Chemical elements such as lead can re-suspend from the sediment to the water column and when this
matrix reaches a certain temperature, it affects some tissues in the fish. The aim of study was to determine
the ecotoxicological exposure to lead in sediments and influence of the bioconcentration factor before the
temperature variation on the brain acetylcholinesterase enzyme in the species Gambusia punctata (Poey,
1854). In two fish tanks, concentrations of total Pb were tested, placing 10 previously acclimatized
individuals without feeding to analyze the influence of two temperature treatments (20 and 25ºC) on
cerebral acetylcholinesterase activity according to concentrations exposed to lead, which was determined
by plasma spectrometry Inductively coupled with axial view, while enzymatic activity was recorded by
UV-visible spectrophotometry. The sediments did not show lead values above the permissible levels,
although there were statistically significant differences between the seasons. A higher bioconcentration
factor was observed at 25°C, as well as elevated levels of cerebral acetylcholinesterase at the temperature
itself. It was concluded that the concentrations of lead in sediments did not represent an ecotoxicological
risk, although they caused unwanted levels of cerebral acetylcholinesterase when there were
bioconcentration effects at elevated temperatures.
The Biologist
(Lima)
ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL
ECOTOXICOLOGICAL EXPOSURE TO LEAD IN SEDIMENTS AND INFLUENCE OF
BIOCONCENTRATION FACTOR BEFORE TEMPERATURE VARIATION ON BRAIN
ACETILCOLINESTERASE IN THE SPECIES GAMBUSIA PUNCTATA
EXPOSICIÓN ECOTOXICOLÓGICA AL PLOMO EN SEDIMENTOS E INFLUENCIA DEL FACTOR
DE BIOCONCENTRACIÓN ANTE VARIACIÓN DE TEMPERATURA SOBRE LA
ACETILCOLINESTERASA CEREBRAL EN LA ESPECIE GAMBUSIA PUNCTATA
ABSTRACT
Keywords: bioaccumulation – cerebral acetylcholinesterase – fish – metals – sediments –temperature
The Biologist (Lima)
ISSN Versión Impresa 1816-0719
ISSN Versión en linea 1994-9073 ISSN Versión CD ROM 1994-9081
315
The Biologist (Lima), 201 , 1 (2), jul-dic: 9 7 315-325.
1 2,3
George Argota-Pérez & José Iannacone
1 Centro de Investigaciones Avanzadas y Formación Superior en Educación, Salud y Medio Ambiente ¨AMTAWI¨. Puno,
Perú. george.argota@gmail.com
2 Laboratorio de Ecología y Biodiversidad Animal. Facultad de Ciencias Naturales y Matemática. Universidad Nacional
2)
Federico Villarreal (UNFV). Lima-Perú. Laboratorio de Parasitología. Facultad de Ciencias Biológicas. Universidad
Ricardo Palma (URP). joseiannacone@gmail.com
Corresponding author: george.argota@gmail.com
The Biologist
(Lima)
VOL. 17, Nº 2, JUL-DIC 2019
The Biologist (Lima)
Versión en Linea:
ISSN 1994-9073
Versión Impresa:
ISSN 1816-0719 Versión CD-ROM:
ISSN 1994-9081
PUBLICADO POR:AUSPICIADO POR:
ESCUELA PROFESIONAL DE BIOLOGÍA,
FACULTAD DE CIENCIAS NATURALES Y MATEMÁTICA,
UNIVERSIDAD NACIONAL FEDERICO VILLARREAL
La gran preocupación sobre los metales pesados es
que no son biodegradables (Qadir & Malik, 2011),
pudiendo bioacumularse en los organismos
inferiores y posteriormente, biomagnificarse
(Molina et al., 2012), ocasionando riesgos
irreparables en la salud humana (Han et al., 2016).
Los metales pueden movilizarse hacia los
sedimentos debido a las corrientes de agua; y a su
propio peso. Skalak et al. (2016) señalaron que la
variabilidad hidrogeológica puede contribuir a una
redistribución de los sedimentos, así como un ciclo
biogeoquímico alterado en la interfase agua-
sedimento donde Li & Cai (2015), indican que
varios contaminantes, incluyendo los metales
pueden quedar retenidos. Entre las preocupaciones
ambientales sobre los ecosistemas acuáticos
cuando los sedimentos retienen metales pesados
está dada por la movilidad ambiental y su
toxicidad. La retención no necesariamente
significa que sea permanente, debido a que podrían
re-suspender hacia la columna de agua
ocasionando efectos a corto y largo plazo sobre la
biodiversidad (Ghosh et al., 2011). En el caso de la
toxicidad puede atribuirse a la biodisponibilidad
RESUMEN
Palabras clave: bioacumulación – acetilcolinesterasa cerebral – peces – metales – sedimentos – temperatura
Elementos químicos como el plomo pueden re-suspender desde el sedimento hacia la columna de agua y
cuando esta matriz alcanza determinada temperatura, afecta algunos tejidos en los peces. El objetivo del
estudio fue determinar la exposición ecotoxicológica al plomo en sedimentos e influencia del factor de
bioconcentración ante la variación de temperatura sobre la enzima acetilcolinesterasa cerebral en la
especie Gambusia punctata. En dos peceras fueron ensayadas concentraciones de Pb total, ubicándose 10
individuos previamente aclimatados y sin alimentación para analizar la influencia de dos tratamientos de
º
temperatura (20y 25 C) sobre la actividad acetilcolinesterasa cerebral según concentraciones expuestas al
plomo, quien se determinó por espectrometría de plasma inductivamente acoplado con vista axial,
mientras que la actividad enzimática se registró mediante espectrofotometría UV-visible. Los sedimentos
no presentaron valores de plomo por encima de los niveles permisibles, aunque hubo diferencias
º
estadísticamente significativas entre las estaciones. Se observó, mayor factor de bioconcentración a 25 C,
así como niveles elevados de acetilcolinesterasa cerebral a la propia temperatura. Se concluyó que, las
concentraciones de plomo en sedimentos no representaron riesgo ecotoxicológico, aunque ocasionaron
niveles de acetilcolinesterasa cerebral no deseada cuando existieron efectos de bioconcentración a
temperaturas elevadas.
INTRODUCCIÓN
316
del metal aunque es un fenómeno complejo, pues
diversos factores influyen como es el pH,
contenido de carbono, dureza y alcalinidad del
agua, oxígeno disuelto, niveles de sulfuros,
carbonatos, óxidos Fe-Mn entre otros (Hou et al.,
2013).
Uno de los metales más tóxicos en los ambientes
acuáticos es el plomo y donde presenta gran
estabilidad química ante los procesos de
biodegradación por cuanto, los seres vivos son
incapaces de metabolizarlos de modo que, se
genera una contaminación por bioacumulación y
un efecto multiplicador en la concentración del
contaminante en la cadena trófica donde el plomo
se absorbe muy eficientemente y al atravesar
membranas biológicas tiene elevada afinidad
química por el grupo sulfidrilo de las proteínas,
generando alta toxicidad (Mancera & Álvarez,
2006). El Pb, es el metal tóxico más extendido y
presente en casi todos los compartimentos
ambientales. Bloquea la transmisión del impulso
nervioso y la liberación de acetilcolina, posee
incluso gran afinidad por las mitocondrias e inhibe
la fosforilación oxidativa. Su exposición produce
anemia como resultado de dos efectos básicos, los
cuales están relacionados con la disminución de la
longevidad de los glóbulos rojos e inhibición
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Argota-Pérez & Iannacone
317
ecotoxicológica (Çiftçi et al., 2015), unido a su
condición de centinelas en cualquier estudio
ambiental (Argota et al., 2013b; AbdAllah, 2017).
Cada nivel o diversos cambios biológicos que
expresan los peces, constituyen señales de posible
alteración antropogénica y de esta forma, auxilia
como indicador del riesgo ecotoxicológico a que
una población natural puede estar expuesta, pues
todo ente biológico tiene la capacidad potencial de
ofrecer una respuesta ante cualquier estímulo que
se presentan en el medio, pero cualquiera de la(s)
respuesta(s) puede variar en forma correlacionada,
si el organismo es considerado bioindicador o
biomonitor, siendo esta última condición más
reflexiva para ¨explicar¨ la calidad ambiental de los
ecosistemas, ya que los biomonitores poseen
mejores ventajas interpretativas (Jebali et al.,
2013; Cassanego et al., 2015).
La variación en algunos parámetros físico-
químicos de calidad del agua y entre ellos la
temperatura, condiciona a la sensibilidad
biológica, debido a que no solo genera estados
hipóxicos (Kalogianni et al., 2017), sino
biodisponibilidad en órganos dianas de metales
(ej.: plomo), que pueden alterar niveles
enzimáticos en hígado, músculo y cerebro (Argota
et al., 2013a).
Para la evaluación temprana sobre posibles efectos
ante la exposición al plomo dada la alteración de
registros en parámetros físico-químicos como la
temperatura (Hansen & Unruh (2017) señalan que
pueden ser utilizados bioensayos para estimar las
probabilidades de afectaciones; y por ende,
describir posibles respuestas fisiológicas.
La especie Gambusia punctata (Poey, 1954), ha
sido utilizada como biomonitor ante la exposición
a metales en los ecosistemas acuáticos de Cuba
pudiéndose describir diversos daños mediante el
uso de biomarcadores (Argota & Iannacone, 2018).
El objetivo del estudio fue determinar la
exposición ecotoxicológica al plomo en
sedimentos y la influencia del factor de
bioconcentración ante variación de la temperatura
sobre la acetilcolinesterasa cerebral en la especie
G. punctata.
enzimática que intervienen en la síntesis de
hemoglobina (Norberg, 2009).
La exposición al Pb afecta órganos como el cerebro
(Antonio & Massó, 2008) pudiendo apreciarse de
forma temprana los daños, a través de
concentraciones no deseadas en la enzima
acetilcolinesterasa (AChE) (Agrawal et al., 2015).
Vidal (2005), refiere que en humanos los cambios
en niveles de AChE se han reportado en varias
enfermedades neuro-degenerativas como
alzheimer, parkinson y miastenia gravis entre otras.
De igual modo, indica que la actividad de AChE se
ha encontrado incrementada en meningiomas,
astrocitomas y tumores de glioblastoma donde su
patrón de isoformas es diferente al de tejido sano.
Igualmente menciona, que se han observado
alteraciones en la expresión de la AChE en
diferentes tumores, amplificación de genes de
AChE en leucemias, tumores de ovario y en la
agresividad de astrocitomas, evidenciando su
participación en la tumorigénesis, de manera que
estos estudios sugieren que la AChE está
involucrada en la regulación del ciclo celular. Los
efectos en los cambios de la enzima AChE dada la
exposición al plomo, por lo general está
ocasionado cuando este elemento se encuentra en
forma biodisponible (Xia et al., 2018).
Para evaluar la biodisponibilidad de los metales en
sitios específicos del ecosistema (Ej.: agua o
sedimentos) se han desarrollado métodos y
modelos químicos entre los que se encuentran la
extracción secuencial, muestreadores pasivos y
modelos bióticos (Tessier et al., 1979; Niyogi &
Wood, 2004; Davison & Zhang, 2012). La
tendencia de toda regulación ambiental está sobre
la necesidad de desarrollar métodos para conocer la
biodisponibilidad, ya que permiten evaluar el
riesgo ecológico en los ecosistemas (Merrington et
al., 2017). Sin embargo, no siempre existen
c o n d i c i on e s a n a l í t i ca s p ar a r ea l iz a r
especificaciones y por tanto, diversos estudios han
estado basados en la determinación de contenidos
totales (Väänänen et al., 2016).
Por otra parte, para predecir el riesgo por
exposición a metales en los ecosistemas acuáticos
es necesario la utilización de organismos como los
peces, ya que son uno de los primeros en ser
empleados por los protocolos de evaluación
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Ecotoxicological exposure to lead in sediments
318
como puntos de referencia.
Para la determinación de plomo en sedimentos se
realizó previamente un muestreo utilizando una
draga Ekman. Luego se conservaron en bolsas de
nylon y secados a temperatura del ambiente. Para el
análisis del plomo se pesó 2,0g de sedimento seco,
realizando una digestión ácida HCl: HNO y
3
calentando la muestra a una temperatura de 180°C
hasta obtener sales húmedas. La cuantificación se
realizó mediante Espectrometría de Absorción
Atómica por Plasma Inductivamente Acoplado con
Vista Axial (ICP-AES) de la firma alemana
Spectro-Arco. Para la veracidad de los resultados
se controlaron interferencias analíticas
significativas (Tabla 1).
El estudio se realizó en la cuenca hidrográfica San
Juan, Santiago de Cuba-Cuba durante el periodo de
estiaje del 2016. Fueron seleccionadas mediante un
muestreo no probabilístico por conveniencia, seis
estaciones de muestreo correspondientes a la parte
baja de la cuenca hidrográfica. Conjuntamente, se
consideró para la selección de las estaciones,
estado de convergencia tributaria o zona de mezcla,
condiciones prácticas de accesibilidad al lugar,
posibilidad de muestreo en ambas orillas del río
pr i nc ip a l, p r o fu n d i da d , e xi s te n c i a d e
construcciones cercanas o accidentes geográficos
del relieve muy llamativos que pudieran servir
MATERIALES Y MÉTODOS
Tabla 1. Control de interferencias en la determinación de metales.
Espectrales
No espectrales
Emisión interferente
Uso de adición de estándar
Absorción de fondo
Supercie del tubo de grato
Corrección de las interferencias espectrales Palaforma L´vov
Corrección de fondo automática por el instrumento Máximo poder atomización
centrifugándose a 1000 rpm por 12 min. Se utilizó
como substrato, acetiltiocolina yodada y la
detección de la liberación de tiocolina por reacción
con 5,5-dithiobis (ácido 2-nitrobenzoico).
Después de un periodo de 5 min, fue monitoreada y
r e g i s t r a d a l a a c t i v i d a d m e d i a n t e u n
espectrofotómetro (Perkin-Elmer Uv/VIS) a
410nm. L a actividad se expresó como
μmol/min./mg de tejido, realizándose todos los
análisis por triplicado. El tiempo de reacción fue
medido por el cronómetro marca Casio Collection-
Digital: HS-3V-1RET.
Para el tratamiento de los resultados se aplicó como
métodos estadísticos, el análisis de la varianza
factorial y el procedimiento de la diferencia
mínima significativa (LSD) de Fisher para
conocer, cuáles medias son significativamente
diferentes de otras.
Se utilizó para el tratamiento estadístico de los
datos el software profesional Epidat 4,2 donde los
resultados se consideraron significativos a un nivel
de confianza del 95%.
Para determinar el factor de bioconcentración se
colocaron en dos peceras con réplicas 10
individuos, los cuales fueron previamente
aclimatados 24 h antes del estudio sin
alimentación. Las réplicas representaron dos
º
tratamientos de temperatura, 20y 25C. Una de las
réplicas se utilizó para medir la concentración
bioacumulada del Pb, a nivel de organismo durante
siete días de experimentación.
Se controló la temperatura utilizando el
termómetro de marca: TDS Meter 3 - Digital Water
Quality Tester mientras que, la medición del Pb
total fue por ICP-AES, a través de una digestión
ácida (Argota et al., 2016).
Con las determinaciones de Pb total en el agua y a
nivel de organismo se determinó el factor de
bioconcentración, el cual consistió en calcular un
cociente entre las concentraciones del tejido y
concentraciones en la matriz agua.
La actividad acetilcolinesterasa cerebral se midió,
a partir de muestras de cerebro homogenizadas en
tampón TRIS/HCL 0,1 M, 0,1% Triton pH-8 en la
proporción de 1ml por 0,5g de tejido,
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Argota-Pérez & Iannacone
319
no superaron el valor permisible según la norma
ambiental utilizada. Sin embargo, existió
diferencias estadísticamente significativas
(p<0,05) entre las concentraciones halladas al
compararse cada estación de muestreo (Tabla 3).
Se muestra las concentraciones totales del Pb en los
sedimentos correspondientes a cada estación de
muestreo (Tabla 2). Los promedios determinados,
RESULTADOS
-1
Tabla 2. Concentraciones promedio de plomo total en sedimentos (mg·kg ).
estación de muestreo concentración
1
0,041 ± 0,022
2
0,042
± 0,017
3
0,044
± 0,019
4
0,058
± 0,021
5
0,002
± 0,02
6 0,049 ± 0,018
Referencia * 35
* ISQG (por sus siglas en inglés, Interim Sediment Quality
Guideline): Guía Provisional de Calidad del Sedimento
Tabla 3. Análisis de la varianza y prueba de contraste múltiple de rangos / Pb / FV = fuente de variación / SC = suma
de cuadrados / gl = grados de libertad / CM = cuadrado medio / F = Fisher / p = probabilidad / LSD = menor diferencia
estadística de Fisher.
FV SC gl CM coeciente F valor-P
Entre grupos 0,005602 5 0,0011204 1120,40 0,0000
Intra grupos 0,000012
12 0,000001
Total (Corr.) 0,005614
17
pruebas de múltiple rangos (LSD)
Estación réplica
promedio grupos homogéneos
5
3
0,002
x
1 0,041
x
2 0,042
x
3 0,044
x
6 0,049 x
4 0,058 x
los dos tratamientos de temperaturas ensayadas
(Tabla 5 y 6).
La tabla 4 muestra las concentraciones de Pb en el
agua donde existió diferencias estadísticamente
significativas (p<0,05) al transcurrir los días para
Tabla 4. Concentración de Pb en el agua y tratamientos de temperatura.
días Temperatura (
ºC)
20
25
1 3,5
3,4
2 3,3
3,1
3 2,97
2,88
4 2,69 2,55
5 2,54 2,32
6 2,38 2,11
7 2,15 1,96
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Ecotoxicological exposure to lead in sediments
320
transcurrir los días para los dos tratamientos de
temperaturas ensayadas (Tabla 8 y 9).
La tabla 7 muestra las concentraciones de Pb en el
organismo donde existió igualmente, diferencias
estadísticamente significativas (p<0,05) al
Tabla 5. Análisis de la varianza según concentración de Pb en el agua y tratamientos de temperatura / FV = fuente de
variación / SC = suma de cuadrados / gl = grados de libertad / CM = cuadrado medio / F = Fisher / p = probabilidad /
LSD = menor diferencia estadística de Fisher.
FV SC gl
CM
coeciente F valor-P
Entre grupos
9,74496
13
0,749613
255,97 0,0000
Intra grupos 0,082
28
0,00292857
Total (Corr.) 9,82696 41
Tabla 6. Procedimiento de diferencia mínima significativa (LSD) de Fisher según Pb en el agua y tratamientos de
temperatura
nivel /
tratamiento
media grupos
homogéneos nivel /
tratamiento
media grupos
homogéneos
D 7 - 20
2,15
x
D 7 -
25 1,96
x
D 6 - 20
2,38
x
D 6 -
25 2,11
x
D 5 - 20
2,54
x
D 5 -
25 2,32
x
D 4 - 20
2,69
x
D 4 -
25 2,55
x
D 3 - 20
2,97
x
D 3 -
25 2,88
x
D 2 - 20
3,30
x
D 2 -
25 3,10
x
D 1 - 20 3,50 x D 1 - 25 3,40 x
Tabla 7. Concentración de Pb en el organismo / tratamientos de temperatura.
días Temperatura ( ºC)
20 25
1 0,02
0,07
2 0,08 1,05
3 1,17 1,42
4 1,73 1,96
5 2,46
2,88
6 2,91 3,37
7 3,24 3,48
Tabla 8. Análisis de la varianza según concentración de Pb a nivel de organismo y tratamientos de temperatura / FV =
fuente de variación / SC = suma de cuadrados / gl = grados de libertad / CM = cuadrado medio / F = Fisher / p =
probabilidad / LSD = menor diferencia estadística de Fisher.
FV
SC
gl
CM coeciente F
valor-P
Entre grupos
61,2592
13
4,71225 47122,48
0,0000
Intra grupos
0,0028
28
0,0001
Total (Corr.) 61,262 41
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diferencias estadísticamente significativas
(p<0,05) para ambos tratamientos de temperatura
al transcurrir los días (Tabla 11 y 12).
La tabla 10 muestra el factor de bioconcentración
determinado para ambos tratamientos de
º
temperatura donde resultó mayor a 25 C existiendo
321
Tabla 9. Procedimiento de diferencia mínima significativa (LSD) de Fisher según Pb a nivel de organismo y
tratamientos de temperatura
nivel /
tratamiento
media
grupos
homogéneos nivel /
tratamiento
media
grupos
homogéneos
D1 Bc -
20
0,02
x
D1 Bc -
25 0,07
x
D2 Bc -
20
0,08
x
D2 Bc -
25 1,05
x
D3 Bc -
20
1,17
x
D3 Bc -
25 1,42
x
D4 Bc -
20
1,73
x
D4 Bc -
25 1,96
x
D5 Bc -
20
2,46
x
D5 Bc -
25 2,88
x
D6 Bc -
20
2,91
x
D6 Bc -
25 3,37
x
D7 Bc - 20 3,24 x D7 Bc - 25 3,48 x
Tabla 10. Factor de bioconcentración.
días Temperatura ( ºC)
20 25
1 0,006
0,02
2 0,02 0,34
3 0,39 0,49
4 0,64 0,77
5 0,97
1,24
6 1,22 1,60
7 1,50 1,77
Tabla 11. Análisis de la varianza según el factor de bioconcentración / FV = fuente de variación / SC = suma de
cuadrados / gl = grados de libertad / CM = cuadrado medio / F = Fisher / p = probabilidad / LSD = menor diferencia
estadística de Fisher.
FV
SC gl CM
coeciente F valor-P
Entre grupos
14,4473 13 1,11133
11958,94 0,0000
Intra grupos
0,002602 28
0,0000929286
Total (Corr.) 14,4499 41
Tabla 12. Procedimiento de diferencia mínima significativa (LSD) de Fisher para el factor de bioconcentración
nivel / tratamiento media grupos homogéneos
D1 FBC - 20 0,006 x
D1 FBC -
25
0,02
x
D2 FBC -
20
0,02
x
D2 FBC -
25
0,34
x
D3 FBC -
20
0,39
x
D3 FBC -
25
0,49
x
D4 FBC -
20
0,64
x
D4 FBC -
25
0,77
x
D5 FBC -
20
0,97
x
D6 FBC -
20
1,22
x
D5 FBC -
25
1,24
x
D7 FBC - 20 1,5 x
D6 FBC - 25 1,6 x
D7 FBC - 25 1,77 x
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Ecotoxicological exposure to lead in sediments
322
Se muestra, el resumen estadístico de la actividad
AChE-cerebral en el grupo control como
experimental (Tabla 14).
Se muestra, las concentraciones de AChE-cerebral
según la temperatura ensayo tanto en el grupo
control como experimental (Tabla 13).
Tabla 13. AChE-cerebral / T = temperatura.
Tratamientos
AChE-cerebral (μmol/min./mg) T ( ºC)
grupo control 127,36 ±13,44
25
grupo experimental 331,29 ±11,38 25
Tabla 14. Resumen estadístico de la AChE-cerebral
Estadígrafos
AChE control
AChE experimental
promedio 127,36
331,29
desviación estándar 1,0 1,0
coeciente de variación
0,785176%
0,30185%
sesgo estandarizado 0,0 0,0
Se encontró mayor factor de bioconcentración en el
o
tratamiento experimental a 25 C, así como los
mayores niveles de concentración para la enzima
acetilcolinesterasa en esta propia temperatura. Biol
et al. (2013), indicaron que incrementos en la
temperatura provoca efectos deletéreos y
depresión metabólica en organismos acuáticos. Por
su parte, Madeira et al. (2013) señalaron que
incrementos en la temperatura provocan cambios
notorios a nivel de tejido como afectación en el
sistema antioxidante. Aunque no se relacionó el
efecto de la temperatura con estos marcadores,
º
pudo evidenciarse la asociación a 25 C de la
temperatura con la bioacumulación del plomo
donde quizás, el efecto correlacional hizo que se
elevara las concentraciones de la AChE-cerebral.
Luísa et al. (2017) mencionaron que el cerebro
puede verse afectado con un aumento de la
temperatura y donde se inhiben determinadas
enzimas como la glutatión-S-transferasa,
superó x ido tran s ferasa, a demás, de l a
acetilcolinestersa. En este estudio la AChE-
cerebral elevó sus concentraciones, pudiendo
indicar que posiblemente, hubo algún tipo de daño
orgánico, aunque no fue realizada una prueba
histológica para corroborarlo.
La exposición a compuestos aromáticos
policíclicos y los pesticidas en las aguas pueden
Dado que el sesgo estandarizado para ambas
determinaciones se encontró entre -2 a +2, pudo
indicarse que las distribuciones de los datos
correspondieron a la normalidad, lo cual no
invalidó la prueba de comparación de medias para
la AChE-cerebral y concentración de PbCl . AChE-
2
cerebral (t = -249,762; P = 1,54167E-9).
La presencia de metales tóxicos en el
medioambiente procede de fuentes naturales y
antropogénicas. Las fuentes antropogénicas de
metales tóxicos incluyen principalmente:
actividades agrícolas (Calmano et al., 1993) e
industriales (Carvalho et al., 2012) donde las
descargas de estas fuentes contaminantes resultan
por lo general, muy significativas (Reddy et al.,
2012; Wang et al., 2013; Zhang et al., 2014).
Los metales una vez que se generan, pueden llegar
hasta los ecosistemas acuáticos y como resultado
de la sedimentación de partículas, alcanzan
acumularse en los sedimentos de fondo (Yanbin &
Yong, 2015); sin embargo, en este estudio los
resultados determinados, arrojaron que no existan
deposiciones acumulativas en la matriz
sedimentaria, ya que los valores fueron aceptados
por cuanto no representan, riesgo ambiental para el
ecosistema, aunque hubo variabilidad comparativa
entre las concentraciones por estaciones.
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Argota-Pérez & Iannacone
323
provocar disminución de la AChE-cerebral en
peces (Oropesa et al., 2007; Topal et al., 2017),
también los metales como el plomo, muestra un
alto factor de bioconcentración (José et al., 2017),
pudiendo corroborarse lo planteado, en este
estudio.
Se concluyó que, las concentraciones de plomo en
sedimentos al no superar el valor permisible, el
riesgo ecotoxicológico para el ecosistema fue bajo.
Sin embargo, las concentraciones ensayadas a las
dos temperaturas de tratamiento, indicaron alto
º
factor de bioconcentración, siendo mayor a 25 C
g e n e r a n d o , n i v e l e s n o d e s e a d o s d e
acetilcolinesterasa cerebral.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AbdAllah, A.T. 2017. Efficiency of invertebrate
an im al s f o r r is k a ss es sm en t a n d
biomonitoring of hazardous contaminants
in aquatic ecosystem, a review and status
report. Environment, Risk assessment and
Remediation, 1: 22–24.
Agrawal, S., Bhatnagar, P. & Flora, S.J.S. 2015.
Changes in tissue oxidative stress, brain
biogenic amines and acetylcholinesterase
following co-exposure to lead, arsenic and
mercury in rats. Food and Chemical
Toxicology, 86: 208–216.
Antonio, G.M.T. & Massó, G.E.L. 2008. Toxic
effects of perinatal lead exposure on the
brain of rats: Involvement of oxidative
stre ss and t he ben efici al rol e of
antioxidants. Food and Chemical
Toxicology, 46: 2089–2095.
Argota, P.G . & I annacone , O .J. 2018.
Ecotoxicología como rama predictiva sobre
la evolución sostenible de los ecosistemas
acuáticos. The Biologist (Lima), 15:
165–174.
Argota, P.G.; Argota, C.H. & Fimia, D.R. 2013a.
Biomarcadores en la especie Gambusia
punctata (Poeciliidae) dada las condiciones
ambientales del ecosistema San Juan.
Revista electrónica veterinaria Redvet, 14:
1–12.
Argota, P.G.; Iannacone, O.J. & Fimia, D.R. 2013.
Características de Gambusia punctata
(Poeciliidae) para su selección como
biomonitor en ecotoxicología acuática en
Cuba. The Biologist (Lima), 11: 229–236.
Argota, P.G.; Argota, C.H. & Iannacone, O.J. 2016.
Exposición bioacumulativa a metales
pesados en Gambusia punctata y Gambusia
puncticulata del ecosistema Almendares,
La Habana-Cuba. The Biologist (Lima), 14:
339–350.
Biol, M.; Aure, M.; Rita, A.; Marta, L.; Tiago, S.P.
& Miguel, R. 2013. Physiological and
behavioral responses of temperate
seahorses (Hippocampus guttulatus) to
environmental warming. Marine Biology,
160: 2663–2670.
Calmano, W.; Hong, J. & Forstner, U. 1993.
Binding and mobilization of heavy-metals
in contaminated sediments affected by pH
and redox potential. Water Science and
Technology, 28: 223–235.
Carvalho, P.C.S.; Neiva, A.M.R. & Silva,
M.M.V.G. 2012. Assessment to the
potential mobility and toxicity of metals and
metalloids in soils contaminated by old
Sb–Au and As–Au mines (NW Portugal).
Environmental Earth Sciences, 65:
1215–1230.
Cassanego, M.B.B.; Sasamori, M.H.; Petry, C.T. &
Droste, A. 2015. Biomonitoring the
genotoxic potential of the air on
Tradescantia pallida var. purpurea under
climatic conditions in the Sinos River basin,
Rio Grande do Sul, Brazil. Brazilian Journal
of Biology, 75: 79–87.
Çiftçi, N.; Ay, Ö.; Karayakar, F.; Cicik, B. &
Erdem, C. 2015. Effects of zinc and
c a d m i u m o n c o n d i t i o n f a c t o r ,
hepatosomatic and gonadosomatic index of
O re o c h ro m i s n i l o t i c u s . F r e s enius
Environmental Bulletin, 24: 3871–3874.
Davison, W. & Zhang, H. 2012. Progress in
understanding the use of diffusive gradients
in thin films (DGT) – back to basics.
Environmental Science and Pollution
Research, 9: 1–13.
Ghosh, U.; Luthy, R.G.; Cornelissen, G.; Werner,
D. & Menzie, C. 2011. In-situ sorbent
am en dm en ts : a ne w d ir ec ti on in
contaminated sediment management.
Environmental Science & Technology, 45:
1163-1168.
Han, W.; Fu, F.; Cheng, Z.; Tang, B. & Wu, S. 2016.
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Ecotoxicological exposure to lead in sediments
324
Studies on the optimum conditions using
acidwashed zero-valent iron/aluminum
mixtures in permeable reactive barriers for
the removal of different heavy metal ions
from wastewater. Journal of Hazardous
Materials, 302: 437–446.
Hansen, P. & Unruh, E. 2017. Whole-cell
biosensors and bioassays. Comprehensive
Analytical Chemistry, 77: 1–19.
Hou, D.; He, J.; Lü, C.; Ren, L.; Fan, Q.; Wang, J. &
Xie, Z. 2013. Distribution characteristics
and potential ecological risk assessment of
heavy metals (Cu, Pb, Zn, Cd) in water and
sediments from Lake Dalinouer, China.
Ecotoxicology and Environmental Safety,
93: 135–144.
Jebali, J.; Khedher, S.; Sabbagh, M.; Kamel, N.;
Banni, M. & Boussetta, H. 2013.
Cholinesterase activity as biomarker of
neurotoxicity: utility in the assessment of
aquatic environment contamination.
Revista de Gestão Costeira Integrada, 13:
525-537.
José, P.; Filho, S., Caldas, J.S.; Nunes, N.; Osvaldo,
F. & Pereira, P. 2017. Toxicity test and Cd,
Cr, Pb and Zn bioccumulation in
Phalloceros caudimaculatus. Egyptian
Journal of Basic and Applied Sciences, 4:
206–211.
Kalogianni, E.; Vourka, A.; Karaouzas, I.;
Vardakas, L. & Skoulikidis, N.T. 2017.
Combined effects of water stress and
pollution on macroinvertebrate and fish
as s em b la g es i n a M ed i te r ra n ea n
intermittent river. Science of the Total
Environment, 603: 639–650.
Li, Y. & Cai, Y. 2015. Mobility of toxic metals in
sediments: assessing methods and
c o n t r o l l i n g f a c t o r s . J o u r n a l o f
Environmental Sciences, 31: 203–205.
Luísa, A.; Barbosa, V.; Alves, R.; Custódio, A.;
Anacleto, P.; Repolho, T., Pousão, F.P.; Rosa
R.; Marques, A. & Diniz, M. 2017.
Ecophysiological responses of juvenile
seabass (Dicentrarchus labrax) exposed to
increased temperature and dietary
methylmercury. Science of the Total
Environment, 586: 551-558.
Madeira, D.; Narciso, L.; Cabral, H.N.; Vinagre, C.
& Diniz, M.S. 2013. Comparative
Biochemistry and Physiology, Part A
Influence of temperature in thermal and
oxidative stress responses in estuarine fish.
Comparative Biochemistry and Physiology,
166: 237–243.
Mancera, R.N.J. & Álvarez, L.R. 2006. Estado del
conocimiento de las concentraciones de
mercurio y otros metales pesados en peces
dulceacuícolas de Colombia. Acta
Biológica Colombiana, 11: 3-23.
Merrington, G.; Peters, A.; Whitehouse, P.; Clarke,
R. & Merckel, D. 2017. Delivering
environmental benefit from the use of
environmental quality standards: why we
need to focus on implementation.
Environmental Science and Pollution
Research, 25: 3053-3059.
Molina, C.I.; Ibañez, C. & Gibon, F.M. 2012.
Proceso de biomagnificación de metales
pesados en un lago hiperhalino (Poopó,
Oruro, Bolivia): Posible riesgo en la salud
de consumidores. Ecología en Bolivia, 47:
99-118.
Niyogi, S. & Wood, C.M. 2004. Biotic ligand
model, a flexible tool for developing site
specific water quality guidelines for metals.
Environmental Science & Technology, 38:
6177–6192.
Norberg, G.F. 2009. Historical perspective on
cadmium toxicology. Toxicology and
Applied Pharmacology, 238: 192-200.
Oropesa, A.; Pérez, M.; Hernández, D.; García, J.;
Fidalgo, L.; López, B.; A. & Soler, F. 2007.
Acetylcholinesterase activity in seabirds
affected by the Prestige oil spill on the
Galician coast (NW Spain). Science of the
Total Environment, 372: 532–538.
Qadir, A. & Malik, R.N. 2011. Heavy metals in
eight edible fish species from two polluted
tributaries (Aik and Palkhu) of the river
Chenab, Pakistan. Biological Trace
Element Research, 143: 1524–1540.
Reddy, M.V.; Babu, K.S.; Balaram, V. &
Satyanarayanan, M. 2012. Assessment of
the effects of municipal sewage, immersed
idols and boating on the heavy metal and
other elemental pollution of surface water of
the eutr o phic Hus s ainsaga r L ake
(Hyderabad, India). Environmental
Monitoring and Assessment, 184:
1991–2000.
Skalak, K.; Benthem, A.; Hupp, C.; Schenk, E.;
Galloway, J. & Nustad, R. 2016.
Hydrogeomorphology-ecology interactions
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Argota-Pérez & Iannacone
325
in river systems. River Research and
Application, 22: 1085–1095.
Tessier, A.; Campbell, P.G.C. & Bisson, M. 1979.
Sequential extraction procedure for the
speciation of particulate trace-metals.
Analytical Chemistry, 51: 844–851.
Topal, A.; Alak, G.; Ozkaraca, M.; Yaltekin, A.C.;
Comalkli, S.; Acil., G.; Kokturk, M. &
Atamanalp, M. 2017. Neurotoxic responses
in brain tissues of rainbow trout exposed to
imidacloprid pesticide: Assessment of 8-
hydroxy-2-deoxyguanosine activity,
oxidative stress and acetylcholinesterase
activity. Chemosphere, 175: 186–191.
Väänänen, K.; Kauppila, T.; Mäkinen, J.;
Leppänen, M.T.; Lyytikäinen, M. &
Akkanen, J. 2016. Ecological risk
assessment of boreal sediments affected by
metal mining: metal geochemistry,
seasonality, and comparison of several risk
a s s e s s m e n t m e t h o ds . I n t e g ra t e d
E n v i r o n m e n t a l A s s e s s m e n t a n d
Management, 12: 759–771.
Vidal, C.J. 2005. Expression of cholinesterases in
brain and non-brain tumor. Chemico-
Biological Interactions, 157-158, 227-232.
Wang, H.; Dong, Y.H.; Yang, Y.Y.; Toor, G.S. &
Zhang, X.M. 2013. Changes in heavy metal
contents in animal feeds and manures in an
intensive animal production region of
China. Journal of Environmental Sciences,
25: 2435–2442.
Xia, J., Fang, Y., Shi, Y., Shen, X., Wu, J., Xie, M.,
Li, P., Pei, F. & Hu, Q. 2018. Effect of food
matrices on the in vitro bioavailability and
oxidative damage in PCl cells of lead. Food
2
Chemistry, 266: 397–404.
Yanbin, L. & Yong, C. 2015. Mobility of toxic
metals in sediments: Assessing methods and
c o n t r o l l i n g f a c t o r s . J o u r n a l o f
Environmental Sciences, 31: 203-205.
Zhang, K.; Chai, F.H.; Zheng, Z.L.; Yang, Q.; Li,
J.S.; Wang, J. & Zhang, Y. 2014.
Characteristics of atmospheric particles and
heavy metals in winter in Chang-Zhu-Tan
c i t y c l u s t e r s , C h i n a . J o u r n a l o f
Environmental Sciences, 26: 147–153.
Received November 15, 2019.
Accepted December 28, 2019.
The Biologist (Lima). Vol. 17, Nº2, jul - dic 2019
Ecotoxicological exposure to lead in sediments