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Gayana (Concepción)

versión impresa ISSN 0717-652Xversión On-line ISSN 0717-6538

Gayana (Concepc.) v.64 n.2 Concepción  2000

http://dx.doi.org/10.4067/S0717-65382000000200003 

 

CUATRO ENSAYOS ECOTOXICOLOGICOS PARA EVALUAR LINDANO
Y CLORPIRIFOS

FOUR ECOTOXICOLOGICAL ASSAYS TO EVALUATE LINDANE
AND CHLORPYRIFOS

José Iannacone*, Lorena Alvariño*, Cecilia Caballero* y Javier Sánchez*

*Laboratorio de Ecofisiología, Facultad de Ciencias Naturales y Matemáticas, Universidad Nacional FedericoVillarreal. Lima- Perú. Calle San Marcos 383, Pueblo Libre, Lima 21- Perú. Telefax: 0514600930. E-mail: joselorena@terra.com.pe

RESUMEN

La evaluación de riesgos ambientales por productos fitosanitarios es un componente de importancia en los estudios de impacto ambiental en el sector agrícola. Se evaluó la ecotoxicidad de los plaguicidas de suelo, lindano y clorpirifos, sobre la mortalidad del oligoqueto Limnodrilus hoffmeisteri (CL50 24h) y tres plantas, en las cuales se observaron los siguientes efectos subletales: germinación en Lactuca sativa (CI90 96h), crecimiento de raíz en Lycopersicon esculentum (CI50 96h) y clorosis, necrosis, ruptura y formación de hojas nuevas en la lenteja de agua, Lemna minor (CE50 48h). En ambos agroquímicos se observó en general el siguiente orden de ecotoxicidad decreciente: Lycopersicon> Lemna> Lactuca > Limnodrilus. En los tres ensayos con plantas se observó una mayor toxicidad del organofosforado clorpirifos. Se analizan las perspectivas de empleo, en el Perú, de estas herramientas ecotoxicológicas para la evaluación de riesgos ambientales por productos fitosanitarios.

Palabras claves: Ensayo ecotoxicológico, evaluación de riesgos ambientales, agroquímico, lindano, clorpirifos, Limnodrilus, Lemna, Lycopersicon, Lactuca.

ABSTRACT

The environmental risk assessments of phytosanitary products is a main subject in the studies of the impact assessment in the agriculture areas. The ecotoxicity of the soil pesticides lindane and chlorpyrifos was performed with: the mortality in tubifids worm Limnodrilus hoffmeisteri (LC50 24h) and in three plants: seed germination assay in Lactuca sativa (IC90 96h), root elongation assay in Lycopersicon esculentum (IC50 96h) and the duckweed test in Lemna minor (EC50 48h) (chlorosis, necrosis, colony breakup and new fronds increased) sublethal effects were analized. Both agrochemistries in general showed a decrease order of ecotoxicity: Lycopersicon> Lemna> Lactuca > Limnodrilus. In the three plant bioassays were seen a high toxicity to the organophosphate chlorpyrifos. The perspectives of use of these phytosanitary products in Perú, was analized for environmental risk assessment.

Keywords: Ecotoxicological assay, environmental risk assessment, agrochemistry, lindane, chlorpyrifos, Limnodrilus, Lemna, Lycopersicon, Lactuca.

INTRODUCCION

Cada año se aplican globalmente aproximada- mente tres millones de toneladas de plaguicidas para el control de plagas (Pimentel 1998). Algunos químicos agrícolas persistentes, con un elevado coeficiente de partición octanol-agua (Kow), alcanzan los cuerpos de agua y son transportados a todos los niveles tróficos (Heckman 1982).

Una gran cantidad de literatura concerniente a contaminación accidental de cursos de agua con plaguicidas muestra la predominancia de reportes relacionados con vertebrados, sin embargo, es escasa la información disponible relacionada con los efectos sobre los organismos no destinatarios, es decir, que no son objetivos del control químico, como la fauna de invertebrados, las macrófitas acuáticas y las plantas terrestres (Kime 1996).

 El plaguicida organoclorado lindano y el organofosforado clorpirifos afectan a las comunidades biológicas planctónicas, como los copépodos y cladóceros, y a las comunidades bentónicas acuáticas y del suelo que no son destinatarios del control químico (Racke 1992; Van Wijk & Hutchinson 1995; Barron & Woodburn 1995; Fliedner & Klein 1996; Iannacone & Gutiérrez 1999).

En Perú, la Resolución Ministerial Nº 15-95-AG para el registro, comercialización y control de plaguicidas y sustancias afines indica en su artículo 21 inciso f, que para el registro de un plaguicida se requieren ensayos de toxicidad biológica en orga- nismos acuáticos y terrestres (SENASA 1995).

En Perú, el lindano presenta registro para ocho productos comerciales y el clorpirifos igualmente para 27 (SENASA 1995). Ambos agroquímicos son usados principalmente en el control de plagas del suelo y se encuentran entre los cinco plaguicidas de mayor uso en Perú durante 1996 a 1998 (De la Rosa, Alicia, comunicación personal). En los últimos diez años, el clorpirifos cada vez se está empleando más en sanidad vegetal y está reemplazando en su uso al lindano.

Por estas razones, es importante determinar el nivel de riesgo ambiental de los plaguicidas lindano y clorpirifos sobre diversos representantes del ecosistema epicontinental acuático y del ambiente terrestre utilizando bioensayos ecotoxicológicos (Calleja et al. 1994; Fliedner & Klein 1996; Iannacone & Gutiérrez 1999). Entre ellos el oligoqueto dulce-acuícola bentónico Limnodrilus hoffmeisteri, conocido por ser muy resistente a la contaminación por metales pesados (Brkovic-Popovic & Popovic 1977; Lucan-Bouché et al. 1999), las semillas de las plantas terrestres Lactuca sativa (lechuga) y Lycopersicon esculentum (tomate), especies representativas de los agroecosistemas hortícolas y con la macrófita acuática Lemna minor (lenteja de agua), especie usada frecuentemente para remover sólidos suspendidos, nutrientes y metales pesados de cuerpos de agua contaminados (Wang 1990, 1991; Lewis 1995; Arambasic et al. 1995). Sin embargo, el efecto de los plaguicidas lindano y clorpirifos sobre estas cuatro especies no es bien conocido (WHO 1991; Racke 1992).

La determinación de algunos aspectos de la ecotoxicidad del lindano y clorpirifos empleando bioensayos sencillos y prácticos para catalogar toxicológicamente muestras ambientales contaminadas por plaguicidas contribuirá, en Perú, a tomar medidas para disminuir la problemática del uso de agroquímicos (Bodestein 1972; Kendall 1992).

Los objetivos específicos planteados en la presente investigación fueron determinar la toxicidad del lindano y clorpirifos sobre la mortalidad del invertebrado Limnodrilus hoffmeisteri (CL50 24h) y tres plantas, en las cuales se observaron los siguientes efectos subletales: ensayo de germinación en Lactuca sativa (CI90 96h), crecimiento de raíz en Lycopersicon esculentum (CI50 96h) y el ensayo con lenteja de agua, Lemna minor (CE50 48h) (clorosis, necrosis, ruptura y formación de hojas nuevas).

MATERIALES Y METODOS

Limnodrilus hoffmeisteri

Las formas juveniles del oligoqueto tubificido, Limnodrilus hoffmeisteri, se obtuvieron de cultivos masivos de los acuarios "Cleo" - Lima-Perú. La especie fue identificada a nivel del estadio adulto usando las ilustraciones de Streble & Krauter (1987). L. hoffmeisteri se crió masivamente en el laboratorio en placas petri grandes de 20 cm x 20 mm en un medio a base de hojas de cereal® (Cereal Leaves), siguiendo la metodología descrita por APHA (1995), con el fin de obtener juveniles con tallas menores de 20 mm, por su mayor sensibilidad, siguiendo las recomendaciones de Fargasova (1994) para otro oligoqueto Tubifex tubifex. El agua usada para el ensayo biológico consistió en un medio con agua desionizada y una solución amortiguadora fosfato a pH 7. Las pruebas ecotoxicológicas con los oligoquetos se realizaron con cohortes de 240 especímenes de L. hoffmeisteri de 20 ± 2 mm de longitud que se obtuvieron del envase de cultivo masivo y se realizaron bajo condiciones de oscuridad para evitar el efecto de fotólisis (Calow 1993). Las lecturas se realizaron en placas de petri de 100 x 15 mm en ensayos estáticos a 24 h de exposición. El indicador de la prueba de mortalidad fue la inmovilización de los especímenes al ser pinchados con un alfiler entomológico, durante 10 segundos de observación bajo la accion del microscopio estereoscopico, según el criterio estándar propuesto por Fargasova (1994).

Lactuca sativa y Lycopersicon esculentum

Las semillas de Lactuca sativa y Lycopersicon esculentum fueron obtenidas en sobres de 500 semillas de la Feria Agropecuaria de la Universidad Nacional Agraria La Molina (UNALM), Lima-Perú. Las semillas de L. sativa variedad Capitata y L. esculentum variedad Rio Grande, antes de su empleo en ensayos ecotoxicológicos fueron mantenidas en condiciones de oscuridad y a temperaturas de 6°C para inhibir su germinación y mantener su fertilidad, según el criterio propuesto por Wang (1991). Se descartaron las semillas dañadas y se utilizaron las de un mismo lote y tamaño. Para la desinfección de las semillas, se realizó un pretratamiento con una solución de lejía Clorox® diluida al 3,33 g OCl-/L, 20 min (APHA 1995). L. sativa y L. esculentum se evaluaron en bioensayos estáticos utilizando un total de 5 semillas/envase, con cuatro repeticiones. El agua utilizada para los ensayos biológicos consistió en una solución hidropónica con las características descritas en la Tabla I. La prueba fue realizada bajo condiciones de oscuridad. Los envases de experimentación utilizados fueron placas de petri de 100 x 15 mm con papel filtro Whatman #1. Se agregaron 5 ml del plaguicida/envase. La duración de la prueba fue de 96 h. Los indicadores para el control fueron la germinación de semilla con crecimiento de radícula de 5 mm o más.

Lemna minor

La lenteja de agua Lemna minor se colectó de la laguna terciaria de 1 ha de la Planta de Aguas Residuales domésticas de San Juan de Miraflores, ubicado a 14 km al sur del departamento de Lima-Perú. En esta agua se determinaron los niveles de metales pesados, encontrándose en todos los casos valores muy por debajo de los límites máximos permisibles de la legislación peruana vigente (Ley 17752). La lenteja de agua L. minor se crió masivamente durante dos semanas antes del inicio de la prueba (Wang & Williams 1990), en un acuario de 60 cm largo x 30 cm de ancho x 30 cm de alto con sales nutritivas, según recomendaciones de APHA (1995). Para 10 L de la solución de cultivo de "lentejas de agua" en agua destilada se prepararon las soluciones nutritivas A, B y C (Tabla I). Se agregó 1 ml de cada solución madre a 100 ml de agua desionizada. Posteriormente se ajustó el pH entre 7,7 a 8,0. En el acuario se usó una profundidad del agua mayor de 60 mm y se proveyó de un fluorescente de luz blanca de 4300 lux. La temperatura para las crianzas se mantuvo a 28 ± 1°C (Taraldsen & Norberg-King 1990).

La lenteja de agua L. minor se evaluó en bioensayos semiestáticos utilizando un total de 12 especímenes/envase, con cuatro repeticiones. Los especímenes utilizados contenían dos hojitas de aproximadamente el mismo tamaño. Las pruebas se realizaron bajo condiciones de luz continua de 4300 lux. Los envases de experimentación utilizados fueron vasos de vidrio de 80 x 50 mm. Se agregaron 25 ml del plaguicida/envase disuelto en solución nutritiva. La duración de la prueba fue de 48 h. Las lecturas finales de los cuatro efectos subletales, que incluían formación de hojitas nuevas, clorosis (50% de pérdida de pigmento), necrosis (50% de tejido muerto) y ruptura de colonias, fueron realizadas bajo el microscopio estereoscopico a 4x de aumento para la evalua ción de síntomas.

Tabla I. Componentes de la solución nutritiva para el cultivo de Lemna minor y los bioensayos de las semillas terrestres con las plantas estudiadas.

Table I. Compounts of nutritive solution for culture Lemna minor and terrestrial seeds bioassays with the plants studied.

 


Solución Concentración de la Elemento Concentración
  Solución Stock Final  

NaNO3 25,5 g/L N 042,0 mg/L
NaHCO3 15,0 g/L Na 110,0 mg/L
K2HPO4 01,04 g/L K 004,69 mg/L
      P 1,86 mg/L
CaCl2.2H2O 04,41 g/L Ca 012,0 mg/L
MgCl2 05,7 g/L Mg 029,0 mg/L
FeCl3 00,096 g/L Fe 000,33 mg/L
Na2EDTA.2H2 O 00,3 g/L      
MnCl2 00,264 g/L Mn 001,15 mg/L
MgSO4.7H2O 14,7 g/L S1 009,1 mg/L
H3BO3 00,186 g/L B 325 µg/L
Na2MoO4.2H 2O 07,26 mgL Mo 028,8 µg/L
ZnCl2 03,27 mgL Zn 015,7 µg/L
CoCl2 00,78 mgL Co 003,54 µg/L
CuCl2 00,009 mgL Cu 000,04 µg/L

FÍSICO-QUÍMICA DEL AGUA

El oxígeno disuelto se determinó usando el método Winkler al inicio del ensayo (APHA 1989) y los valores pH se midieron en dos réplicas al inicio del ensayo, estandarizándose a 7 ± 0,5. Los bioensayos se realizaron a una temperatura de 25 ± 1ºC.

SUSTANCIAS QUÍMICAS

Los plaguicidas empleados fueron lindano 1,5% P (Kuro wañuchiq®) y clorpirifos 2,5 PS (Lorsban®). El lindano presentó las siguientes propiedades fisicoquímicas (solubilidad en agua= 7300 µg/L a 25°C; presión de vapor= 5,6 mPa a 20°C; tiempo de vida media en el suelo= 15 meses; logKow= 4,82; logKoc=2,96) y lo mismo para el caso del clorpirifos (solubilidad en agua= 2000 µg/L a 25°C; presión de vapor= 2,5 mPa a 20°C; tiempo de vida media en el suelo= 12 meses; logKow= 4,99; logKoc=4,13). Las dos sustancias químicas se disolvieron al 1% en agua desionizada (pH= 7,12; conductividad específica= 70 µmhos/cm), usando como solvente acetona al 99%, grado analítico (0,5% v/v) (Calleja & Persoone 1993). Para todos los bioensayos se incluyó una concentración con la máxima cantidad de acetona empleada. En el caso de L. hoffmeisteri para el ensayo definitivo con lindano se emplearon las siguientes concentraciones 150 µg/l, 300 µg/l, 600 µg/l, 1200 µg/l y 2500 µg/l y para el clorpirifos 50 µg/l, 100 µg/l, 500 µg/l y 1250 µg/l y 2500 µg/l. Para el ensayo definitivo con lindano con ambas semillas terrestres, se emplearon las siguientes concentraciones 25 µg/l, 250 µg/l y 2500 µg/l y para el clorpirifos 15 µg/l, 150 µg/l y 1500 µg/l. Finalmente, en el bioensayo con L.minor para el lindano, se emplearon las siguientes concentraciones definitivas 9,375 µg/l, 37,5 µg/l, 150 µg/l, 600 µg/l y 2400 µg/l y para el clorpirifos 3,9 µg/l, 15,62 µg/l, 62,5 µg/l, 250 µg/l y 1000 µg/l.

DISEÑO EXPERIMENTAL Y TRATAMIENTO ESTADÍSTICO

Las pruebas de toxicidad aguda para L. hoffmeisteri y las respuestas subletales para L. minor se evaluaron en cinco concentraciones nominales con cuatro réplicas, más el control, en un Diseño en Bloque Completamente Randomizado (DBCR): 6 x 4. La eficacia de los tratamientos se evaluó a través de un Análisis de Varianza (ANDEVA) de una vía, previa transformación de los datos a raíz cuadrada del arcoseno. En el caso de existir diferencias significativas entre las réplicas se realizó una prueba de Tukey (Norman & Streiner 1996). Para el caso de L. minor se calculó la respuesta subletal promedio de los cuatro parámetros evaluados. Las CL(E)50s se calcularon usando un programa computarizado de la EPA Probit (EPA, Environmental Protection Agency de los EE.UU. versión 1.5). El modelo de regresión fue verificado usando el estadístico Chi-cuadrado (Martin & Holdich 1986).

Para el caso de las semillas de "tomate" y "lechuga" se usó un DBCR: 4x4. Para los ensayos fitotóxicos con semillas se empleó el método de interpolación lineal para toxicidad subletal, calculando la concentración de inhibición (CI50 y CI90) con el paquete estadístico de la EPA (versión 2.0, 1993).

RESULTADOS

La Tabla II muestra los valores comparativos para los puntos finales en los cuatro ensayos ecotoxicológicos, observándose en los tres ensayos con plantas: L.sativa, L. esculentum y L. minor (respuesta promedio), que el clorpirifos es más tóxico que el lindano, a excepción del ensayo con L. hoffmeisteri. Para ambos plaguicidas, en general, se observó el siguiente orden de ecotoxicidad decreciente: Lycopersicon > Lemna (respuesta subletal promedio) > Lactuca > Limnodrilus. Si sólo se toma el parámetro en L. minor, de formación hojas nuevas en una secuencia de ecotoxicidad decreciente, entonces esta última pasa a ser el bioensayo más sensible. La respuesta subletal de ruptura de colonia en L.minor es muy diferente entre lindano y clorpirifos, siendo este último agroquímico 1496 veces mas tóxico que el lindano. Estas mismas diferencias se observan en la inhibición del crecimiento de raíz de L. esculentum, siendo el clorpirifos 36 veces más tóxico que el lindano (Tabla II).

Tabla II. Valores comparativos de CL(E)(I) para cuatro ensayos ecotoxicológicos para la evaluación del lindano y clorpirifos.

Table II. Comparative values of L(E)(I)C for four ecotoxicological assays to evaluate lindane and chlorpyrifos.


Ensayo ecotoxicológico: Lindano Clorpirifos
  (µg/L) (µg/L)

  CI90 CI50 CL50 CE50 CI90 CI50 CL50 CE50
  (96h)   (24h) (48h) (96h)   (24h) (48h)

Limnodrilus hoffmeisteri (mortalidad)     1501       1703  
Lactuca sativa (germinación) 1750       1050      
L. esculentum (96h) (crecimiento de raíz)   96000       26,78    
Lemna minor (48h) (formación de hojas nuevas)   14,64       10,41    
Lemna minor (48h) (clorosis)       0150       212
Lemna minor (48h) (necrosis)       0437       662
Lemna minor (48h) (ruptura)       4907       000003,28
Lemna minor (48h) (respuesta promedio)       1377       222

DISCUSION

Los oligoquetos se encuentran entre los invertebrados bentónicos más comunes en los ecosistemas dulceacuícolas. Muchas de estas especies son reconocidas como indicadores de calidad ambiental. En ambientes acuáticos altamente contaminados, los oligoquetos dominan la fauna bentónica, alimentándose principalmente de bacterias (APHA 1995). Entre los oligoquetos dulceacuícolas los tubificidos como L. hoffmeisteri, T. tubifex y Branchiura sowerbyi han sido utilizados en pruebas de ecotoxicidad (Khangarot 1991; Fargasova 1994). En nuestro caso, de los cuatro ensayos comparados, L. hoffmeisteri fue en general menos sensible para ambos plaguicidas (Tabla II). Meller et al. (1998), empleando L. hoffmeisteri y T. tubifex en ensayos agudos de 72 h con lindano, encontró poca sensibilidad de esta especie al ser comparado con otros organismos componentes del bentos dulceacuícola y por lo tanto altamente tolerable a los efectos letales del lindano. L. hoffmeisteri, en ensayos de toxicidad aguda de 96 h de exposición con lindano, ocupó el último lugar entre 13 ensayos con invertebrados (CL50 =430 µg/l) (WHO 1991). En nuestro caso, la respuesta fue aguda a 24 h de exposición y por lo tanto, una menor sensibilidad a ambos plaguicidas (CL50= 1501 µg/l) (Tabla II). Sin embargo, Keddy et al. (1995) y Sibley et al. (1997) recomiendan los tubificidos para la evaluación de sedimentos dulceacuícolas en ensayos reproductivos crónicos de 28 días de duración a bajas concentraciones de los contaminantes. Barron y Woodburn (1995), al evaluar la ecotoxicología del clorpirifos, señalan que los organismos acuáticos, como los tubificidos, son tolerantes a este agroquímico. Un parámetro detectado durante las lecturas de mortalidad en L. hoffmeisteri es que en las más altas concentraciones se presentó una gradual estrangulación de los últimos segmentos corporales, lo cual ha sido observado en T. tubifex, como un mecanismo de adaptación a medios altamente contaminados (Lucan-Bouche et al. 1999).

Las pruebas de fitotoxicidad empleando plantas terrestres no son frecuentemente usadas en ecotoxicología (Wang 1991). Las tres características más importantes de los ensayos con plantas terrestres son: que se les puede usar con muestras coloreadas o turbias, en ensayos estático, semiestático y de flujo continuo y con un mínimo costo de mantenimiento en el laboratorio (Wang 1991). El empleo del tomate Lycopersicon esculentum y de la lechuga Lactuca sativa como herramientas ecotoxicológicas es ventajoso, por requerirse poco volumen de muestra (5-7 ml/envase), comparado con otros organismos acuáticos que requieren de 50 a 200 ml/envase (Arambasic et al. 1995). Los ensayos de fitotoxicidad con semillas son simples, versátiles y útiles para evaluar la toxicidad de aguas y sedimentos (Walsh et al. 1991). Ambas especies han sido recomendadas por la USEPA y por la FDA (Administración de Drogas y Alimentos), encontrándose entre las más sensibles, en comparación con otras seis especies de semillas de plantas terrestres (Wang 1991).

El ensayo ecotoxicológico con semillas de tomate presenta algunas ventajas sobre el de lechuga, debido a que el tomate germina más rápido y presenta un mayor crecimiento de raíz, lo que permite usar cuantitativamente este parámetro. Wang (1991) indica que el crecimiento de raíz como punto final de lectura es más sensible a la toxicidad que la germinación de semillas. Además, el tomate es más sensible a los tóxicos que las semillas de lechuga. Calow (1993) presenta un resumen de los protocolos de bioensayos de germinación de semilla y de elongación de raíz con diferentes especies de plantas, siendo comparables a nuestro protocolo, con una variante en la duración de las pruebas que son de 120 h y en nuestro caso, de 96 h, lo que podría acortar en un día el bioensayo ecotoxicológico. Además, las evaluaciones de compuestos orgánicos como los plaguicidas empleados en el presente estudio es preferible realizarlos en condiciones de oscuridad para evitar su rapida fotodegradabilidad (Calow 1993). La sensibilidad de las especies al clorpirifos varía considerablemente a través de reinos y filas, siendo las plantas ligeramente más tolerantes (Barron & Woodburn 1995).

L. minor es una pequeña macrófita ampliamente distribuida en ambientes dulceacuícolas en zonas tropicales y temperadas (APHA 1995). Debido a que presenta un crecimiento más rápido en comparación con otras plantas fanerógamas y presenta un rol fundamental en los ecosistemas acuáticos como productora de oxígeno, en los ciclos biogeoquímicos, en el control de la calidad del agua, en la estabilización de nutrientes, en ser un soporte físico para una variedad de invertebrados y en proveer habitats para la vida acuática, principalmente peces (Lewis 1995). Esta especie ha sido empleada por su sensibilidad y simplicidad en bioensayos en el laboratorio, así como por emplear un método simple y no destructivo (Taraldsen & Norberg-King 1990; Wang & Williams 1990; Bengtsson & Triet 1994). Calow (1993) presenta un resumen de las características experimentales en varias pruebas de toxicidad con lenteja de agua, cuyas condiciones son muy semejantes a las nuestras, pero con tiempos de exposición entre 96 h a 168 h, sin embargo, en nuestro caso, la duración del bioensayo fue de 48 h, ya que experimentalmente se observaron en ese tiempo los efectos subletales esperados. Wang (1991) indica que el tiempo de duplicación del número de hojas de L.minor es aproximadamente de 1,4 días, por lo que el tiempo de 48 h es suficiente para este parámetro de lectura final. El punto final subletal es de cuatro parámetros, cuya sensibilidad en orden decreciente sigue la siguiente secuencia para el lindano: formación de hojas nuevas > clorosis > necrosis > ruptura de colonia. En contraste, este último parámetro de evaluación en el caso del clorpirifos pasa a ser el más sensible con la siguiente secuencia en orden de ecotoxicidad decreciente: ruptura de colonias > formación de hojas nuevas > clorosis > necrosis. Calow (1993) señala como parámetro de efecto más sensible en Lemna spp., el número de nuevas hojas formadas, el cual en nuestro caso mostró una alta sensibilidad (Tabla II). De los cuatro parámetros evaluados para el ensayo con L. minor, el lindano mostró un mayor efecto tóxico en la clorosis y la necrosis; en cambio, el clorpirifos en la formación de hojas nuevas y la ruptura de colonias (Tabla II). Esto indica efectos y mecanismos de acción diferentes en las respuestas subletales en L. minor por ambos agroquímicos empleados. Iannacone y Gutiérrez (1999) muestran para el bioensayo con las raíces de Allium cepa, características morfológicas diferentes bajo la acción de estos dos agroquímicos. Bajo la acción del lindano se observa un ápice notoriamente grueso, raíces encorvadas y con nódulos; en cambio con el clorpirifos, las raíces son largas y delgadas y algunas encorvadas.

Los resultados obtenidos de las semillas de tomate y lechuga, y del ensayo con la lenteja de agua concuerdan con el bioensayo del nematodo Panagrellus redivivus y de la microalga Chlorella vulgaris, pero no con el ensayo de A. cepa, debido a que se observa una mayor toxicidad en los dos primeros al clorpirifos y en el último al lindano (Iannacone & Gutiérrez 1999).

En Perú, el reglamento sobre el registro, comercialización y control de productos fitosani- tarios nos muestra que para el registro de un agroquímico se requieren datos de ensayos toxicológicos y ambientales con información científica reciente, que demuestren que estos compuestos no son peligrosos para el ambiente (SENASA 1995). La Ley de Promoción del Manejo Integrado para el Control de Plagas (Ley 26744- 1997) indica, en su artículo cinco, la prohibición en uso, fabricación e importación del lindano, si es que para el año 2000 no cuenta con un Estudio de Impacto Ambiental (EIA) aprobado por la autoridad competente.

De esta forma el empleo de procedimientos estandarizados aprobados por la EPA (Agencia de Protección ambiental de los EE.UU.), adaptados a las especies locales, pueden emplearse como equivalentes ecológicos de cada latitud, es decir especies que cumplan el mismo rol trófico en ecosistemas diferentes, lo cual es muy necesario para la protección de los recursos biológicos y evitar el deterioro ambiental (Iannacone & Alvariño 1998).

CONCLUSIONES

Para el lindano se observó el siguiente orden de ecotoxicidad decreciente: Lycopersicon esculentum (CI90 96 h= 961 µg/L) > Lemna minor (respuesta subletal promedio) (CE50 48 h= 1377 µg/L) > Limnodrilus hoffmeisteri (CL50 24 h= 1501 µg/L) Lactuca sativa (CI50 96 h=1750 µg/L). Para el clorpirifos se observó el siguiente orden de ecotoxicidad decreciente: L. esculentum (CI90 96 h= 26,78 µg/L) > L. minor (respuesta subletal promedio) (CE50 48 h= 222 µg/L) > L. sativa (CI50 96 h= 1050 µg/L) > L. hoffmeisteri (CL50 24 h= 1703 µg/L). Si es que se toma sólo la respuesta de formación de hojitas nuevas en el ensayo con L. minor, ésta es más sensible al lindano (CI50 48 h= 14,64 µg/L) y al clorpirifos (CI50 48 h= 10,41 µg/L) que los otros tres bioensayos. En los tres ensayos con plantas: L. esculentum (CI90 96 h), L. minor (respuesta subletal promedio) (CE50 48 h) y L. sativa (CI50 96 h) se observó una mayor toxicidad por el clorpirifos. En cambio para el oligoqueto L. hoffmeisteri (CL50 24 h) presentó una mayor toxicidad al lindano. En el ensayo con L. minor, el lindano, para la clorosis (CE50 48 h= 150 µg/L) y necrosis (CE50 48 h= 437 µg/L) resulto ser más tóxico y para la formación de hojas nuevas (CI50 48 h= 10,41 µg/L) y ruptura de colonias (CE50 48 h= 3,28 µg/L), el clorpirifos.

Fecha de recepción: 15.07.1999
Fecha de aceptación: 06.04.2000

AGRADECIMIENTOS

Agradecemos al Ing. Benjamín Rey (Agrícola SAUME) por su cooperación en la obtención de los plaguicidas. A la Dra. Jeannette Silva (Universidad de Concepción, Chile) por sus valiosas críticas al manuscrito. A la botánica M.Sc. María Isabel La Torre Acuy del Laboratorio de Ecofisiología de la Universidad Nacional Federico Villarreal (UNFV) por la identificación de la macrófita aquática como Lemna minor.

BIBLIOGRAFIA

APHA (American Public Health Association), AWWA (American Water Works Association), WPCF (Water Pollution Control Federation). 1989. Standard methods for examination of water and wastewater. 17th de American Health Association. Washington, D.C.         [ Links ]

APHA (American Public Health Association), AWWA (American Water Works Association), WPCF (Water Pollution Control Federation). 1995. Standard methods for examination of water and wastewater. 19th de American Health Association. Washington, D.C.         [ Links ]

Arambasic, M.B., S. Bjelic & G. Subakov. 1995. Acute toxiciy of heavy metals (copper, lead, zinc), phenol and sodium on Allium cepa L., Lepidium sativum L., and Daphnia magna St., comparative investigations and the practical applications. Wat. Res. 29: 497-503.         [ Links ]

Barron, M.G. & K.B. Woodburn. 1995. Ecotoxicology of chlorpyrifos. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 144:1-93.         [ Links ]

Bengtsson, B.E. & T. Triet. 1994. Tapioca-starch wastewater toxicity characterized by Microtox® and duckweed Tests. Ambio 23:473-477.         [ Links ]

Bodestein, G. 1972. Lindane in the environment. En Lindane. Centre International D´Studes du Lindane (CIEL). Bruselles. 422 pp.         [ Links ]

Brkovic-Popovic, I. & N.M. Popovic. 1977. Effects of heavy metals on survival and respiration rate of tubificid worms: Part II- effects on respiration rate. Environ. Pollut. 13:93-98.         [ Links ]

Calleja, M.C. & G. Persoone. 1993. The influence of solvents on the acute toxicity of some lipophilic chemicals to aquatic invertebrates. Chemosphere 26:2007-2022.         [ Links ]

Calleja, M.C., G. Persoone & P. Geladi. 1994. Human acute prediction of the first 50 MEIC chemicals by a battery of ecotoxicological tests and physicochemical properties. Food Chem. Toxicol. 32:173-187.         [ Links ]

Calow, P. 1993. Handbook of ecotoxicology. Blackwell Science Ltd. Vol. I. 478 pp.         [ Links ]

Fargasova, A. 1994. Toxicity of metals on Daphnia magna and Tubifex tubifex. Ecotoxicol. Environ. Saf. 27:210-213.         [ Links ]

Fliedner, A. & J. Klein. 1996. Effects of Lindane on the planktonic community in Freshwater microcosms. Ecotoxicol. Environ. Saf. 33:228-235.         [ Links ]

Heckman, C.H. 1982. Pesticide effects on aquatic habitats. Environ. Sci. Technol. 16:48A-57A.         [ Links ]

Iannacone, J.A. y L. Alvariño. 1998. Ecotoxicidad aguda del insecticida organofosforado temephos sobre Chironomus calligraphus Goeldi (Diptera: Chironomidae). Acta Ent. Chilena 22:53-55.         [ Links ]

Iannacone, J.A. y A. Gutiérrez. 1999. Ecotoxicidad de los agroquímicos lindano y clorpirifos sobre el nematodo Panagrellus, la microalga Chlorella y el ensayo con Allium. Agricultura Técnica (Chile) 59:85-95.         [ Links ]

Keddy, C.J, J.C. Greene & M.A. Bonnell. 1995. Review of whole-organism bioassay: soil, freshwater sediment, and freshwater assessment in Canada. Ecotoxicol. Environ. Saf. 30:221-251.         [ Links ]

Kendall, R.J. 1992. Farming with agrochemicals: the response of wildlife. Environ. Sci. Technol. 26: 239-245.         [ Links ]

Khangarot, B. 1991. Toxicity of heavy metals to a freshwater tubificid worm, Tubifex tubifex. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 46:906- 912.         [ Links ]

Kime, D.E. 1996. In vitro effects of gamma-hexachlorocyclohexane on in vitro biosynthesis and metabolism of steroids in goldfish Carassius auratus. Ecotoxicol. Environ. Saf. 34:165-173.         [ Links ]

Lewis, M.A. 1995. Use of freshwater plants for phytotoxicity testing: a review. Environ. Pollut. 87:319-336.         [ Links ]

Lucan-Bouche, M.L., S. Biagianti & F.A. Guy. 1999. An original decontamination process developed by aquatic oligochaete Tubifex tubifex exposed to copper and lead. Aquatic Toxicol. 45:9-17.         [ Links ]

Martin, T.R. & D.M. Holdich. 1986. The acute lethal toxicity of heavy metals to peracarid crustaceans (with particular reference to freshwater asellids and gammarids). Water Res. 20:1137-1147.         [ Links ]

Meller, M., P. Egeler, J. Rombke, H. Schallnass, R. Nagel & B. Streit. 1998. Short-term toxicity of lindane, hexachlorobenzene, and copper sulfate to tubificid sludgeworms (Oligochaeta) in artificial media. Ecotoxicol. Environ. Saf. 39:10-20.         [ Links ]

Norman, G.R. y D.L. Streiner. 1996. Bioestadística. Mosby/Doyma Libros. 260 pp.         [ Links ]

Pimentel, D. 1998. Environmental and economic issues associated with pesticide use. Book of abstracts International Conference on Pesticide use in Developing Countries: Impact on Health and Environment, Costa Rica. 272 pp.         [ Links ]

Racke, K.D. 1992. The environmental fate of chlorpyrifos. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 131:5-52.         [ Links ]

Servicio Nacional de Sanidad Agraria (SENASA). 1995. Compendio de plaguicidas agrícolas y sustancias afines registrados en el Servicio Nacional de Sanidad Agraria, Ministerio de Agricultura. Lima, Perú. 170 pp.         [ Links ]

Sibley, P.K., J. Legler, D.G. Dixon & D.R. Barton. 1997. Environmental health assessment of the benthic habitat adjacent to a pulp mill discharge. I. Acute and chronic toxicity of sediments to benthic macroinvertebrates. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 32:274-284.         [ Links ]

Streble, H. y D. Krauter. 1987. Atlas de los micro- organismos de Agua Dulce: La vida en una gota de agua. Edt. Omega (España). 357 pp.         [ Links ]

Taraldsen, J.E. & T.J. Norberg-King. 1990. New method for determining toxicity using duckweed (Lemna minor). Environ. Toxicol. Chem. 9:761-767.         [ Links ]

Van Wijk, D. & T. Hutchinson. 1995. The ecotoxicity of chlorate to aquatic organisms: A critical review. Ecotoxicol. Environ. Saf. 32:244-253.         [ Links ]

Walsh, G.E., D.E. Weber, T.L. Simon & L.K. Brashers. 1991. Toxicity test of effluents with marsh plants in water and sediments. Environ. Toxicol. Chem. 10: 517.         [ Links ]

Wang, W. 1990. Literature review on duckweed toxicity testing. Environ. Res. 51:7-22.         [ Links ]

Wang, W. & J. Williams. 1990. The use of phytotoxicity tests (common duckweed, cabbage and millet) for determining effluent toxicity. Environ. Monit. Assess. 14:45.         [ Links ]

Wang, W. 1991. Literature review on higher plants for toxicity testing. Water, Air and Soil Pollution 59: 381-400.         [ Links ]

WHO (World Health Organization). 1991. Lindane. Environmental Health Criteria. 124:1-201.         [ Links ]

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