Machine Translated by Google
Global Veterinaria 2 (6): 312­319, 2008
ISSN 1992­6197
© Publicaciones IDOSI, 2008
Efecto de la contaminación ambiental por fenol en
Algunos parámetros fisiológicos de Oreochromis niloticus
Nahed S. Gad y Amal S. Saad
Instituto Nacional de Oceanografía y Pesca, Estación de Investigación de Peces Al­Kanater Al­Khyria, El Cairo, Egipto
Resumen: Los compuestos fenólicos son contaminantes comunes del agua e incluyen una amplia variedad de químicos orgánicos.
En Egipto, los efluentes de las refinerías de petróleo contienen fenol y, por lo tanto, las aguas receptoras están sujetas a un bajo nivel
de contaminación crónica por fenol. El presente estudio aborda este problema en los peces. 1/40, 1/20 y 1/10 LC respectivamente)
50 prolongada (16 semanas).
de fenol en algunos parámetros fisiológicos de Oreochromis niloticus después de una exposición
4
Los resultados mostraron que las hormonas triyodotironina3(T ) y tiroxina (T ) séricas
disminuyeron significativamente, el colesterol
total sérico y el contenido de lípidos aumentaron significativamente, se observó potencial genotóxico a través del aumento en la
producción de micronúcleos. También se detectó una disminución en el rendimiento del crecimiento y acumulación de fenol en los
tejidos de los peces (hígado, músculos y branquias). Se concluyó que el fenol causa muchos efectos nocivos para los peces y de
preocupación para la salud pública. El agua de drenaje industrial debe ser tratada antes de ingresar a los recursos hídricos.
Palabras clave: Fenol Contaminación Oreochromis niloticus Fisiología Crecimiento Acumulación
INTRODUCCIÓN
4
parámetros sanguíneos. La triyodotironina T y3 la tiroxina T son las
hormonas tiroideas más comúnmente analizadas en suero. El fenol y
los compuestos fenólicos son omnipresentes para monitorear la influencia
en lahídricos
síntesisnaturales
de proteínas
y los contaminantes
lleganlos
a los
recursos
del consumo
de oxígeno que
en todos
tejidos, ya que estas hormonas son los efluentes de una variedad de productos
químicos industriales
tales
como importantes
para la
el fabricación
crecimiento
y la maduración
sexual. Las
refinerías
frías de tiroides,
de fenol y el estado de los productos farmacéuticos son un buen indicador del
teñido,
crecimiento
madera de
textil,
los varios
peces investigadores
[13, 14]. e industrias
se interesaron
de pintura
ende
el resina,
efecto
de la petroquímica, fábrica de celulosa, etc. [1­3]. En consecuencia, los contaminantes
organismos,acuáticos
incluidos en
loslos
peces,
niveles
están
de sujetos
T & T ena suero
estas especies
en diferentes
de
peces [4, 14, 15]. Alteración de los niveles circulantes de contaminantes [4]. los lípidos totales y el colesterol en el pescado se han relacionado
3
con los estudios relacionados con la toxicidad deberían estar más relacionados
estado
concon
losefectos
intoxicantes
subletales
[16], mientras
y los estudios
que4 generalmente
subletales hanreflejan
sido deella
nutrición de los animales, las funciones endocrinas y la integridad de los órganos
potencia
vitales,
genotóxica
especialmente
de los metabolitos
hígado y riñón
en varias
[17]. Se
especies
confirmó
de la
peces.
La prueba de micronúcleos es una de las pruebas más populares y prometedoras de genotoxicidad ambiental.
forzados debido a la urgente necesidad de encontrar la concentración
segura de los contaminantes [5]. El fenol y sus derivados inducen un
efecto tóxico para los peces. Inducen efectos genotóxicos,
cancerígenos, inmunotóxicos, hematológicos y fisiológicos [6­10] y
tienen una alta tasa de bioacumulación a lo largo de la cadena
Se han inducido micronúcleos (MN) en peces expuestos a sustancias
alimentaria debido a su lipofilia. Por lo tanto, la contaminación por
genotóxicas como petróleo crudo, refinería de petróleo y alquilfenol
fenoles representa una amenaza para el medio ambiente natural y
[18­20]. En Egipto, los efluentes de las refinerías de petróleo contienen
también para la salud humana [11]. Cuando el fenol está presente en
fenol y, por lo tanto, el agua receptora está sujeta a niveles bajos de
el medio ambiente acuático, el consumo de alimentos para peces, el
contaminación crónica por fenol.
peso medio y la fertilidad se reducen significativamente [12]. La
Hay niveles detectables de fenol en algunas localidades industriales
exposición de los peces a diferentes tipos de contaminantes (efluentes
y agrícolas, el nivel máximo de fenol en muestras de agua fue de
industriales, plaguicidas y metales pesados) provoca diversas
0,42 ppm y en muestras de pescado de 0,009 ppm [21]. Los peces
alteraciones bioquímicas en
Oreochromis niloticus son de interés económico
Autor para correspondencia: Dr. Nahed Gad, Instituto Nacional de Oceanografía y Pesca, Estación de
Investigación de Peces Al­Kanater Al­Khyria, El Cairo, Egipto Correo electrónico: nahedgad@yahoo.com
312
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
Tabla 1: Composición y análisis próximo de la experimental
importancia y sustentan la industria pesquera de aguas continentales
dietas/100 g alimentados con Oreochromis niloticus
y lacustres en Egipto [22]. Estos peces producen altos rendimientos
y, por lo tanto, son una fuente importante de proteínas para el
Ingredientes
consumo humano. Los datos sobre el efecto de la exposición al fenol
Salvado de trigo
30.00
Maíz amarillo
20.00
Haba de soja
20.00
Comida de pescado
25.00
no son suficientes [9,10,21], por lo que el trabajo actual se diseñó
para investigar el efecto de la exposición crónica a dosis bajas de O.
niloticus sobre las hormonas tiroideas y el colesterol y los lípidos
totales. Además, se estudiaron los efectos sobre la potencia
genotóxica, el crecimiento y la bioacumulación.
Peso (gramos)
Aceite de maíz
3.00
Vit. y mín.
2.00
Total
MATERIALES Y MÉTODOS
Lugar de trabajo: este estudio se llevó a cabo en la estación de cultivo
de peces de presa El­Kanater El­Khyria, El Cairo, Egipto, de enero a
100.00
Materia seca
85.25
Proteína cruda
29.20
Grasa cruda
6.15
Fibra cruda
2.87
7.48
Ceniza
abril de 2008.
ENF
Fenol: El grado técnico de fenol (CH OH), MW 94,11 con un punto
sesenta y cinco
de congelación de 39,5­41,0 °C se obtuvo de El–Nasr Pharmaceutical
54.30
Energía bruta*Kal/ kg
4459.20
Met.energía**Kcal/kg
3121.40
*Contenido energético bruto (Kcal/kg) calculado según [23] utilizando los siguientes valores
Chemical Company. La solución madre se preparó disolviendo fenol
caloríficos: 5,64, 9,44 y 4,11 Kcal/g de proteínas, grasas y
en agua destilada (disolvente).
carbohidratos, respectivamente. **La energía metabolizable se calculó a partir de
energía como 70% reportado por [24].
Peces experimentales: En el presente estudio se utilizó un número
Se utilizó un total de 180 peces O. niloticus
total de 180 especímenes vivos sanos de Oreochromis niloticus
y divididos en cuatro grupos en tres repeticiones, cada grupo incluía
adultos con un peso corporal inicial promedio de 20±0,3 g y una
60 peces. 15 peces / acuarios de cristal. Los grupos A, B y C
longitud corporal promedio de 12,6±1,5 cm, obtenidos de un pez
expuestos a 0.7, 1.4 y 2.8 mg/L (1/40, 1/20 y 1/10 LC) de fenol
privado. Granja libre de contaminantes en la provincia de El­Khanater
respectivamente,
el grupo D se mantuvo sin fenol (sirvió como
50
EL­Khyria El Kalyobia, Egipto. Los peces fueron transportados vivos
control). Los peces expuestos se mantuvieron bajo observación
en tanques bien aireados al laboratorio de la estación de investigación
adecuada durante el período del experimento para detectar cualquier
de peces en Al­Kanater Al­Khyria, Instituto Nacional de Oceanografía
y Pesca. Todos los peces se aclimataron durante al menos 2 semanas
antes del experimento. Durante los períodos experimentales fueron
anomalía clínica externa.
El experimento duró 16 semanas. La recolección de muestras de
sangre y la escarificación de los peces se realizaron al final del
alimentados con dieta artificial de gránulos pequeños (30% de
proteína). La dieta se proporcionó diariamente al 3% del peso corporal.
La composición y el análisis proximal de las dietas experimentales se
experimento.
Análisis bioquímicos: Se tomaron muestras de sangre por corte del
muestran en la Tabla 1. Los peces se mantuvieron en acuarios de
pedúnculo caudal de peces y se recogieron en viales pequeños, se
vidrio limpio (50 L) de capacidad. Estos acuarios se suministraron con
dejaron coagular y luego se centrifugaron a 3000 rpm durante 10 min.
agua del grifo sin cloro. El suministro de oxígeno se mantuvo en cada
para separar el suero. Las muestras de suero se utilizaron para
acuario utilizando bombas de aireación eléctricas. El agua de cada
acuario se renovó cada 3 días seguido de la adición del contaminante
determinar las hormonas tiroideas, el colesterol total y los lípidos
probado (fenol).
totales. Los niveles séricos totales de hormonas tiroideas (T y3 T) se 4
analizaron mediante una prueba de inmunoensayo enzimático
utilizando el kit Biochek de acuerdo con los métodos de [26] y se
. Suero
total el
expresaron como ng/dl para T y3 ug/dl para el colesterol
T mediante
4
Diseño experimental: Se realizó una prueba de bioensayo de toxicidad
uso del kit Audit Diagnostics. según los métodos de [27] y los lípidos
aguda estática de acuerdo con los métodos estándar [25] para
séricos totales se determinaron según los métodos de [28].
determinar las 96 h. Valor CL
encontró
niloticus.
queSe
la
50 de fenol para Oreochromis
CL de fenol era50(28 mg/L). Se seleccionaron 1/40, 1/20 y 1/10 CL
(0,7, 1,4 y 2,8 mg/L) 50de fenol como concentraciones subletales y se
utilizaron en la
Prueba de micronúcleo: Se obtuvo una gota de sangre de la vena
presente investigación. Se utilizaron 12 acuarios de vidrio.
muestra se fijó en etanol durante 5 minutos.
caudal de O. niloticus y se untó en un portaobjetos limpio y seco. La
313
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
Los portaobjetos se tiñeron con Giemsa al 10 % durante 10 minutos.
Tabla 2: Efecto de diferentes concentraciones de fenol en suero tri
La solución de Giemsa oscureció el núcleo.
yodotironina T
que el citoplasma y los micronúcleos aparecieron junto a los núcleos
O. niloticus después de 16 semanas de exposición (Media ± SE)
3,
4
tiroxina T , colesterol
total y lípidos totales de
normales. Se examinaron mil eritrocitos de cada pez para determinar
Concentraciones de fenol mg/L
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
el porcentaje de células que contenían micronúcleos [29].
Parámetros
0.7
Control
ab B
76,3±2,11 54,5±1,4
Tng/dl 3
aBC
8,33±0,38 5,2±0,33
Parámetros de crecimiento y eficiencia de alimentación: el peso
Tirón/dl 4
corporal (g) de los peces se midió cada dos semanas, la tasa de
T.colesterolmg/dl 165,8±2,4 200,5±1,5 283±4,3
1.4
2.8
43,8±1,3
31,4±2,04
3,46±0,21 1,61±0,10
un bb c
C
d
310±2,8
ab B
C
crecimiento específica (SGR) y el índice de biomasa normalizado
T. lípidos g/100 ml 1,816±0,26 2,25±0,25 2,93±0,15 3,26±0,16
(NBI) se calcularon de acuerdo con [30]. El alimento total consumido
Número de observación en cada media = 8. Los datos se representan como Media ± SE.
(TFC), el índice de conversión alimenticia (FCR) y el índice de
Las medias con el mismo último parámetro del mismo parámetro no son significativamente
eficiencia proteica (PER) se calcularon de acuerdo con [30].
diferente a P.>0.05.
Análisis de residuos de fenol: Se tomaron muestras de músculos,
Tabla 3: Valores medios y porcentaje de micronúcleos en eritrocitos de
hígado y branquias de O. niloticus para la determinación de residuos
O. niloticus expuesto a diferentes concentraciones de fenol M±SE
de fenol. Las muestras se analizaron de acuerdo con el procedimiento
Conc. de
Número total
Número total
micronúcleo
recomendado por [31] utilizando un espectrofotómetro de absorción
fenol
de PCEs
de manganeso
M±SE
atómica.
Control
10000
19
1,9±0,12
0.19
o.7 mg/L
10000
38
3,8±0,41
0,38*
10000
59
5,9±0,95
0,59**
10000
87
8,7±1,2
0,87***
Análisis estadístico: Los datos se sometieron a análisis estadístico
1,4 miligramos por litro
utilizando un análisis de varianza (ANOVA) de una vía seguido de la
2,8 mg/L
prueba de Duncan según [32].
%
Mn: micronúcleos PCE: eritrocitos policromáticos Número de peces =15
** P 0,01 y *** P 0,001
* P 0.5,
RESULTADOS
Parámetros bioquímicos: la Tabla 2 representa los datos que indican
3,26±0,16 g/100 ml con concentraciones crecientes de fenol en
que los parámetros sanguíneos de O. niloticus se vieron muy
comparación con el grupo control que tenía valores de 165,8±2,4 y
afectados por tres concentraciones subletales de fenol. La T sérica y
1,816±0,26 g/100 ml.
4 ng/dl y 1,61±0,01 ug/l, respectivamente,
3
la T disminuyeron a 31,4±2,04
a la concentración más alta de fenol (2,8 mg/L). El colesterol total y
Resultados de micronúcleos: Los resultados de los micronúcleos en
los lípidos totales en suero de O. niloticus aumentaron a 310±2,8 mg/
los peces expuestos al fenol se resumen en la Tabla 3. El porcentaje
dL y
de micronúcleos de los eritrocitos examinados de
Tabla 4: Parámetros de crecimiento de O. niloticus expuestos a diferentes concentraciones de fenol durante 16 semanas
Control
Fenol mg/L
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­ ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­ ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
0
Período ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
NBI
semanas FBW SGR
1.35
a
1.35
a
1.31
un ab b
0.7
1.4
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
FBW
23
27.5
a
27
0.93
b
1.00
b
FBW
15
b
22
b
20
b­
25
b
20
b
28
24
30
a
6
36
a
8
40 a
10
44 a
1.05 a a7b bb bc
12
47
a
0,95
a ab aba bc
15.0
40
0.77
15
37
14
50 a
0.87
un ab ab
15.0
44
0.75
20 b
40
55 a
0.84
un ab b
dieciséis
25,0
47
0.71
15 b
43
0,85±0,03
16,8±0,9
4
22.5
SGR
a
2
a
NBI
30.0
abb 1,16 20,0 0,88
1,1±0,7
20.0
21,8±2,1
31
abdominales
abdominales
0.97
34
3
0.82
antes de Cristo
2.8
SGR
0,64
0.74
0.75
b
antes de Cristo
antes de Cristo
segundo 15
31 aC
ac 0,73
15
35
0.75
0,68
antes de Cristo
antes de Cristo
FBW: Peso corporal final (g); SGR: Tasa específica de crecimiento; NBL: índice de biomasa normalizado
Media con las mismas letras en la misma fila y los parámetros no son significativamente diferentes en P>0.05
314
0,66
0,64
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
NBI
antes de Cristo
b
antes de Cristo
antes de Cristo
10
C
15
C
15
C
NBI
FBW SGR
22
b
0,64
b
24
b
0,61
C
26
disco compacto
0.58
10 C
10 d
10
c cb 29 0.62 15
segundo 15
32 cb
0,62
15
b
35 c ba
0,62
15
15 a
37 c cc
0.59
10
15 b
40 cb
0.58
15
20 a
10
0,69±0,01 14,3±1,1
0,60±0,01 12±0,9
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
Tabla 5: Eficiencia alimentaria de O. niloticus expuesto a diferentes concentraciones de fenol durante 16 semanas (M±SE)
Control
Fenol mg/L
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­ ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­ ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
0
Período ­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
FCR
POR
2
0.14
a
1.6 a
2.14
4
0.18
aa a
1.6
6
0.22
a
8
0.26
10
12
14
1.4
2.8
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
FCR
POR
TFC
FCR
POR
0.13
a
2.4
b 1.43
0.12
a
3.6 C
0,95
2.14
0.14
a
2.07
b
1,65 b
0.13 b
2.64
1.8 a
1.9 a
0.16
b
2.43
b
1.41 b
0.14
3.0 C
a
3.2 a
1.06 a
0.18
b
3.72
a
0,92
0.15
0.29
a
3.6 a
0,95
a
0.18
a
4.08
b
0.84
a
0.31
a
5.2 a
0,65
a
0.19
b
4.44
b
0.77
a
0.32
a
5.6 a
0,61
a
0.19
b
3.6 b
0,95
b
0.16
0.32
a
3.6 a
0,95
a
0.21
a
5.28 b
0,65
b bc b
0.17
3,2±0,5
1,3±0,2
3,5±0,4
1,0±0,1
Semanas TFC
dieciséis
0.7
­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­­
TFC
a
antes de Cristo
b
TFC
FCR
POR
c ca c
0.12
3.6
0,95
1.29 b bc c
0.11
3.96
1.14
0.11
C
4.32
d
0.79
1.02 a
0.12
C
3.12
a
1.09 a
antes de Cristo
0.86
C
3.36
a
0.16 b
2.79
C
1.23 b
0.13
b
3.48
a
0.98
0.16
4.2 b
0.54
b
0.14
C
3.84
C
0.89
a
6.3 C
0.77
a
0.14
C
6.30
C
0.54
a
4.8
0.71
0.13
b
4.44
C
0.77
b
3,9±0,42
0,95±0,09
antes de Cristo
antes de Cristo
antes de Cristo
3,7±0,1
abdominales
0,85±0,0
TRC: Alimento total consumido (kg), FCR: Ratio de conversión alimenticia, PER: Eficiencia proteica
La media con las mismas letras en la misma fila y los parámetros no son significativamente diferentes en P>0.05
El fenol en el músculo, las branquias y el hígado de O. niloticus
Tabla 6: Residuo de fenol (ppm) en tejidos de O. niloticus después de 16 semanas de
exposición (M±SE)
aumentó con el aumento de las concentraciones de fenol, el valor
Conc. de
máximo (18,3±0,92 ppm) se registró en el hígado y el valor mínimo
Músculos
Branquias
Hígado
0.7
1,18±0,003
2,06±0,20
6,5±0,70
La concentración de fenol en el siguiente orden músculo < branquias
1.4
2,34±0,05
3,80±0,05
10,8±0,70
< hígado
2.8
3,62±0,06
5,0±0,04
18,3±0,92
ppm de fenol
(3,62±0,06 ppm) se registró en el músculo.
DISCUSIÓN
el control de O. niloticus fue del 0,19 % y el número medio fue de 1,9
± 0,12. Hubo un aumento significativo de la producción de micronúcleos
en peces expuestos a fenol después de 16 semanas de exposición a
Se encontró que los valores de control
de T sérica (76,3±2,11
3
ng/dl)
y T (8,33±0,38 ug/dl) de O.
rango
niloticus
de otros
estaban
peces
dentro
de agua
del mismo
dulce
4
0,7, 1,4 y 2,8 mg/l en comparación con el grupo de control, donde los
informados por [4,14,15]. En el presente estudio, los niveles séricos
valores medios fueron 3,8±0,41, 5,9±0,95 y 8,7±1,2, respectivamente. .
de T y T de O. niloticus expuestos a altas concentraciones
de4fenol
3
disminuyeron significativamente en comparación con los grupos de
control.
Efecto del fenol en la tasa de crecimiento de los peces: el análisis
La disminución observada en T sérica y T en
estudio
4
3 el presente
estadístico mostró que los peces analizados expuestos a varias
puede deberse a una mayor desyodación y excreción biliar de
concentraciones subletales de fenol tenían niveles significativamente
hormonas tiroideas que aumentan la tasa de eliminación de T y T de
bajos de FBW, SGR y NBI en comparación con el grupo de control Tabla 4. la3sangre según
lo informado por [33] o puede atribuirse al efecto
4
directo de la tiroides. hormonas sobre la producción de ATP en las
Efecto del fenol en la eficiencia alimenticia: La utilización del alimento,
mitocondrias como resultado de la continua demanda y necesidad del
que incluye el consumo total de alimento (TFC), el índice de conversión
cuerpo de los peces de ATP para la producción de energía para
alimenticia (FCR) y el índice de eficiencia proteica (PER) de O.
superar el estrés por fenol [34]. Según lo informado por [35], la
niloticus , también se vieron afectados por diferentes concentraciones
disminución de los niveles de T puede dar lugar o inducir
un bocio
3
de fenol. La relación TFC y PER disminuyó por debajo de los niveles
de los peces de control. TFC de O. niloticus aumentó
tóxico que se manifiesta por un aumento de las reacciones metabólicas
o puede ser secundario a una insuficiencia hipofisaria. [36] observaron
por encima del valor óptimo del control con la exposición al fenol
una reducción de la hormona TSH estimulada por la tiroides en el
suero, así como en la pituitaria de H. Fossilis expuestos a cythion y
Tabla 5.
hexadrin y sugirieron que la disfunción tiroidea probablemente sea
Residuos de fenol en tejidos de peces: Los presentes resultados
causada por una producción reducida de TSH. La disminución
mostraron que el fenol se acumuló en los tejidos de los peces
observada en T y T de los peces estudiados concuerda con la
(músculo, branquias e hígado) después de 16 semanas de exposición
a diferentes concentraciones Tabla 6. La concentración de
registrada
en salmogairdneri
expuestos a mirex y PCB
4
3
315
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
[37]; en Clarias gariepinus recogidos de diferentes resultados son casi similares a los descritos por [51­54]. sitio contaminado [38]; en H. Fossilis
expuestos a cythion y muchos estudios confirmaron la validación de la hexadreína de micronúcleo [36] y en O. niloticus expuestos a la prueba
de butataf en peces como monitor de la aparición de herpicidas acuáticos [4].
de Se
unahan
estrecha
informado
asociación
agentesentre
genotóxicos
la frecuencia
a través
de micronúcleos
de la observación
y
lípidos en suero y tejidos de peces con el grado de contaminación [55, 56]. los
ser resultados
moderadamente
a los contaminantes
pero
de estasensible
investigación
revelaron que ambientales,
la dirección del
La concentración de colesterol total y total
cambio en estos parámetros parece ser O. niloticus expuesto a
diferentes concentraciones subletales que dependen de muchos factores, como
losque
tipos
de fenol durante
16 semanas creció
significativamente
menos
contaminante,
la concentración,
modo de
su acción,
peces no expuestos. Esta disminución en el crecimiento fue directamente la duración
a lasde
concentraciones
la exposición yde
lasfenol
especies
y el tiempo
de peces
de Los
[39].valores
proporcional
de
control de la exposición al colesterol total en suero. La inhibición del crecimiento
totales
reportada
1.816±0.26
en este
g/100
estudio
ml puede
165.8±2.4
por lo tanto
mg/dldeberse
y los lípidos
a unaséricos
alteración de la normalidad de O. niloticus que en el presente estudio están dentro del mismo metabolismo por el fenol [57]. Los peces
aumentaron su rango de otros peces de agua dulce informados por [40­42]. Las tasas metabólicas de los peces para metabolizar y excretar
fenol y expuestos a fenol exhibieron una marcada hipercolesterolemia, en consecuencia,
hiperlipidemia,asignan
del colesterol
más energía
total sérico
al mantenimiento
y de los lípidos
homeostático
totales que al
e
almacenamiento, por lo tanto, la reducción en la tasa de crecimiento de
niloticus
significativamente
de 16 de
semanas
deO.
ocurrir
[58].aumentó
Se observó
el mismo efectodespués
tóxico dentro
la
exposición en comparación con los grupos de control. el trabajo de [59] quien informó que la reducción severa de El aumento observado en el
colesterol total sérico y la alimentación, la pérdida de apetito es una de las razones importantes por las que los lípidos totales en el presente
estudio pueden deberse a uno o más detrás de la reducción del crecimientolayproducción
desarrollo de
después
los peces
de la
deexposición
las siguientes
crónica
razones
al fenol.
(1) aumento
La inhibición
de
del hígado y otros tejidos. (2) liberación de colesterol y tasa de crecimiento las
de O.
membranas
niloticus expuesto
celularesaldañadas.
fenol en La
lospresente
otros lípidos
investigación
constituyentes
está de
de
acuerdo con lo registrado (3) disminución de la excreción hepática de colesterol (4) tiroides en salmón coho Oncorhyncius Kisutch expuesto a
disfunción y finalmente bloqueó la conversión de colesterol naftaleno durante
resultado
40 díasde
[60];
una
endisfunción
Salmoclarki
gonadal
expuesto
[43­46].
a esteroides
al petróleo
sexuales
crudo durante
como
60 días [61]; en O. massambicus expuestos El aumento observado en el colesterol
a fenol [57].
totalSe
y los
estima
lípidos
que
totales
en el al
suero
fenolde[59];
O. niloticus
en teleósteos
en la presente
expuestos
investigación los peces pueden actuar como indicadores de primera línea
de acuerdo
con lo registrado
encomo
el suero
las anguilas
y de los
presuntos
contaminantes
acuáticos
los de
salmonetes
orgánicos
expuestos a endrina y DDT [47] ; en compuestos Puntitus y puede adsorber contaminantes disueltos del conchonius expuesto al fosfamidón [48];
en agua y alimentos circundantes de Clarias , que pueden acumularse en anguillaris
cantidadesexpuestos
significativas
a cadmio
y están
y lannete
provocando
[41]; O.
en niloticus
varios tejidos
expuesto
en al
cobre [42] y en Clarias lazera efectos toxicológicos en objetivos críticos [62].acumular
Sin embargo,
los peces
expuestosde
al contaminantes
mercurio y al galán
[49].
una cantidad
significativa
incluso
enpuede
aguas en las que se confirmó la potencia genotóxica de los metabolitos en las que esos contaminantes están por debajo del límite de varias
especies de peces [18­20]. El más popular y detección en muestras de agua
genotoxicidad
de rutina [63].
ambiental
La prueba
esprometedora
la que mostródel
que
presente
la concentración
estudio dede
fenol en estudios prueba de micronúcleos de peces. Los micronúcleos (MN)y se
fragmentos
producende
a partir
cromosomas
de órganos
o cromosomas
entre 3,62 ±completos
0,01 y 18,3
que
± 0,92
se ppm
retrasan en la secuencia seguida de músculo < branquias < hígado. El hígado
másmostró
bioacumulación
división celular
que branquias
debido a la
y músculo,
falta de centrómero,
centrómerodaño
de fenol
en o
defecto en la citocinesis. En tejidos con concentraciones en órganos de peces
registros
superiores
de micronúcleos
a la actividad
reflejan
máxima
niveles
de división
permisibles
de células,
de acción
los de
0,01 ppm [64]. Fenol residual en peces de compuestos clastogénicos o aneugénicos
crecientes[20].
de fenol.
Los órganos
Un micronúcleo
generalmente
es un aumentan
núcleo suplementario
con niveles
visible en el agua. bajo microscopía de luz en el citoplasma de la célula [50].
CONCLUSIÓN
En el presente estudio se observó daño citogénico en O. niloticus
expuesto a diferentes concentraciones de fenol. Alta frecuencia de
micronúclidos en eritrocitos de pescado El fenol debe incluirse en los contaminantes altamente tóxicos expuestos a 0,7, 1,4 y 2,8 mg/L de fenol
después de 16 semanas para los peces, incluso en dosis subletales donde de exposición en comparación con los grupos de control Tabla 3.
Esto puede causar disfunción endocrina, disfunción hepática,
316
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
efecto genotóxico, reduce la tasa de crecimiento y se acumula en
10. Assem, H., S. Abo­Hegab e I. Belal, 1992.
cantidad significativa. Por lo tanto, por motivos de salud pública, el
Comparación del efecto hematológico de algunos tóxicos
agua de drenaje industrial debe ser tratada antes de ingresar a los
sobre Clarias gariepinus. J. egipcio.
recursos hídricos mediante la eliminación de contaminantes químicos
mediante unidades de evaporación, destilación, precipitación e
Alemania. Soc. Zool., 9: 33­50.
11. Hori, TS, LM Avilez, KL Inoue y G. Moraes, 2006. Cambios
intercambio iónico.
metabólicos inducidos por exposición crónica a fenol en
juveniles de matrinxa Brycon cephalus (teleostei chracidae).
REFERENCIAS
Bioquímica Comparada. Physiol., 143: 67­72.
1. Fleeger, JW, KR Carman y RM Nisbet, 2003.
12. Saha, NC, F. Bhunia y A. Kaviraj, 1999. Toxicidad del fenol para
Efecto indirecto de los contaminantes en el ecosistema acuático.
los peces y los ecosistemas acuáticos. Bala.
Science Total Environments, 3170: 207­233.
Reinar. Contaminación Toxicol., 63: 198­202.
2. Mukherjee, D., S. Bhttacharya, V. Kumar y J. Moitra, 1990.
13. McCormick, SD y RL Saunders, 1990. Influencia del nivel de
Importancia biológica de. acumulación de fenoles en diferentes
ración y la salinidad en las hormonas tiroideas circulantes en
órganos de un murrel, Chamnna punctatus y la carpa común
juveniles de salmón del Atlántico (Salme salar).
Cyprinus carpio. biomedicina Reinar. Sci., 3: 337­342.
Endocrinología general comparada, 78: 224­230.
14. Fernandes, A., M. Monteiro, E. Gomes, MA Reis
3. Mukherjee, D., D. Guha, V. Kumar y S. Chakroborty, 1991.
Henriques y J. Coimbra, 2000. Efecto de la aclimatación del
Deterioro de la esteroidogénesis y reproducción en adultos
cloruro de sodio en la dieta sobre el crecimiento y las hormonas
sexualmente maduros. Cyprinus carpio por fenol y sulfuro en
condiciones de laboratorio.
tiroideas plasmáticas en tilapia Oreochromis niloticus. en
Aquatic Toxicol., 21: 29­40.
relación al sexo. Acuicultura Res., 31: 507­517.
15. Yadav, AK y TP Singh, 1987. Los pesticidas indujeron el
4. Shalaby, AM, MA Mousa y HA Tag Elden, 2007. Efecto
toxicológico del herbicida butataf sobre algunos aspectos
deterioro de la fisiología de la tiroides en el bagre de agua
fisiológicos y el rendimiento reproductivo de Nile Tila[pia
dulce Heteropneustes Fosilis.
Oreochromis niloticus, Egipto. J. Aquatic Biol. Pesca, 11:
Reinar. Contaminación, 45: 29­38.
16. Singh, HS y T. Reddy, 1990. Efecto del sulfato de cobre en el
145­163.
5. Johnson, DW, 1968. Pesticidas y peces Una revisión de literatura
índice hematológico, químico de la sangre y hepatosomático
seleccionada. Americano. Fish Society I, 94: 398­424.
de un bagre indio Heteropneustes Fosillis y su recuperación.
ecotoxicol.
6. Jagetia, GC y R. Aruna, 1997. La hidroquinona aumenta la
Reinar. Seguridad, 20:30.
frecuencia de los micronúcleos de forma dependiente de la
17. Zubay, G., 1993. Bioquímica Tercera edición Wm. C.
dosis en la médula ósea de ratón.
Editorial Marrón. Lowa, Oxford.
Toxicología, 39: 205­215.
18. Cavas, T. y SE Gazukara, 2005. Inducción de micronúcleos y
7. Tsutsui, T., N. Hayashi, H. Maizumi, J. Huff y J. Burret, 1997.
anomalías nucleares en
Transformación celular inducida por benceno­catecol,
Oreochromis niloticus después de la exposición a efluentes de
hidroquinona y fenol, mutación genética, aberración
refinerías de petróleo y plantas de procesamiento de cromo.
cromosómica, aneuploidía, intercambios de cromátidas
Aquatic Toxicol., 74: 264­271.
hermanas y síntesis de ADN no programada en células de
19. Bolognsi, C., E. Perrone, P. Roggieri, DM Pampanin y A. Scintto,
embrión de hámster sirio. Mutat Res., 373: 112­123.
2006. Evaluación de la inducción de micronúcleos en eritrocitos
8. Taysse, L., D. Troutaud, NA Khan y P. Deschaux, 1995. Relación
entre estructura y actividadpirocatecol
de compuestos
fenólicos (fenol,
e hidroquinona)
la linfocitotoxicidad
sobre
periféricos de peces expuestos a xenbióticos en condiciones
controladas. Aquatic Toxicol., 78: 93­98.
natural de cartp Cyprinus carpio. Toxicol., 98: 207 ­214.
20. Barisiene, J., V. Dedongte, A. Rybakovas, L. Anderikenaite y OK
Anderson, 2000..
9. Abo­Hegab, SK, M. Marie y A. Kandil, 1990.
Investigación de micronúcleos y otras anomalías nucleares en
Cambios en los lípidos plasmáticos y la proteína total de la
contaminante
hierba
ambiental
Ctenopharyngodon
de la carpa. Bala.
idella
toxicidad
Zool.
durante
Soc.,
del
laEgipto,
sangre periférica y riñón de peces marinos tratados con
39: 211­222.
petróleo crudo. Toxicol acuático.,
78: 99­104.
317
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
21. Moustafa, AM, AA Aly, SM Aly, HA El­Ghobashy, 2007.
34. Mahgoub, S., 1992. El efecto de realizar eventos de tracto o la
naturaleza aeróbica y anaeróbica de algunos
Influencia de la contaminación por fenol en la tilapia del Nilo
Variables bioquímicas en sangre. Tesis doctoral.
Oreochromis niloticus.
Egipcio J. Aquatic Biol. Pesca, 11: 709­721.
Facultad. de Educación Física Universidad El­Menia. págs:
252.
22. Maghraby, AM, A. Ezzat y HH Saleh, 1972. Metabolismo de
grasas en Tilapia zillii Gerv. Variación estacional del estado
35. Kaneko, JJ, TW Harvey y LB Michael, 1997.
general y actividad alimentaria de Tilapa zillii del lago Maruit.
Bioquímica clínica de animales domésticos 5 Academic
Boletín Instituto de.
Press, Inc,. San Diego, Londres, Boston, Nueva York.
el
,
Oceanografía. y Pesca. ARE., 2: 297­313.
23. NRC (Consejo Nacional de Investigación) 1993. En: Requisitos
36. Singh, H. y TP Singh, 1980. Actividad tiroidea y potencia de
de nutrientes de peces y mariscos de aguas cálidas, National
TSH de la glándula pituitaria en el suero sanguíneo en
Academy Press, Washington, DC., pp: 114.
respuesta al tratamiento con cition y hexadrina en los fósiles
24. Hapher, B. e Y. Pruginin, 1981. Piscicultura comercial con
de bagre de agua dulce Heteropneustes.
Ambiental. Investigación, 22: 184­189.
referencias especiales de la cultura piscícola en Ispael.
Johnwiely and sons, Nueva York, EE. UU., págs.: 216.
37. LeatherLand, JF y RA Sonstegard, 1979. Efecto de la dieta
25. APHA (Asociación Estadounidense de Salud Pública)
1992. Métodos estándar para el examen del agua.
mirex y PCB en la actividad de la tiroides y las reservas de
lípidos en la trucha arco iris. Salmo Gairdnri Richardson. J.
el
Fish, Dis., 2: 43­48.
y aguas residuales 18 Edn., Greenberg, AE, IS
Clesceri y AD Eatou (Eds.). APHA, WEF y AWW A1
38. Abdel­Baky, TE, 2001. Concentraciones de metales pesados
Washington DC
en el bagre Clarias gariepinus del río Nilo, el canal de El­
26. Schuurs, AHW, BK y BK Van Weem, 1977.
Salam y el lago Manzala y sus impactos en el cortisol y las
Revisión, Enzyme­immunoassay Clinical Chemistry Acta., 81:
hormonas tiroideas. egipcio j.
1.
Biol Acuático. pesca, 5: 79­98.
39. Heath, AG, 1995. Contaminación del agua y fisiología de los
27. Pisani, T., CP Gebski y Et. Leary, 1995. Determinación directa
de lipoproteínas de baja densidad y colesterol usando un
peces Lewis Publisher. Nueva York y Londres.
reactivo de inmunoseparación y ensayo enzimático de
40. Abo­Hegab, S., KMG Kamel y WD Labib, 1993. Algunos índices
colesterol. Archivo. Patología.
fisiológicos y bioquímicos de los pesticidas tamaron y
Laboratorio. Médico, 119: 1127.
bayluscide en agua dulce Tilapia Oreochromis niloticus. Actas
28. Knight, A., S. Anderson y JM Rowle, 1972.
de Ciencias Zoológicas, SON. 24: 183­197.
Bases químicas de la reacción de sulfofosfovainillina de
estimación de lípidos séricos totales. Clinical Chem., 18: 199.
41. Koussa, AA, 1997. Estudios toxicológicos sobre el bagre del
Nilo Calrias anguillaris expuesto a cadmio y lannato Tesis de
29. Al­Sabti, K. y CD Metcalfe, 1995. Micronúcleos de pescado
maestría Facultad de Ciencias Ain Shams University, pp: 172.
para evaluar la genotoxicidad en el agua. Mutat Res., 343:
121­135.
42. Selium, NA y NS Gad, 2003. Efecto toxicológico del cobre en
la tilapia del Nilo Oreochromis niloticus. J. Sociedad
30. Elangovan, A. y KF Shim, 2000. La influencia de reemplazar
parcialmente la harina de pescado en la dieta con harina de
Académica Egipcia. Reinar.,
4: 153­166.
soya sobre el crecimiento y la composición corporal de
43. Frerichs, RR, L. Webber, S. Srinivasan y G. Berenson, 1978.
barbodesalus juveniles de estaño foli barb. Acuicultura, 189: 133­144.
31. AOAC 2002. Método oficial de análisis de asociación de química
analítica oficial No.968 Capítulo 4 P. 40:. 1, 17 Ed.
Relación de los lípidos y lipoproteínas del suero con la
obesidad y la maduración sexual en niños blancos y negros.
American J. Epidemiol., 108: 486.
32. Armitage, P., 1971. Métodos estadísticos en la investigación
médica Blackwell Scientific Publications London.
44. Smitz, J., J. Vanderpas, Y. Yunga, P. Booudoux y E. Gerlo,
1989. Los efectos respectivos de la tiroxina sérica y la
33. El­Kashory, AA, OM Mohamed y NA Said, 2005. Efecto de la
abamectina de diferentes fuentes sobre algunos índices
triyodotironina sobre la tirotropina sérica y los parámetros
hormonales, bioquímicos, inmunológicos y hematológicos en
lipídicos en el hipotiroidismo juvenil endémico. Acta.
ratas albinas macho adultas.
Endocrinología (Copenh), 121: 691.
Egipcio. Aplicación J. Sci., 20: 32­46.
318
Machine Translated by Google
Global Veterinaria, 2 (6): 312­319, 2008
45. Devlin, TM, 1986. Bioquímica con correlación clínica Publicaciones
55. Marty, JJE Dijoma, C. Bekaert y A. Pfohi. 1998.
Relaciones entre la formación de micronúcleos y aductos de
de Wiely Medical, Nueva York, Toronto.
ADN y la actividad EROD en lotes nuevos después de la
46. Ezzat, AR, 1994. Alteración en el estado de la tiroides y algunos
exposición a BCP. Ambiental.
parámetros de lípidos séricos en respuesta al tratamiento con
ACTH y dexametasona en conejos.
molecular. Mutágeno, 32: 397­405.
56. Compana, MA, AM Panzei, AH Escalante, VJ Morteno y FN
J. Biomédica. ciencia Terapia, 10:10.
Dulont, 2001. Evaluación genotóxica del piretroide, prueba de
47. Hilmy, AM, HK Badawi y MB Shabana,
micronúcleos en peces de una laguna pampeana (Argentina):
1983. Mecanismo fisiológico de la acción tóxica del DDT y la
sobre la estimación de la presencia de compuestos genotóxicos.
endreína en dos peces de agua dulce eurihalinos, Anguilla
J. Medio Ambiente.
anguilla y Mugil cephalus.
Patol. Toxicol., 20: 325­331.
Bioquímica y fisiología comparativas, 76: 173.
57. Verma, SR, S. Ranmi, AK Tyagi y RC Dalela, 1980. Evaluación
48. Gill, TS, H. Tewari y J. Pande, 1992. Efectos a corto y largo plazo
de la toxicidad aguda del fenol y sus derivados de cloro y nito
para ciertos teleósteos. Contaminación del suelo del agua y el
del cobre en el burb rosado (Puntitus conchonitus). ecotoxicol.
aire, 14: 95: 102.
Reinar. mental.
58. Omoregie, E. y BC Ufodike, 2000. Efecto de la fracción soluble
Seguridad, 23: 294.
49. Ibrahim, MS y TE Abdel Baky, 1991. Efecto de algunos
en agua del petróleo crudo sobre el crecimiento de la Tilapia
contaminantes de agua dulce en el bagre del Nilo Clarias
del Nilo Oreochromis niloticus. Toro. Reinar.
Lazera. J. Medio Ambiente. Sci., 3: 1­17.
Contaminación y Toxicol., 64: 601­605.
50. Schmid, W., 1975. La prueba de Micronuclus. Investigación de
59. Saha, NC, F. Bhunia y A. Kaviraj, 1999. Toxicidad del fenol para
mutaciones, 31: 9­15.
peces y ecosistemas acuáticos. Toro.
51. Das, RK y NK Nanda, 1986. Inducción de micronúcleos en
Reinar. Contaminación y Toxicol., 63: 195­202.
60. Moles, A., S. Bales, SD Rice y SV Korn, 1981.
eritrocitos periféricos de peces Heteropneustes Fosilis por
mitomicina y efluentes de fábricas de papel. Mutation Res., 175:
Crecimiento reducido de alevines de salmón coho expuestos a
67­71.
petróleo, tolueno y naftaleno en agua dulce.
52. Pacheco, M. y MA Santos, 1997. Inducción de la actividad EROD
Transacción de American Fish Society, 110: 430­436.
61. WooWord, DF, PM. Mehrle y WL Muck, 1981.
y efecto genotóxico por hidrocarburos policíclicos aromáticos y
ácidos resínicos en la anguila juvenil (Anguilla anguilla).
Acumulación y efecto subletal del petróleo crudo en truchas
ecotoxicol. Reinar.
degolladas. Transacción de American Fish Society, 110:
437­445.
Seguridad, 38: 253­259.
53. Marcos, MF, SF Alberto, SM Mario, R. Cirode Oliveira y MC
62. Bailey, G., D. Williams y J. Hendricks, 1996. Modelos de peces
Marta, 2004.
para carcinogensis ambiental: la trucha arcoíris. Salud
Ambiental, 104: 5: 21.
Efectos mutagénicos del tributilestaño y el plomo inorgánico
(pb) en el pez H. malabaricus evaluados mediante el ensayo
63. Barak, NA y CF Mason, 1990. Mercurio, cadmio y plomo en
anguilas y cucarachas. Los efectos del tamaño, la estación y la
del cometa y las pruebas de aberración cromosómica y
micronúcleo de piscine Gent. molecular.
localidad. Ambientalista, 92: 249­256.
64. FAO, 1992. Comité para la pesca continental de África: Grupo
Biología, 27(1).
54. Hanna, MI, IB Shaheed y NS Elias, 2005. Una contribución de la
de Trabajo sobre Contaminación y Pesca FAO Fish Rep., No.
471.
toxicidad del cromo y el plomo en cultivos de Oreochromis
niloticus. Egipcio. j
(Recibido: 14/07/2008; Aceptado: 28/08/2008)
Acuático. Biología y Pesca, 9: 177­209.
319