
La toxicidad del lufenurón depende de la duración,
intensidad de exposición, formulación y
susceptibilidad del organismo o comunidad
bioindicadora evaluada. En el presente estudio se
evaluó el efecto tóxico del plaguicida lufenurón
sobre seis bioindicadores de calidad ambiental. Las
rutas de exposición para cada bioindicador
Manrique-Guillén et al.
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
[c] de lufenurón
mg i.a.·g-1
suelo
[c] de nitratos a 120 h en el suelo
(ug·g-1
de suelo)
0 1,10a
110 1,05a
220
0,88a
450
1,18a
910
0,94a
1820
1,04a
LOEC >1820
NOEC 1820
291
Tabla 7. Efecto del lufenurón sobre las comunidades microbianas del suelo a 120 h de exposición.
Letras minúsculas iguales en una misma columna indican que la [c] de nitrato a 120 h en el suelo son estadísticamente iguales (p<0,05). LOEC=
Concentración más baja de efectos observables. NOEC= Concentración más alta de efectos no observables.
Tabla 8. Resumen de los parámetros ecoxicológicos obtenidos en los bioensayos con lufenurón a los seis
bioindicadores de calidad ambiental.
Las casillas marcadas con “X” indican que tipo de ensayo se realizó para cada modelo biológico. CL = Concentración letal media. DL = Dosis
50 50
letal media. CI = Concentración de inhibición media. LOEC= Concentración más baja de efectos observables. NOEC= Concentración más alta
50
de efectos no observables . A= Acuático. T= Terrestre. Ag= Ensayo agudo. Cro= Ensayo crónico.
Modelo biológico CL50/DL50 CI50 NOEC LOEC Unidades Período Ag Cro Tipo de
organismo
Chlorella vulgaris
<2,46
<2,46
2,46
mg i.a.·L-1 96 h X A
Artemia franciscana
11,41
<1,56
1,56
µg i.a.·L-1 48 h X A
Daphnia magna
0,05
<0,57
0,57
µg i.a.·L-1 48 h X A
Daphnia magna
-
-
0,00005
0,0001
μg i.a.·L -1 21 d X A
<0,00005
0,00005
<0,00005
0,00005
Carassius auratus
-
-
0,061
0,122
mg i.a.·L-1
26 d X A
0,122
>0,122
0,122
>0,122
0,122
>0,122
0,122
>0,122
0,122
>0,122
Microorganismos de
suelo
-
-
1820
>1820
mg i.a.·g-1
120 h
X
T
Eisenia foetida 206,31 <21,2 21,2 mg i.a.·Kg-1 14 d X T
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
292
difieren, y además sus procesos metabólicos y
bioquímicos también son distintos cuando se le
somete a un plaguicida (Iannacone et al., 2011ab).
El lufenurón es más tóxico en los ambientes
acuáticos en comparación con los terrestres
(Badawy et al., 2013). Esto se explica por la alta
toxicidad en los organismos acuáticos como los
descritos por Mayer et al. (2013), donde resaltan la
efectividad del lufenurón para tratar peces en un
estanque infestados con el crustáceo ectoparásito
Argulus sp. Sin embargo, estos autores advierten
que se debe tener precaución con respecto a la
contaminación ambiental del agua con el
lufenurón, debido a que podría causar efectos
perjudiciales en los crustáceos de agua dulce que
viven en el medio ambiente circundante. Brock et
al. (2016) mencionan que los sedimentos actúan
como sumideros para los plaguicidas lipófilos que
pueden persistir allí, lo que puede conducir a
efectos tóxicos en los organismos bentónicos,
siendo uno de estos plaguicidas lipofílicos, el
lufenurón.
Daphnia magna fue la especie más sensible al
-1
lufenurón con un valor de CL = 0,05 µg·L a 48 h
50
de exposición, lo cual se debe a que este plaguicida
inhibe la síntesis de quitina en los artrópodos como
señal a Viñuel a e t a l . ( 19 91) , y ac tú a
específicamente sobre la cutícula y evitando la
i nco r p o ra c i ó n d e l a s u n i dad e s d e N-
acetilglucosamina, en el polímero de quitina. Un
estudio similar de Dantzger et al. (2015) registran
que Daphnia similis Claus, 1876 fue el organismo
más sensible a los efectos del diflubenzuron con un
-3 -1
valor de CL de 0,97x10 mg·L a 48 h de
50
exposición; así también Ikemoto et al. (1992)
determinan que hay un exceso de toxicidad del
diflubenzuron en D. magna. Por otra, parte
Valderrama et al. (2015) muestran la sensibilidad
de Daphnia pulex (Linnaeus 1758) frente a la
degradación hidrolítica del clorpirifos (CPF) en
ensayos de toxicidad a 24 h de exposición, donde se
demostró la inmovilidad de la totalidad de los
neonatos de D. pulex.
Duchet et al. (2011) registran que para ambas
especies de Daphnia (D. pulex y D. magna), la
exposición a las tres concentraciones de
-1
diflubenzurón (0,2; 0,4; 0,8 µg·L ) resultó en una
disminución en el número de individuos
supervivientes, y también afectó negativamente a
la producción de neonatos. Además en D. magna,
se observó un efecto negativo significativo en la
longitud del cuerpo. Los diversos estudios
toxicológicos sobre el género Daphnia prueban
que es muy sensible al ser expuesto a insecticidas
de la misma naturaleza química como el lufenurón.
La concentración de inhibición media (CI ) fue
50
evaluada en la microalga Isochrysis galvana Parke
1949 a las 96 h de exposición y se observó un valor
-1
de 0,97 mg·i.a L , que evidencia una alta
sensibilidad al bioplaguicida catahua Hura
crepitans L. (Iannacone et al., 2014). En nuestro
bioensayo con la microalga C. vulgaris se observó
-1
que la CI al lufenurón es <2,46 mg i.a·L , siendo
50
altamente sensible a la inhibición del crecimiento
como la microalga I. galvana. Ikemoto et al. (1992)
determinaron que los compuestos buprofezin y
diflubenzuron, los cuales son muy similares en la
forma de acción del lufenurón (inhibidores de la
síntesis de quitina), no son excesivamente tóxicos
para C. vulgaris. Para otro modelo bioindicador de
calidad ambiental, Dantzger et al. (2015) registran
que la microalga Pseudokirchneriella subcapitata
(Korshikov 1953) frente al diflubenzuron el valor
-1
de CI fue de 58,90 mg·L a 168 h de exposición.
50
En otros pesticidas, Ma et al. (2006) hallaron que la
CI para C. vulgaris a 96 h de exposición frente al
50 -1
carbofurano fue de 7,86 mg·L . Rioboo et al.
(2002) después de 96 h de exposición a los
herbicidas frente C. vulgaris, la terbutrina fue el
inhibidor más fuerte del crecimiento, dando un
valor de CI para el crecimiento dos veces menor
50 -1
que el isoproturon (CI terbutrina = 0,057 mg·L y
50 -1
CI isoproturón = 0,116 mg·L ). Estos estudios nos
50
evidencian que el lufenurón frente a C. vulgaris
tiene un efecto inhibidor como lo observado con
otros pesticidas de otros grupos funcionales.
La concentración letal media (CL ) de Artemia
50
-1
franciscana fue de 11,41 µg·i.a·L a 48 h de
exposición al lufenurón, según Dantzger et al.
(2015) reportan que la especie Artemia salina
(Linnaeus 1758) frente al diflubenzuron presentó
-1
un valor de CL de 0,08 mg·L a 168 h o 7 d de
50
exposición. Iannacone et al. (2016) evaluaron la
to xi cidad de ag en te s antip ar as itari os ,
antimicrobianos e insecticidas sobre A.
franciscana, en donde tres sustancias químicas
fueron calificadas como muy tóxicas y presentaron
los valores guía más bajos para la protección de la
vida acuática, siendo sus CL a 48 h de exposición
50 - 1
las siguientes: Triclosan (0,72 µg·L ),
-1
Cipermetrina (0,84 µg·L ) y Clotrimazol (0,97
Manrique-Guillén et al.
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
293
-1
µg·L ). En comparación a los tres compuestos
anteriores, el lufenurón frente a A. fransciscana no
parece ser tan tóxico, además el camarón salino fue
menos susceptible en comparación al bioensayo
con D. magna.
Soares et al. (2016) en el ensayo de toxicidad aguda
con lufenurón a 96 h con Colossoma macropomum
(Cuvier, 1816) “Tambaqui”, muestran la presencia
de hemorragias en los ojos, efectos en las aletas y el
-1
opérculo de peces expuestos entre 0,7 y 0,9 mg·L
de lufenurón. Nuestros resultados de toxicidad
crónica con C. auratus a 26 d de exposición
muestra que no hay efectos significativos en otros
parámetros crónicos como la eclosión de los
huevos, longitud de los peces sobrevivientes, el
pes o, la rv as “f ry ” o alev in es , y en el
comportamiento. Sin embargo, Sabra & Mehana
(2015) señalaron que los peces son particularmente
sensibles a la contaminación del medio ambiente
acuático, debido a que son susceptibles a
contaminantes como los insecticidas. Marimuthu
et al. (2013) investigaron que la tasa de mortandad
de las larvas de Clarias gariepinus (Burchell,
1 8 2 2 ) “ b a g r e a f r i c a n o ” a u m e n t ó
significativamente con el aumento de las
concentraciones de buprofezina (0; 0,05; 0,5; 5; 25;
-1
50 y 100 mg·L ) expuestas a 24 h y 48 h. Los
valores de CL de 24 y 48 h de buprofezina para las
50 -1
larvas se estimaron en 5,70 y 4,64 mg·L ,
respectivamente. Se observaron malformaciones
cuando los embriones y larvas expusieron a más de
-1
5 mg·L .
En el bioensayo con los microorganismos del suelo
no se observó inhibición ni estimulación en la
formación de nitratos a ninguna de las cinco
concentraciones evaluadas del lufenurón. Bending
& Lincoln (2000) demostraron que cuando se
mezclan concentraciones de 2-propenil-ITC y
dimetil-sulfuro, no tuvieron efecto sobre la
nitrificación cuando se aplicaron al suelo
individualmente, pero la mezcla inhibió
fuertemente la nitrificación. De Boer &
Kowalchuk (2001) nos mencionan que la
oxidación autotrófica de amonio es un proceso de
dos etapas, consistente en la conversión de amonio
en nitrito y su posterior conversión en nitrato. Estas
dos etapas son llevadas a cabo por bacterias
oxidantes de amoniaco (AOB) y bacterias
oxidantes de nitrito (NOB), respectivamente.
Todos los AOB terrestres conocidos pertenecen a
un grupo monofilético dentro de la subclase β de
Proteobacteria, y la clasificación actualmente
aceptada reconoce sólo dos géneros dentro de este
grupo, Nitrosospira y Nitrosomonas. Además, una
amplia gama filogenética de bacterias y hongos
posee el potencial de nitrificación heterotrófica, y
el rango de transformaciones incluye la oxidación
de compuestos orgánicos e inorgánicos de
nitrógeno, como por ejemplo Aspergillus flavus
(Link, 1809), Penicillium nigricans (Bainier,
1930), Cli toc ybe sp., Arth ro bac t er sp.,
Thiosphaera pantotropha (Robertson & Kuenen,
1984), Paracoccus denitrificans (Davis 1969) y
Pseudomonas putida (Trevida, 1889). Se podría
inferir que algunas de las posibles especies de
microorganismos de suelo nitrificadoras presentes
en las muestras de suelo utilizadas en los
bioensayos frente al lufenurón podrían ser las
mencionadas anteriormente; además que son
resistentes al lufenurón a las concentraciones
-1
ensayadas (NOEC= 1820 mg i.a.·g ; LOEC> 1820
-1
mg i.a.·g ).
Con respecto al bioensayo realizado con E. foetida,
se obtuvieron las dosis letales media (DL ) frente
50
-1
al lufenurón a 7 d (DL = 448,01 mg i.a.·Kg ) y 14 d
50 -1
(DL = 206,31 mg i.a.·Kg ) de exposición. En otro
50
trabajo de investigación, Badawy et al. (2013)
delimitaron la toxicidad de tres reguladores de
crecimiento de insectos (IGR) buprofezin,
lufenurón, y triflumurón, en diferentes
proporciones de aplicación y tiempos de
exposición en lombrices maduras de la especie
Aporrectodea caliginosa (Savigny, 1826),
indicando que el lufenurón fue el plaguicida más
dañino para la maduración de lombrices de tierra,
seguido en orden decreciente por buprofezina y
triflumurón. Los estudios de toxicidad de Nasr &
Badawy (2015) indicaron que el piriproxifeno fue
más perjudicial para las lombrices maduras de la
especie A. caliginosa en comparación a
-1
flufenoxurón con una CL = 42,63 y 60,66 mg·kg
50
d e s p u é s d e c u a t r o s e m a n a s ( 2 8 d ) ,
respectivamente. Así relacionaron la tasa de
crecimiento y las actividades enzimáticas de AChE
(acetilcolinesterasa), PPO (polifenol oxidasa) y
GST (glutatión-S-transferasa), proporcionando
una fuerte evidencia de la participación de la
contaminación por plaguicidas en los cambios
bioquímicos de las lombrices de tierra, que pueden
ser utilizados como bioindicadores de la
contaminación del suelo por pesticidas, por lo cual
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
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el oligoqueto E. foetida también puede llegar a ser
un buen bioindicador de contaminación de suelos.
Con compuestos organofosforados, Espinoza-
Navarro & Bustos-Obregón (2015) concluyeron
que el malation y el metamidofos alteraron la
morfología externa y provocan una baja
significativa en el peso corporal y expresan
contracción muscular en forma de cola enrollada en
E. foetida. Wang et al. (2012) revisaron que el
plaguicida lufenurón y un organofosforado,
acefato, eran relativamente no tóxicos (es decir,
-2
todos los valores de LC > 1000 µg·cm ) contra E.
50
foetida. Espinoza-Navarro & Bustos-Obregón
(2015) concluyeron que malation y metamidofos,
compuestos organofosforados, alteran la
morfología externa provocando una baja
significativa en el peso corporal y expresando
contracción muscular en forma de cola enrollada en
E. foetida.
Sánchez-Bayo et al. (2012) mencionan que las
ben zo ilu re as si st émi ca s d el me rc ad o,
hexaflumurón, novalurón y teflubenzurón
presentan un modo de acción que está restringido a
los artrópodos, y que no son muy tóxicas para otros
taxa de animales como moluscos y vertebrados. No
obstante, Schaaf (2015) señala que el lufenurón es
un insecticida que presentó una alta toxicidad, al
medir el impacto ambiental teniendo en cuenta los
siguientes factores: "ecotoxicología": categoría
toxicológica, toxicidad en abejas, aves y peces;
"Toxicidad humana": carcinogenicidad,
neurotoxicidad, alteraciones endocrinas,
gen oto xi c id ad y cap ac i da d i rri ta t iv a;
"Comportamiento ambiental": persistencia en el
agua / sedimento, persistencia en el suelo y
bioconcentración.
Farrag & Shalby (2007) concluyeron que el IGR, el
lufenurón y el insecticida, profenofos causaron
cambios histopatológicos e histoquímicos en
Rattus norvegicus (Berkenhout 1769) y que no
alcanzaron la normalidad después de un mes de
recuperación. Por último, Pinakin et al. (2011)
estudiaron el efecto del lufenurón en la
embriogénesis de los vertebrados utilizando como
modelo Gallus domesticus (Linnaeus 1758),
llegando a la conclusión de que el regulador del
crecimiento de insectos, lufenurón a una dosis muy
baja fue embriotóxico y teratogénico a un
organismo no diana, el pollo, lo que nos revela que
la exposición a lufenurón en la cadena alimentaria
puede llevar a consecuencias indeseables en los
vertebrados.
Se concluye finalmente, que se encontraron efectos
tóxicos del lufenurón a 48 h de exposición
mediante la concentración letal media (CL ), que
50
-1
fue igual a 11,41 ug i.a.·L en el camarón salino A.
franciscana. Se calculó el efecto tóxico del
lufenurón a 26 días de exposición mediante un
ensayo de toxicidad crónica con C. auratus, en
donde solo hay diferencias significativas en el
porcentaje de mortandad acumulada (embriones,
larvas y juveniles) entre el control y la mayor
-1
concentración empleada (0,122 mg i.a.·L ). No hay
diferencias significativas en relación a la eclosión
de huevos, longitud de los peces sobrevivientes, su
peso, número de larvas “fry” deformadas y
porcentaje de juveniles con comportamiento
anormal. Se determinó el efecto tóxico del
lufenurón a 96 h de exposición mediante la
concentración de inhibición media (CI ), que fue
50
-1
menor a 2,46 mg i.a.·L en la microalga C. vulgaris.
Se precisó el efecto tóxico del lufenurón a 48 h de
exposición empleando un ensayo de toxicidad
aguda, donde la concentración letal media (CL ) es
50
-1
igual a 0,05 ug i.a.·L para la pulga de agua D.
magna. Se halló el efecto tóxico del lufenurón a 21
días de exposición utilizando un ensayo de
toxicidad crónica con D. magna, que a partir de la
-1
concentración 0,0001 mg i.a.·L hay diferencias
significativas en relación al número de crías vivas,
porcentaje de mortandad de los padres y longitud
de las hembras. Se delimitó el efecto tóxico del
lufenurón a 14 días de exposición, siendo la dosis
-1
letal media (DL ) igual a 206,31 mg i.a.·Kg en la
50
lombriz de tierra E. foetida. Se establece el efecto
tóxico del lufenurón en la nitrificación a cinco días
(120 h) en las comunidades microbianas de suelo,
donde no se observó ni inhibición ni estimulación
en la formación de nitratos a partir de la
-1
concentración 110 mg i.a.·g . Daphnia magna fue
el bioindicador más sensible al lufenurón, y el más
resistente fue el bioindicador comunitario,
microorganismos del suelo. El lufenurón presentó
mayores porcentajes de mortandad e inhibición en
los organismos acuáticos que en los terrestres. Los
seis bioindicadores seleccionados para evaluar los
daños ambientales del insecticida lufenurón,
ayudaron a clarificar que este compuesto es tóxico
principalmente a la cadena trófica acuática, en
comparación con la terrestre.
Manrique-Guillén et al.
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
295
Por ello se recomienda que lufenurón debe
utilizarse con precaución, ya que puede ser
altamente toxico para los ambientes acuáticos
especialmente, y también a los terrestres, afectando
las cadenas tróficas y poniendo en peligro en
consecuencia los ecosistemas donde también se
encuentra el ser humano.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Badawy, M.E.; Kenawy, A. & El-Aswad, A.F.
2013. Toxicity assessment of buprofezin,
lufenuron, and triflumuron to the
earthworm Aporrectodea caliginosa.
International Journal of Zoology, 2013:
Article ID 174523.
Bending, G. D. & Lincoln, S.D. 2000. Inhibition of
soil nitrifying bacteria communities and
their activities by glucosinolate hydrolysis
products. Soil Biology and Biochemistry,
32: 1261-1269.
Braga da Silva, M.T; Correa Costa, E. & Boss, A.
2003. Controle de Anticarsia gemmatalis
(Lepidoptera: Noctuidae) com reguladores
de crescimiento de insetos. Ciencia Rural,
Santa María, 33: 601-605.
Brock, T.C.M.; Bas, D.A.; Belgers, J.D.M.; Bibbe,
L., Boerwinkel, M. C., Crum, S. J. H. &
Roessink, I. 2016. Effects of sediment-
s p i k e d l u f e n u r ó n o n b e n t h i c
macroinvertebrates in outdoor microcosms
and single-species toxicity tests. Aquatic
Toxicology, 177: 464-475.
Both, G.J.; Gerards S. & Laanbroek H.J. 1990.
Enumeration of nitriteoxidizing bacteria in
grassland soils using a Most Probable
Number technique: effect of nitrite
concentration and sampling procedure.
FEMS Microbiology Ecology, 74: 277-286.
Dantzger, D.D.; Vallim, J.H.; Marigo, A. &
Aoyama, H. 2015. Prediction of a low-risk
concentration of diflubenzuron to aquatic
organisms and evaluation of clay and gravel
in reducing the toxicity. Pan-American
Journal of Aquatic Sciences, 10: 259-272.
Das, P., Pal, R. & Chowdhury, A. 2008. Influence
of biotic-abiotic factors on the degradation
of novaluron in tropical soil. International
Journal of Environmental Science &
Technology, 5: 425-429.
De Boer, W. & Kowalchuk, G.A. 2001.
Nitrification in acid soils: micro-organisms
and mechanisms. Soil Biology and
Biochemistry, 33: 853-866.
Devine, G.J.; Eza, D.; Ogusuku, E. & Furlong, M.J.
2008. Uso de insecticidas: contexto y
consecuencias ecológicas. Revista peruana
de medicina experimental y Salud Pública,
25: 74-100.
Duchet, C.; Inafuku, M.M.; Caquet, T.; Larroque,
M.; Franquet, E.; Lagneau, C. & Lagadic, L.
2011. Chitobiase activity as an indicator of
altered survival, growth and reproduction in
Daphnia pulex and Daphnia magna
(Crustacea: Cladocera) exposed to spinosad
and diflubenzuron. Ecotoxicology and
Environmental Safety, 74: 800-810.
EPA (Environmental Protection Agency). 2012.
Ecological Effects Test Guidelines OCSPP
850.4500: Algal Toxicity. EPA 712-C-006.
January 2012.
EPA (Environmental Protection Agency). 2016a.
Ecological Effects Test Guidelines OCSPP
850.1010: Aquatic Invertebrate Acute
Toxicity Test, Freshwater Daphnids. EPA
712-C-16-013. October 2016.
EPA (Environmental Protection Agency). 2016b.
Ecological Effects Test Guidelines OCSPP
850.1075: Freshwater and Saltwater Fish
AcuteToxicity Test. EPA 712-C-16-007.
October 2016.
Escobar-Malaver, P.M. & Londoño-Pérez, R.D.
2010. Manual práctico de ensayos de
t o x ic id ad en m e d io a c uá ti co c on
organismos del género Daphnia (No. Doc.
23020) CO-BAC, Bogotá).
Espinoza-Navarro, O. & Bustos-Obregón, E. 2015.
Toxicidad y riesgo ambiental por efecto de
insecticidas organofosforados sobre
reproductor macho de lombriz de tierra
(Eisenia foetida). International Journal of
medical and surgical sciences, 2: 723-729.
Evangelista, W.S. Silva-Torres, C.S. & Torres, J.B.
2002. Toxicity of lufenurón to Podisus
nigr is pin us (Dallas) (Heteroptera:
Pentatomidae). Neotropical Entomology,
31: 319-325.
Farrag, A.R.H. & Shalby, S.E. 2007. Comparative
histopathological and histochemical studies
on IGR, lufenurón and profenofos
insecticide albino rats. Journal of Applied
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
296
Sciences Research, 3: 377-386.
Hernández, J.A.; Rincón, M. & Jiménez, R. 1997.
Comportamiento de la lombriz roja (Eisenia
fetida) bajo condiciones de clima cálido.
Revista de la Facultad de Agronomía de
Luz, 14: 387-392.
Iannacone, J. & Lamas, G. 2003. Efectos
toxicológicos del nim, rotenona y cartap
sobre tres micro-avispas parasitoides de
plagas agrícolas en el Perú. Boletín de
sanidad vegetal, Plagas, 29: 124-142.
Iannacone, J. & Alvariño, L. 2005. Selectividad del
insecticida cartap empleando bioensayos
con organismos no destinatarios. Ecología
Aplicada, 4: 91-104.
Iannacone, J.; Alvariño, L. & Mamani, N. 2011a.
Toxicity estimation for mixtures of Furadán
4F® and Monofos® on Oncorhynchus
mykiss (Walbaum, 1792). Journal of the
Brazilian Society of Ecotoxicology, 6: 23-
29.
Iannacone, J.; Alvariño, L.; Paredes, C.; Alayo, M.;
Mamani, N.; Bonifacio, J. & Miglio, M.C.
2011b. Evaluación del riesgo ambiental de
carbofurano en bioensayos con organismos
no blanco. Acta toxicológica Argentina, 19:
19-31.
Iannacone, J.A.; Ayala, H.; Alvariño, L.; Paredes
Espinal, C.; Villegas, W.; Alomia, J. &
Santos S.N. 2014. Riesgo ecotoxicológico
acuático y terrestre del bioplaguicida
catahua, Hura crepitans (Euphorbiaceae).
Revista de Toxicología, 31: 50-62.
Iannacone, J.; Alvariño, L.; Riestra, V.V.; Ymaña,
B.; Argota, G.; Fimia, F. & Castañeda, L.
2016. Toxicidad de agentes antiparasitarios,
antimicrobianos e insecticidas sobre larvas
del camarón salino Artemia franciscana
(Crustacea: Artemiidae). Revista de
toxicología, 33: 31-38.
Ikemoto, Y.; Motoba, K.; Suzuki, T. & Uchida, M.
1992. Quantitative structureactivity
relationships of nonspecific and specific
toxicants in several organism species.
Environmental toxicology and chemistry,
11: 931-939.
Ma, J.; Lu, N.; Qin, W.; Xu, R.; Wang, Y. & Chen,
X. 2006. Differential responses of eight
cyanobacterial and green algal species, to
carbamate insecticides. Ecotoxicology and
Environmental safety, 63: 268-274.
Marimuthu, K.; Muthu, N.; Xavier, R.; Arockiaraj,
J.; Rahman, M.A. & Subramaniam, S. 2013.
Toxicity of buprofezin on the survival of
embryo and larvae of African catfish,
Clarias gariepinus (Bloch). PloS one, 8:
e75545.
Matsumura, F. 2010. Studies on the action
mechanism of benzoylurea insecticides to
inhibit the process of chitin synthesis in
insects: A review on the status of research
activities in the past, the present and the
future prospects. Pesticide biochemistry
and physiology, 97: 133-139.
Mayer, J.; Hensel, P.; Mejia-Fava, J.; Brandão, J. &
Divers, S. 2013. The use of Lufenuron to
treat fish lice (Argulus sp.) in Koi (Cyprinus
carpio). Journal of Exotic Pet Medicine, 22:
65-69.
Nasr, H.M. & Badawy, M.E. 2015. Biomarker
Response and Biomass Toxicity of
Earthworms Aporrectodea caliginosa
Exposed to IGRs Pesticides. Journal of
Environmental & Analytical Toxicology,
5:332.
Norton, J. 2008. Nitrification in Agricultural soils.
En: Nitrogen in Agricultural Systems.
Agronomy Monoghraps 49. Schepers, J.S.
& Raun, W.R. (eds.). ASA, CSSA, SSSA,
Madison, Wisconsin. pp. 173-199.
Pardo, C.A. 2005. Ética de la experimentación
animal: directrices legales y éticas
contemporáneas. Cuadernos de Bioética,
16: 393-418.
Pérez-Moreno, I.; Zalom, F.G. & Marco, V. 2006.
Effects of lufenurón on Lobesia botrana
(Lepidoptera: Tortricidae) egg, larval, and
adult stages. Journal of Economic
Entomology, 99: 427-431.
Pinakin, W.; Deshpande, S.G. & Salokhe, S.G.
2011. Studies on the effect of the insect
g r o w t h r e g u l a t o r l u f e n u r ó n o n
embryogenesis of chick Gallus domesticus
(white leghorn strain). International Journal
of Pharmacy and Biological Sciences, 1: 82-
88.
Pino, P.O. & Lazo, J.F. 2010. Ensayo de artemia:
út il he rr am ie nt a de trab aj o pa ra
ecotoxicólogos y químicos de productos
naturales. Revista de Protección Vegetal,
25, 34-43.
Rioboo, C.; González, O.; Herrero, C. & Cid, A.
2002. Physiological response of freshwater
microalga (Chlorella vulgaris) to triazine
Manrique-Guillén et al.
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
297
and phenylurea herbicides. Aquatic
Toxicology, 59: 225-235.
R ui z - Su a r ez , E. J. 20 1 5. E s t u d i o d e
microcrustáceos (Daphnia pulex y Artemia
salina) como indicadores de toxicidad por
causa del dicromato de potasio en la cuenca
alta del rio Bogotá. [Tesis]. Universidad
Militar Nueva Granada.
Sabra, F.S. & Mehana, E.S.E.D. 2015. Pesticides
Toxicity in fish with particular reference to
insecticides. Asian Journal of Agriculture
and Food Sciences, 3: 40-60.
Sánchez-Bayo, F. 2012. Ecological Impacts of
Insecticides. INTECH Open Access
P u b l i s h e r . D i s p o n i b l e e n :
http://cdn.intechopen.com/pdfs/25669/InTe
ch-Ecological_impacts_of_insecticides.pdf
Schaaf, A.A. 2015. Valoración de impacto
ambiental por pesticidas agrícolas.
Observatorio Medioambiental, 18: 87-96.
Soares, P.R.L.; de Andrade, A.L.C.; Santos, T.P.;
da Silva, S.C.B.L.; da Silva, J. F.; dos
Santos, A.R. & de Sá, F.B. 2016. Acute and
chronic toxicity of the benzoylurea
pesticide, lufenuron, in the fish, Colossoma
macropomum. Chemosphere, 161: 412-421.
Sun, R.; Liu, C.; Zhang, H. & Wang, Q. 2015.
Benzoylurea chitin synthesis inhibitors.
Journal of agricultural and food chemistry,
63: 6847-6865.
Valderrama, J. F.N.; Puerta, J.A.B.; Zuluaga, S.C.;
Baena, J.A.P.; & Pérez, F. J. M. 2015.
Degradación hidrolítica de clorpirifos y
evaluación de la toxicidad del extracto
hidrolizado con Daphnia pulex. Revista
Politécnica, 10: 9-15.
Vázquez, M.P.; Vázquez, P.P.; Galera, M.M. &
Moreno, A.U. 2014. Comparison of two
ionic liquid dispersive liquid–liquid
microextraction approaches for the
determination of benzoylurea insecticides in
w a s t e w a t e r u s i n g l i q u i d
chromatography–quadrupole-linear ion
trap–mass spectrometry: Evaluation of
g r e e n p a r a m e t e r s . J o u r n a l o f
Chromatography A, 1356: 1-9.
Viñuela, A.E.; Marigil, F.B. & del Estal Padillo, P.
1991. Los insecticidas reguladores del
crecimiento y la cutícula. Boletín de sanidad
vegetal. Plagas,17: 391-400.
Wang, Y.; Wu, S.; Chen, L.; Wu, C.; Yu, R.; Wang,
Q. & Zhao, X. 2012. Toxicity assessment of
45 pesticides to the epigeic earthworm
Eisenia fetida. Chemosphere, 88: 484-491.
Received December 28, 2017.
Accepted May 30, 2018.
Toxic effect of lufenuron on six bioindicators
The Biologist (Lima). Vol. 16, Nº2, jul - dic 2018
