Repositorio Institucional de Documentos

2012 65 Gonzalo Illán Aguirre Descripción y caracterización epidemiológica de la parasitofauna de peces ciprínidos de la cuenca alta y media del río Duero Departamento Director/es Patología Animal Blas Giral, Ignacio de Ruiz Zarzuela, Imanol Director/es Tesis Doctoral Autor Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Departamento Director/es Gonzalo Illán Aguirre DESCRIPCIÓN Y CARACTERIZACIÓN EPIDEMIOLÓGICA DE LA PARASITOFAUNA DE PECES CIPRÍNIDOS DE LA CUENCA ALTA Y MEDIA DEL RÍO DUERO Director/es Patología Animal Blas Giral, Ignacio de Ruiz Zarzuela, Imanol Tesis Doctoral Autor 2012 Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Departamento Director/es Director/es Tesis Doctoral Autor Repositorio de la Universidad de Zaragoza – Zaguan http://zaguan.unizar.es UNIVERSIDAD DE ZARAGOZA Universidad de Zaragoza Facultad de Veterinaria Departamento de Patología Animal Unidad de Patología Infecciosa y Epidemiología Descripción y caracterización epidemiológica de la parasitofauna de peces ciprínidos de la cuenca alta y media del río Duero Memoria presentada por Gonzalo Illán Aguirre Para optar al grado de Doctor julio 2012 Dr. IGNACIO DE BLAS GIRAL, Profesor Titular del Departamento de Patología Animal de la Facultad de Veterinaria de la Universidad de Zaragoza y Dr. IMANOL RUIZ ZARZUELA, Profesor Ayudante Doctor del Departamento de Patología Animal de la Facultad de Veterinaria de la Universidad de Zaragoza, como Directores, C E R T I F I CAN: Que D. GONZALO ILLÁN AGUIRRE ha realizado bajo nuestra dirección los trabajos correspondientes a su Tesis Doctoral titulada “Descripción y caracterización epidemiológica de la parasitofauna de peces ciprínidos de la cuenca alta y media del río Duero” que se ajusta con el Proyecto de Tesis presentado y cumple las condiciones exigidas para optar al Grado de Doctor por la Universidad de Zaragoza, por lo que autorizan su presentación para que pueda ser juzgada por el Tribunal correspondiente. Y para que conste, firmamos el presente certificado En Zaragoza, a 27 de julio de 2012 Dr. I. de Blas Giral Dr. I. Ruiz Zarzuela Cuando lo leí a los 12 años, no entendí la grandeza de su obra. Ahora comprendo cómo se sentía aquel viejo del que hablaba Hemingway: Cuando entró en el puertecito, las luces de La Terraza estaban apagadas y se dio cuenta de que todo el mundo estaba acostado. La brisa se había ido levantando gradualmente y ahora soplaba con fuerza. Sin embargo, había tranquilidad en el puerto y puso proa hacia la playita de grava bajo las rocas. No había nadie que pudiera ayudarlo, de modo que adentró el bote todo lo posible en la playa. Luego se bajó y lo amarró a una roca. Quitó el mástil de la carlinga y enrolló la vela y la ató. Luego se echó el palo al hombro y empezó a subir. Fue entonces cuando se dio cuenta de la profundidad de su cansancio. Se paró un momento y miró hacia atrás y al reflejo de la luz de la calle vio la gran cola del pez levantada detrás de la popa del bote. Índice I Índice Índice I Resumen XI Summary XII 1. INTRODUCCIÓN 1 1.1. Justificación 2 1.2. Objetivos 3 1.3. Diseño del estudio 4 1.3.1. Período de estudio 4 1.3.2. Metodología de muestreo 5 1.3.2.1. Selección de los ríos y la piscifactoría 5 1.3.2.2. Selección y localización de los puntos de muestreo 6 1.3.2.3. Selección de los peces 7 1.3.3. Tamaño de la muestra 7 1.4. Encuesta epidemiológica y diseño de la base de datos 8 1.5. Análisis estadístico 8 1.5.1. Variables utilizadas 8 1.5.2. Pruebas del análisis estadístico 9 1.5.2.1. Descripción estadística 9 1.5.2.2. Análisis estadístico bivariante 9 1.5.3. Análisis epidemiológico 10 2. EL MEDIO ACUÁTICO 11 2.1. Estado ecológico de los ecosistemas acuáticos 11 2.1.1. Estructura de los ecosistemas fluviales 11 2.1.1.1. Factores biogeográficos 12 2.1.1.2. Factores bióticos 12 2.1.1.3. Factores abióticos 13 2.1.1.3.1. Temperatura 15 2.1.1.3.2. Turbidez 17 2.1.1.3.3. Oxígeno disuelto 18 2.1.1.3.4. pH 20 2.1.1.3.5. Alcalinidad 22 2.1.1.3.6. Dureza 22 2.1.1.3.7. Conductividad 23 2.1.1.3.8. Compuestos nitrogenados 23 2.1.2. Funcionamiento de los ecosistemas fluviales 25 2.1.2.1. Los tramos altos y medios de los ríos ibéricos 26 II Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.1.2.2. Los ecosistemas fluviales mediterráneos (el factor estacionalidad) 28 2.1.2.3. La alteración de nuestros ríos 29 2.1.2.3.1. Construcciones hidráulicas 29 2.1.2.3.2. Contaminación de los cursos fluviales 30 2.1.2.4. El medio acuático continental orientado a la producción de peces 31 2.2. Caracterización del área de estudio 33 2.2.1. La Submeseta Norte 33 2.2.2. La Cuenca del Duero 34 2.2.3. Características ecológicas de los puntos de muestreo 34 2.2.3.1. Punto de muestreo Rev (río Revinuesa) 34 2.2.3.2. Punto de muestreo Uc-A (río Ucero, tramo alto) 35 2.2.3.3. Punto de muestreo Arl (río Arlanza) 36 2.2.3.4. Punto de muestreo Dur (río Duratón) 36 2.2.3.5. Punto de muestreo Er (río Eresma) 37 2.2.3.6. Punto de muestreo Uc-M (río Ucero, tramo medio) 38 2.2.3.7. Punto de muestreo Pisc (Piscifactoría, sistema acuático artificial) 38 2.3. Recogida de muestras de agua 39 2.4. Recogida de datos in situ 39 2.4.1. Características del punto de muestreo 39 2.4.2. Parámetros físico-químicos del agua 39 2.5. Metodología analítica 40 2.5.1. Determinación de la calidad físico-química de las aguas 40 2.5.1.1. Parámetros estimados mediante Valoraciones Titramétricas 40 2.5.1.2. Parámetros estimados mediante Fotometría 40 2.5.2. Estudio de la calidad microbiológica de las aguas 40 2.5.2.1. Recuento de coliformes totales, coliformes fecales y estreptococos fecales 40 2.5.2.2. Recuento de aerobios totales 41 2.5.2.3. Recuento de anaerobios sulfito-reductores 41 2.6. Resultados y discusión 41 2.6.1. Calidad físico-química y microbiológica del agua 41 2.6.1.1. Parámetros físico-químicos 42 2.6.1.2. Parámetros microbiológicos 43 2.6.2. Parámetros físico-químicos y microbiológicos del agua en función de las características temporales 44 2.6.3. Parámetros físico-químicos y microbiológicos del agua en función de las características espaciales 46 2.6.3.1. Ecosistemas naturales (ríos) vs ecosistemas artificiales (piscifactoría) 46 2.6.3.2. Tramo de río 48 2.6.3.3. Puntos de muestreo 50 2.6.3.3.1. Arlanza (Arl) 50 2.6.3.3.2. Duratón (Dur) 50 2.6.3.3.3. Eresma (Er) 50 Índice III 2.6.3.3.4. Revinuesa (Rev) 51 2.6.3.3.5. Ucero alto (Uc-A) 51 2.6.3.3.6. Ucero medio (Uc-M) 51 3. HOSPEDADORES CIPRÍNIDOS 53 3.1. Distribución geográfica 53 3.2. Origen y evolución 54 3.3. Características generales 54 3.3.1. Características morfológicas y fisiológicas 54 3.3.2. Reacciones de defensa del hospedador ante la parasitación 55 3.3.3. Estrategias vitales 56 3.3.3.1. Edad 58 3.3.3.2. Tamaño 58 3.3.3.3. Índice de condición 59 3.3.3.4. Sexo 59 3.3.3.5. Freza 60 3.3.3.6. Comportamiento 61 3.3.3.7. Alimentación 61 3.4. Especies de ciprínidos 62 3.4.1. Barbo común (Barbus bocagei Steindachner 1864) 62 3.4.2. Boga del Duero (Chondrostoma duriense Coehlo 1985) 63 3.4.3. Bermejuela (Chondrostoma arcasii Steindachner 1866) 63 3.4.4. Bordallo (Squalius carolitertii Doadrio 1987) 64 3.4.5. Piscardo (Phoxinus phoxinus Linnaeus 1758) 64 3.4.6. Gobio (Gobio lozanoi Doadrio y Madeira 2004) 65 3.4.7. Tenca (Tinca tinca Linnaeus 1758) 66 3.5. Captura de animales 66 3.6. Recogida de datos in situ: características de los peces capturados 67 3.7. Resultados: Parámetros biométricos de los peces capturados 68 3.7.1. Parámetros biométricos de los peces según su distribución espacial (ubicación) 68 3.7.2. Parámetros biométricos de los peces según su distribución temporal (estacional) 69 3.7.3. Parámetros biométricos de los peces en función de factores intrínsecos 69 3.7.4. Parámetros biométricos de los peces en función de la especie 70 3.7.4.1. Barbo (Barbus bocagei) 72 3.7.4.2. Boga del Duero (Chondrostoma duriense) 73 3.7.4.3. Bermejuela (Chondrostoma arcasii) 73 3.7.4.4. Bordallo (Squalius carolitertii) 74 3.7.4.5. Gobio (Gobio lozanoi) 75 3.7.4.6. Piscardo (Phoxinus phoxinus) 76 3.7.4.7. Tenca (Tinca tinca) 76 IV Tesis Doctoral Gonzalo Illán 4. GENERALIDADES SOBRE PARÁSITOS 79 4.1. Adaptación al parasitismo 79 4.1.1. Introducción 79 4.1.2. Adaptaciones morfológicas 80 4.1.3. Adaptaciones fisiológicas 81 4.1.4. Adaptaciones a la respuesta inmune del hospedador 81 4.1.5. Adaptaciones en su ciclo vital 82 4.1.6. Adaptaciones ecológicas 84 4.2. Métodos de diagnóstico parasitológico 86 4.2.1. Necropsia y toma de muestras 86 4.2.2. Diagnóstico parasitológico 87 4.2.2.1. Metodología general 87 4.2.2.1.1. Observación en fresco 87 4.2.2.1.2. Procesamiento de muestras de parásitos para su posterior observación al microscopio óptico 88 4.2.2.1.3. Microscopía óptica 89 4.2.2.1.4. Microscopía electrónica 90 4.2.2.1.5. Técnicas histopatológicas 90 4.2.2.1.6. Técnicas moleculares 91 4.2.2.2. Metodología específica 92 4.2.2.2.1. Ichthyophthirius multifiliis 92 4.2.2.2.2. Tripartiella sp. 92 4.2.2.2.3. Myxobolus sp. 93 4.2.2.2.4. Monogenéticos (Gyrodactylus sp. y Dactylogyrus sp.) 94 4.2.2.2.5. Crustáceos (Ergasilus sieboldi y Lernaea cyprinacea) 96 4.2.2.2.6. Nemátodos 97 4.2.2.2.7. Cestodos 98 4.2.2.2.8. Digenéticos (metacercarias) 98 4.2.2.2.9. Gloquidios 99 4.2.2.3. Índices de parasitación 99 4.2.2.3.1. Prevalencia de infección 100 4.2.2.3.2. Intensidad de parasitación 100 5. ICHTHYOPHTHIRIUS MULTIFILIIS 103 5.1. Etiología 103 5.1.1. Clasificación taxonómica 103 5.1.2. Ciclo vital y transmisión 103 5.1.3. Descripción morfológica del trofonte 105 5.1.4. Descripción morfológica del teronte 106 5.2. Factores dependientes del hospedador 107 5.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 107 5.2.2. Localización en el hospedador 110 Índice V 5.2.3. Efectos sobre el hospedador 111 5.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 112 5.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 112 5.3. Factores dependientes del medio 117 5.3.1. Estacionalidad 117 5.3.2. Ubicación 122 5.3.3. Calidad del agua 125 6. TRIPARTIELLA 127 6.1. Etiología 127 6.1.1. Clasificación taxonómica 127 6.1.2. Ciclo vital y transmisión 127 6.1.3. Descripción morfológica 127 6.2. Factores dependientes del hospedador 130 6.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 130 6.2.2. Localización en el hospedador 132 6.2.3. Efectos sobre el hospedador 132 6.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 133 6.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 133 6.3. Factores dependientes del medio 136 6.3.1. Estacionalidad 136 6.3.2. Ubicación 139 6.3.3. Calidad del agua 141 7. MYXOBOLUS SP. 143 7.1. Etiología 143 7.1.1. Clasificación taxonómica 144 7.1.2. Ciclo vital y transmisión 144 7.1.3. Descripción morfológica de la espora de Myxobolus sp. 146 7.1.4. Descripción morfológica de los trofozoitos 149 7.2. Factores dependientes del hospedador 152 7.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 152 7.2.2. Localización en el hospedador 156 7.2.3. Efectos sobre el hospedador 157 7.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 157 7.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 158 7.3. Factores dependientes del medio 163 7.3.1. Estacionalidad 163 7.3.2. Ubicación 168 7.3.3. Calidad del agua 171 VI Tesis Doctoral Gonzalo Illán 8. GYRODACTYLUS SP. 173 8.1. Etiología 173 8.1.1. Clasificación taxonómica 173 8.1.2. Ciclo vital y transmisión 173 8.1.3. Descripción morfológica 174 8.2. Factores dependientes del hospedador 179 8.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 179 8.2.2. Localización en el hospedador 182 8.2.3. Efectos sobre el hospedador 183 8.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 184 8.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 184 8.3. Factores dependientes del medio 188 8.3.1. Estacionalidad 188 8.3.2. Ubicación 192 8.3.3. Calidad del agua 193 9. DACTYLOGYRUS SP. 195 9.1. Etiología 195 9.1.1. Clasificación taxonómica 195 9.1.2. Ciclo vital y transmisión 195 9.1.3. Descripción morfológica 197 9.2. Factores dependientes del hospedador 200 9.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 200 9.2.2. Localización en el hospedador 204 9.2.3. Efectos sobre el hospedador 204 9.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 205 9.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 205 9.3. Factores dependientes del medio 209 9.3.1. Estacionalidad 209 9.3.2. Ubicación 213 9.3.3. Calidad del agua 215 10. ERGASILUS SIEBOLDI 217 10.1. Etiología 217 10.1.1. Clasificación taxonómica 217 10.1.2. Ciclo vital y transmisión 217 10.1.3. Descripción morfológica 218 10.2. Factores dependientes del hospedador 222 10.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 222 Índice VII 10.2.2. Localización en el hospedador 225 10.2.3. Efectos sobre el hospedador 227 10.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 228 10.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 229 10.3. Factores dependientes del medio 231 10.3.1. Estacionalidad 231 10.3.2. Ubicación 234 10.3.3. Calidad del agua 236 11. LERNAEA CYPRINACEA 237 11.1. Etiología 237 11.1.1. Clasificación taxonómica 237 11.1.2. Ciclo vital y transmisión 237 11.1.3. Descripción morfológica 238 11.2. Factores dependientes del hospedador 243 11.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 243 11.2.2. Localización en el hospedador 245 11.2.3. Efectos sobre el hospedador 246 11.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 246 11.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 248 11.3. Factores dependientes del medio 252 11.3.1. Estacionalidad 252 11.3.2. Ubicación 254 11.3.3. Calidad del agua 257 12. NEMÁTODOS 259 12.1. Etiología 259 12.1.1. Clasificación taxonómica 259 12.1.2. Ciclo vital y transmisión 259 12.1.3. Descripción morfológica 260 12.2. Factores dependientes del hospedador 263 12.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 263 12.2.2. Localización en el hospedador 265 12.2.3. Efectos sobre el hospedador 265 12.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 266 12.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 266 12.3. Factores dependientes del medio 268 12.3.1. Estacionalidad 268 12.3.2. Ubicación 271 12.3.3. Calidad del agua 273 VIII Tesis Doctoral Gonzalo Illán 13. CARYOPHYLLAEUS SP. 275 13.1. Etiología 275 13.1.1. Clasificación taxonómica 275 13.1.2. Ciclo vital y transmisión 275 13.1.3. Descripción morfológica 276 13.2. Factores dependientes del hospedador 277 13.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 277 13.2.2. Localización en el hospedador 280 13.2.3. Efectos sobre el hospedador 282 13.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 282 13.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 283 13.3. Factores dependientes del medio 285 13.3.1. Estacionalidad 285 13.3.2. Ubicación 289 13.3.3. Calidad del agua 290 14. HYSTEROMORPHA TRILOBA (METACERCARIAS) 293 14.1. Etiología 293 14.1.1. Clasificación taxonómica 293 14.1.2. Ciclo vital y transmisión 294 14.1.3. Descripción morfológica del adulto 295 14.1.4. Descripción morfológica de las larvas metacercarias 295 14.2. Factores dependientes del hospedador 297 14.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 297 14.2.2. Localización en el hospedador 299 14.2.3. Efectos sobre el hospedador 301 14.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 302 14.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 303 14.3. Factores dependientes del medio 306 14.3.1. Estacionalidad 306 14.3.2. Ubicación 309 14.3.3. Calidad del agua 311 15. GLOQUIDIOS (UNIO SP.) 313 15.1. Etiología 313 15.1.1. Clasificación taxonómica 313 15.1.2. Ciclo vital y transmisión 313 15.1.3. Descripción morfológica 314 15.2. Factores dependientes del hospedador 315 Índice IX 15.2.1. Rango de hospedadores y especificidad 315 15.2.2. Localización en el hospedador 317 15.2.3. Efectos sobre el hospedador 318 15.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica 318 15.2.5. Factores de riesgo intrínsecos 319 15.3. Factores dependientes del medio 321 15.3.1. Estacionalidad 321 15.3.2. Ubicación 323 15.3.3. Calidad del agua 323 16. CONCLUSIONES 325 17. BIBLIOGRAFÍA 327 ANEXOS 373 Anexo 1.1. Variables incluidas en el cuestionario correspondiente a la recogida de datos del punto de muestreo 373 Anexo 1.2. Variables incluidas en el cuestionario correspondiente a la recogida de datos de los peces muestreados 374 Anexo 2.1. Distribución espacial y temporal de las muestras 375 Anexo 2.2. Calidad físico-química del agua 376 Anexo 2.3. Calidad microbiológica del agua 382 Anexo 2.4. Calidad físico-química y microbiológica del agua en cada punto de muestreo 386 Anexo 3.1. Sinónimos de nombres actuales de especies capturadas, origen, grado de amenaza y tendencia poblacional 395 Anexo 3.2. Listado de especies citadas en el texto 397 Anexo 3.3. Número de ejemplares de ciprínidos capturados en cada punto de muestreo 399 Anexo 5. Parasitación por Ichthyophthirius multifiliis 400 Anexo 7. Parasitación por Myxobolus sp. 401 Anexo 8. Parasitación por Gyrodactylus sp. 403 Anexo 9. Parasitación por Dactylogyrus sp. 406 Anexo 12. Parasitación por Nemátodos 407 Anexo 13. Parasitación por Caryophyllaeus sp. 408 Anexo 15. Parasitación por Gloquidios (Unio sp.) 409 X Tesis Doctoral Gonzalo Illán 1. Introducción 5 1.3.2. Metodología de muestreo Con el fin de minimizar posibles errores a lo largo del estudio y obtener unos resultados o estimaciones lo más próximos a los valores reales, se seleccionó una muestra representativa de la población diana en cada uno de los puntos sujetos a estudio. Para ello, se utilizó un muestreo aleatorio (todas las unidades de muestreo debían tener las mismas probabilidades de ser elegidas) y estratificado (considerando como estratos las variables asociadas a los puntos de muestreo, a la estación del año o a las especies hospedadoras), con una frecuencia estacional, excluyendo el período invernal. 1.3.2.1. Selección de los ríos y la piscifactoría Los principales criterios de selección de los ríos fueron los siguientes: - Distancia al laboratorio: por este motivo, los puntos de muestreo de los ríos están todos en la zona Este de la Región. - Riqueza de fauna ciprinícola, especialmente abundante en los tramos medios. - Disposición de los agentes medioambientales de cada provincia a la hora de colaborar en la recogida de muestras. El cultivo de tenca en Castilla y León es, principalmente, una actividad orientada a la producción agraria, pero también supone un suministro de ejemplares con los que repoblar ciertos tramos de ríos y embalses de la Comunidad. Las tencas cultivadas en las piscifactorías de la región provienen, en algunos casos, de instalaciones ubicadas en otras zonas de la geografía peninsular (Extremadura) o europea (República Checa), y este movimiento de animales puede suponer la transferencia, en muchos casos, de la fauna saprobia o patógena asociada. Además, las condiciones específicas creadas en este ecosistema artificial pueden afectar de forma directa e indirecta a los peces y modificar, por lo tanto, las relaciones parásito-hospedador. Estos motivos (la transferencia de parásitos entre distintos ambientes y zonas geográficas, y la influencia de los factores ambientales creados en un ecosistema artificial) nos han hecho plantearnos la conveniencia de incluir una piscifactoría de tencas en este trabajo, con la finalidad de estudiar las posibles diferencias existentes entre este tipo de ambiente y un ecosistema natural como el río. Así pues los principales criterios usados para la selección de la piscifactoría fueron: - Disposición de la misma a la hora de proporcionar ejemplares de tenca para su estudio ictiopatológico, y agua de las lagunas de cultivo para su análisis físicoquímico y microbiológico. - Disposición a la hora de proporcionar datos sobre sus instalaciones, gestión de la producción, manejo, etc. La piscifactoría seleccionada está ubicada en la provincia de Salamanca, en el municipio de Machacón (Tabla 1.1 y Figura 2.6). El agua de las lagunas tiene un doble origen: un pozo artesiano y, en menor medida, el canal de Villagonzalo (río Tormes). 1.3.2.2. Selección y localización de los puntos de muestreo La elección de puntos de muestreo con diferentes características o condiciones ambientales se debe a que la ubicación puede influir, no sólo en la biología y 6 Tesis Doctoral Gonzalo Illán diversidad de las poblaciones piscícolas existentes, sino también en la parasitofauna presente, pudiendo intervenir como posibles factores e indicadores de riesgo en su presentación. Por ello, en cada uno de los ríos señalados en el apartado anterior se seleccionaron diferentes puntos de muestreo (Tabla 1.1 y Figuras 1.1 y 2.3 a 2.6) Tabla 1.1. Situación geográfica de los puntos de muestreo Río Localidad Provincia Denominación Altitud (msnm) Coordenadas U.T.M. 1 X Y Arlanza Hortigüela Burgos Arl 960 464084 4655792 Revinuesa Vinuesa Soria Rev 1.107 519529 4640763 Ucero Ucero Soria Uc-A (tramo alto) 968 496225 4617804 Ucero La Olmeda Soria Uc-M (tramo medio) 956 493504 4599162 Duratón Fuentidueña Segovia Dur 865 417970 4589594 Eresma Coca Segovia Er 787 371402 4565173 Tormes 2 Machacón Salamanca Pisc 810 288906 4532171 1 Para la localización de cada una de las zonas o estaciones de muestreo se anotaron las coordenadas U.T.M. (Universal Transverse Mercator) a partir de notaciones numéricas (X, Y) (Sistema de Información Geográfica de Parcelas Agrícolas, SIGPAC 2011, http://www.sigpac.jcyl.es/visor) 2 Canal de Villagonzalo Figura 1.1. Representación gráfica de los puntos de muestreo seleccionados en el estudio Los criterios de selección de los puntos de muestreo fueron los siguientes: - Facilidad de acceso. - Riqueza piscícola de la zona. 1. Introducción 7 - Diversidad tanto en las condiciones fluviales del cauce (tramos altos frente a tramos medios), como en las características hidrológicas del mismo (tramos de corriente rápida frente a tramos de corriente lenta (embalse) y/o de caudales regulados). - Presencia de tramos poco contaminados en el cauce el río, frente a tramos con calidad de agua relativamente pobre. 1.3.2.3. Selección de los peces El hecho de estudiar distintas especies ícticas dentro de un mismo grupo taxonómico nos permite realizar diferentes comparaciones entre las mismas en cuanto a su parasitofauna, es decir, estudiar la influencia de aquellos factores dependientes de la especie sobre el grado e intensidad de infestación de los distintos agentes parasitarios, y comprobar si la especie constituye un factor de riesgo/protección en la presencia de los mismos. Dentro de la variedad de especies piscícolas presentes en los distintos puntos de muestreo, susceptibles de ser capturadas mediante pesca eléctrica, los peces seleccionados como parte de la población de estudio (población diana) han sido aquellos pertenecientes a la familia Cyprinidae: - Barbo (Barbus bocagei Steindachner, 1864) - Bordallo (Squalius carolitertii Doadrio, 1987) - Boga del Duero (Chondrostoma duriense Coelho, 1985) - Bermejuela (Chondrostoma arcasii Steindachner, 1866) - Gobio (Gobio lozanoi Doadrio y Madeira, 2004) - Piscardo (Phoxinus phoxinus Linnaeus, 1758) - Tenca (Tinca tinca Linnaeus, 1758) En el Anexo 3.1 se incluye una relación de los nombres populares y sinonimias de los nombres científicos de cada una de las especies, así como su origen, grado de amenaza y tendencia poblacional. 1.3.3. Tamaño de la muestra La muestra de peces, obtenida en cada punto de muestreo por pesca eléctrica en los ríos, o mediante el uso de nasas en la piscifactoría, ha sido recogida con la finalidad de, por una parte, disponer de abundante material biológico con el que poder realizar la descripción morfológica de los parásitos, y por otra, ser representativa (según criterios de homogeneidad y aleatoriedad) de la población estudiada. Los criterios a la hora de establecer el tamaño adecuado de muestra han estado determinados por motivos ecológicos y logísticos, que han ido variando en los distintos puntos de muestreo y a lo largo de las distintas estaciones. Al final del estudio, se dispone de un mínimo de 15 y un máximo de 80 muestras por estación y punto de muestreo. Este mínimo de 15 ejemplares capturados se calculó con el programa WinEpi (http://www.winepi.net) y se corresponde, según criterios estadísticos, con las siguientes condiciones: a) Detectar una infección con una prevalencia mínima del 20% y un nivel de confianza del 95% (n=14). 8 Tesis Doctoral Gonzalo Illán b) Establecer una prevalencia esperada del 3% con un nivel de confianza del 95% y un error aceptado del 10% (n=12). c) Establecer una prevalencia desconocida (y por tanto se asume que la prevalencia esperada es del 50%) con un nivel de confianza del 95% y un error aceptado del 30% (n=11). 1.4. Encuesta epidemiológica y diseño de la base de datos La encuesta epidemiológica se basó en una serie de formularios que fueron diseñados con la finalidad de recoger la información que posteriormente va a ser objeto de análisis estadístico y epidemiológico. Dicha información comprende, fundamentalmente: - Datos sobre el punto de muestreo (río o piscifactoría) (Anexo 1.1). - Datos sobre la calidad físico-química y microbiológica del agua en el punto de muestreo (Anexo 1.1). - Datos sobre el pez (Anexo 1.2). La información recogida se guardó en hojas de cálculo de Microsoft Excel. Además se han recogido otros datos relativos al punto de muestreo, a las características del medio acuático y del pez, con fines descriptivos, pero sin finalidad analítica (Capítulos 2 y 3), considerando que su inclusión en la Revisión puede ser útil en la Discusión de los Resultados. 1.5. Análisis estadístico 1.5.1. Variables utilizadas Las variables utilizadas en los cuestionarios se codificaron numéricamente para permitir su procesado con el paquete estadístico SPSS 15.0 para Windows (Chicago, EE.UU.), independientemente de si se trataba de variables cualitativas o cuantitativas. En los cuestionarios utilizados para la recogida de datos (Anexos 1.1 y 1.2) existen variables cualitativas de tipo dicotómico, cuando sólo dos respuestas son posibles (ej: sexo del pez, o infección parasitaria), nominales, cuando existen múltiples respuestas posibles pero sin ningún tipo de orden implícito a la codificación numérica utilizada (ej: especie de pez) y ordinales, cuando las respuestas posibles llevan un orden implícito en la codificación numérica utilizada, pero no existe una relación numérica directa entre los valores (ej: intensidad de parasitación: alta-media-baja). Por otra parte también se utilizaron variables cuantitativas tanto discontinuas, aquellas donde dos valores numéricos consecutivos siempre mantienen una distancia definida (ej: aerobios totales) como continuas, donde la variable puede tomar cualquier valor de un determinado intervalo (ej: oxígeno disuelto). A efectos prácticos todas las variables cuantitativas discontinuas utilizadas en los cuestionarios son equiparables en el procesado estadístico a las variables cuantitativas continuas. 1. Introducción 9 1.5.2. Pruebas del análisis estadístico Una vez creada y cumplimentada la base de datos con la información recogida con los cuestionarios durante el período de estudio, se generó una tabla global con todas las variables para proceder a su estudio estadístico y epidemiológico, seleccionando los estadísticos a aplicar según el tipo de variables. 1.5.2.1. Descripción estadística Se realizó una descripción univariante de todas aquellas variables susceptibles de indicar una variación en la situación del medio o de la población estudiada, y que en la mayoría de los casos representaban la frecuencia en que se presentaba un determinado valor de la variable en estudio o una tendencia en la distribución de la misma. Para las variables de tipo cuantitativo se empleó el cálculo de medias y desviaciones estándar, mientras que en el caso de variables cualitativas se utilizó el cálculo de frecuencias relativas, expresadas como porcentajes (o como prevalencia de infección en el caso de los agentes etiológicos) y sus intervalos de confianza del 95%, utilizando el programa WinEpi (http://www.winepi.net). 1.5.2.2. Análisis estadístico bivariante Con el fin de determinar la presencia de asociaciones estadísticas entre parejas de variables, se plantearon las oportunas hipótesis nulas, que fueron contrastadas utilizando las siguientes pruebas de contraste estadístico definidas según el tipo de variables utilizadas. En todos los casos se rechazó la hipótesis nula cuando se obtuvieron valores de significación (p) inferiores a 0,050 y en consecuencia se aceptó la hipótesis alternativa de existencia de asociación estadística entre el par de variables estudiadas. Previo a la realización de contrastes estadísticos en los que esté implicada una variable de tipo cuantitativo, es necesario realizar un contraste de normalidad, lo que se ha hecho mediante una representación gráfica de la distribución de frecuencias y el test de Kolmogorov-Smirnov. Debido a que en unos casos la distribución de las variables no se aproximaba a la distribución normal, y que en otros casos el número de muestra era insuficiente como para extrapolar el comportamiento de la variable en el conjunto de la población, se decidió utilizar pruebas no paramétricas (de menor potencia pero menos restrictivas en su aplicación). Además en muchos casos, el número de muestra se reducía mucho más al estratificar el estudio (y en consecuencia segmentar los datos), por lo que la aplicación de pruebas no paramétricas era todavía más justificable en estos casos. Por lo tanto, según el tipo de variables utilizadas, las pruebas aplicadas fueron: - Variable cuantitativa de distribución no normal (ej: longitud del pez) vs. variable cualitativa nominal u ordinal (ej: punto de muestreo, o estación del año): la prueba estadística de contraste de elección fue la prueba de Kruskal-Wallis. - Variable cuantitativa de distribución no normal (ej: índice de condición) vs. variable cualitativa dicotómica (ej: infección por un determinado parásito): se realizó de la prueba de Mann-Whitney. - Dos variables cualitativas (ej: prevalencia de infección y sexo): la prueba de elección fue el test de Chi-cuadrado (χ2). En los casos en los que este test no era 10 Tesis Doctoral Gonzalo Illán válido (cuando el número de celdas con una frecuencia esperada inferior a 5 era mayor o igual del 20%) se utilizó el valor del test de Razón de Verosimilitudes (RV o Likelihood Ratio). 1.5.3. Análisis epidemiológico Uno de los planteamientos iniciales de este trabajo fue la realización de un estudio observacional de tipo transversal. Este tipo de estudios permite, no sólo la identificación de asociaciones entre una variable relacionada con la infección y otra variable (denominada Factor o Indicador de Riesgo), sino que además permite cuantificar el riesgo de presentación de infección al exponerse al factor estudiado. Para ello se deben obtener los valores del Odds Ratio (OR), que en nuestro caso se realizó con el programa Win Episcope 2.0 (Thrusfield y cols., 2001). Este tipo de análisis sólo puede llevarse a cabo entre dos variables cualitativas dicotómicas, por lo cual fue necesaria la transformación previa de las variables continuas (ej: temperatura del agua, índice de condición de los peces, etc.), definiendo un punto de corte que permitiera recodificar los valores en dos intervalos. Aunque normalmente se recomienda utilizar como punto de corte el valor de la media condicionada por la desviación estándar o la mediana, tal y como propone Thrusfield (1996), o los valores indicados en la legislación y la bibliografía consultada (Alabaster y Lloyd, 1982; Reichenbach-Klinke, 1982; R.D. 927/1988; de Kinkelin y cols., 1991; Ruiz Zarzuela, 2003), nosotros hemos marcado el punto de corte a partir del cálculo de los residuos tipificados corregidos que resultan de cruzar la variable infección (para cada uno de los parásitos encontrados) y la variable cuantitativa en cuestión (ej: temperatura del agua), en el momento en que se produce el cambio de signo de los residuos. Para interpretar los valores del Odds Ratio (OR) debemos, en primer lugar, comprobar la validez de los límites del intervalo de confianza (IC) para el 95% de nivel de confianza. En segundo lugar observaremos si el valor de 1 está incluido en el intervalo, en cuyo caso concluiremos que la variable estudiada no se comporta como Factor de Riesgo, mientras que si el intervalo no contiene a la unidad podremos afirmar que la variable se comporta como Factor de Riesgo. Un valor de OR mayor que 1 indica que la variable es un Factor de Riesgo y que los individuos del grupo expuesto tienen un riesgo tantas veces superior al valor que indica el OR de que presenten la infección. Valores de OR inferiores a 1 indican que la variable se comporta como Factor Protector y que los individuos expuestos presentan un riesgo de presentar la infección tantas veces inferior al que indica el inverso del OR. 2. El medio acuático 11 2. EL MEDIO ACUÁTICO 2.1. Estado ecológico de los ecosistemas acuáticos El estado ecológico de un ecosistema acuático es una expresión de la calidad de su estructura y funcionamiento (Directiva 2000/60/CE Marco del Agua), conceptos que son desarrollados a continuación. 2.1.1. Estructura de los ecosistemas fluviales Denominamos ecoregión o provincia biogeográfica (Figura 2.1) a un “área ecológicamente homogénea, que integra la influencia de factores climáticos y geomorfológicos en las condiciones hidrológicas de una vertiente” (González del Tánago y García de Jalón, 2006), y que condiciona las características de funcionamiento y respuesta de las cuencas que están situadas en ella (Omerick y Griffith, 1991). Sin embargo, y ante similares condiciones climatológicas, la respuesta hidrológica de cada cuenca hidrográfica depende, entre otros factores, de su tamaño y geología (Black, 1977), haciendo de ella una “superficie de terreno cuya escorrentía superficial fluye en su totalidad a través de una serie de corrientes, ríos y lagos hacia el mar” (Directiva 2000/60/CE; RD 1/2001). Las cuencas hidrográficas representan la base territorial de la administración del agua en España y, en aquellas de carácter intercomunitario como la del Duero, su gestión compete a las Confederaciones Hidrográficas (Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente). Desde un punto de vista sanitario, nos referimos a una zona como “una región geográfica precisa, con un sistema hidrológico homogéneo” (RD 1614/2008). En un mayor detalle, los ríos son “masas de agua continental que fluyen en su mayor parte sobre la superficie del suelo” (Directiva 2000/60/CE), y están configurados por una variedad de escalas ambientales, que abarcan desde el nivel de la cuenca hidrográfica hasta una simple partícula (Frisell y cols., 1986). La confluencia de sus diferentes afluentes da lugar a los distintos segmentos fluviales identificados por la administración pública española (Ministerio de Obras Públicas, 1965). Dentro de cada segmento fluvial, se reconocen distintos sectores o tramos con distintas características hidromorfológicas, y que representan distintos tipos de hábitats fluviales (González del Tánago y García de Jalón, 2006) o microhábitats con condiciones de vida muy diferentes para la vida de los peces, y que son consecuencia de la energía de las aguas corrientes y de los procesos de erosión y sedimentación en los cauces (García de Jalón y González del Tánago, 1988). En este tipo de hábitat, los peces encuentran las condiciones abióticas (Orth y White, 1993) y los factores bióticos (Tonn y cols., 1990) necesarios para vivir, desarrollando su actividad dentro de su dominio vital (Gerking, 1953; 1959). Cada uno de los puntos muestreados en el presente estudio pertenecen a esta categoría (Figura 2.1). 12 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 2.1. Estructura, de menor a mayor escala, de los ecosistemas fluviales de la Península Ibérica. En último término, el hábitat fluvial, cuyas condiciones bióticas y abióticas afectan de forma directa y/o indirecta a la vida de los peces y sus parásitos. 2.1.1.1. Factores biogeográficos Como se expone más adelante en el siguiente capítulo, la distribución de las especies piscícolas, especialmente de las que ocupan ambientes epicontinentales, depende en gran medida de los factores biogeográficos, que actúan como un primer filtro en la estructuración de la diversidad de un ambiente dado (Tonn y cols., 1990). 2.1.1.2. Factores bióticos Si bien los factores abióticos son los responsables de los límites de distribución de los organismos acuáticos, dentro de un área determinada son las fuerzas de tipo biótico las que condicionan su distribución local. En este sentido, los peces seleccionan aquellos microhábitats en los cuales pueden explotar más eficientemente los recursos disponibles, ocupando aquellas zonas en las cuales las interacciones con otras especies son mínimas, evitando competencia y depredación (Encina y cols., 2006). A la calidad del ambiente, por lo tanto, se debe añadir la densidad de ocupación (Fretwell y Lucas, 1970), y otros factores como la especie, la edad (Martínez Capel y García de Jalón, 1999) o el estado de freza (Miranda y cols., 1999). Dos de los factores bióticos que ejercen un mayor control sobre las comunidades de peces son la depredación y el parasitismo, factores íntimamente relacionados. En los Capítulos 3 y 4 se discuten ampliamente los factores bióticos relacionados con los peces ciprínidos y sus parásitos, y en los Capítulos 5 a 15 se citan algunos ejemplos. 2. El medio acuático 13 2.1.1.3. Factores abióticos Los peces seleccionan el tipo de sustrato en función de su disponibilidad de alimento, o de su utilidad como refugio (Jacobsen, 1979); en el caso de los ciprínidos reófilos, los vamos a encontrar en los tramos donde existen más refugios, o sobre la vegetación sumergida o fondos de grava en la época de freza (Granado-Lorencio, 2002). Dependiendo de la disponibilidad y concentración espacial de dichos recursos, los peces se van a desplazar en mayor o menor medida, estableciendo su dominio vital en relación exponencial negativa a la calidad del hábitat (Wiens, 1976; Townsend, 1989; Matthews, 1990). Por otra parte, una mayor disponibilidad de recursos también va a suponer una mayor abundancia y una mayor diversidad de organismos (Schlosser, 1987). También los factores hidrológicos influyen en la distribución de las especies piscícolas en el cauce del río y afectan a la organización de sus comunidades (Horwitz, 1978; Poff y Allan, 1995). Ya que el flujo del agua influye en su capacidad de natación (Lobón-Cerviá y Rincón, 1994), en los ríos ibéricos, durante los períodos de inundación, los peces son arrastrados corriente abajo hasta que encuentran refugio y, posteriormente, cuando el nivel de agua es mínimo, se concentran en las tablas, en condiciones de sobrepoblación y estrés ambiental (Encina y cols., 2006). Se reconoce que el efecto de estas perturbaciones sobre las distintas especies son inversamente proporcionales a sus tiempos de generación: las especies oportunistas (estrategas de la r), como muchas especies de ciprínidos, ocupan un mayor porcentaje en estos ambientes impredecibles, debido a su elevada elasticidad (capacidad de amortiguación) y resiliencia (menor tiempo de recuperación tras una perturbación) (Detembeck y cols., 1992). Después de tales fenómenos perturbadores, la densidad y biomasa de sus poblaciones disminuyen, y también lo hace el tamaño medio de sus ejemplares (Granado-Lorencio, 2002). Según Connell (1978), la diversidad local es máxima en las zonas con una frecuencia intermedia de perturbación; por el contrario, en los ríos estacionales (como los muestreados en el presente estudio), la diversidad es mínima (GranadoLorencio, 2002). Estos cambios repentinos en los parámetros hidrológicos pueden llevar a un aumento del estrés fisiológico del hospedador y hacerle más susceptible a la infección parasitaria (Lom y Dyková, 1992; Dickerson y Dawe, 1995; Loot y cols., 2007). No sólo los peces se ven afectados; sus parásitos pueden también ser sensibles a los cambios en los parámetros medioambientales (ej: flujo de agua) y sufrir una mayor mortalidad (Esch y cols., 1990). Cada hábitat dentro del río tiene unas características físico-químicas que condicionan el establecimiento y la distribución de las distintas especies de peces (Encina y cols., 2006). La calidad del agua, en su sentido más amplio, hace referencia a todas sus características físicas, químicas y biológicas, aunque, desde un punto de vista práctico, debería definirse en base al uso para el cual se destine (Buxadé, 1997). En este sentido, la legislación europea y española (Directiva 2006/44/CE y RD 927/1988) recoge algunos de los parámetros físico-químicos más importantes y establece una normativa base, relacionada con la calidad de las aguas continentales que requieren protección o mejora para ser aptas para la vida de los peces, fijando unos criterios mínimos de calidad exigible para las especies ciprinícolas (Tabla 2.1). 14 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 2.1. Lista de parámetros físico-químicos aplicables a las aguas declaradas por los Estados Miembros; para la aplicación de tales parámetros, las aguas se dividirán en aguas salmonícolas y aguas ciprinícolas (Anexo I de Directiva 2006/44/CE y RD 927/1988) Parámetro Aguas ciprinícolas Guía Obligatorio Temperatura (ºC) 1. La temperatura medida aguas abajo de un punto de vertido (en el límite de la zona de mezcla) no deberá superar la temperatura natural en más de: - 3ºC (1) 2. El vertido térmico no deberá tener como consecuencia que la temperatura de la zona situada aguas abajo del vertido térmico (en el límite de la zona de mezcla) supere los valores siguientes: - 28 (0) / 10 (0) (2) Oxígeno disuelto (mg/l O2) (3) 50% ≥ 8 100% ≥ 5 50% ≥ 7 pH - 6 a 9 (0) (4) Materias en suspensión (mg/l) ≤ 25 - DBO5 (mg/l O2) ≤ 6 - Fósforo total (mg/l P) - - Nitritos (mg/l NO2) ≤ 0,03 Compuestos fenólicos (mg/l C6H5OH) (5) - - Hidrocarburos de origen petrolero (6) - - Amoníaco no ionizado (mg/l NH3) ≤ 0,005 ≤ 0,025 Amonio total (mg/l NH4) (7) ≤ 0,2 ≤ 1 (8) Cloro residual total (mg/l Cl) - ≤ 0,005 Zinc total (mg/l Zn) - ≤ 1,0 Cobre soluble (mg/l Cu) - - (1) Los Estados miembros podrán decidir excepciones limitadas geográficamente en condiciones particulares si la autoridad competente pudiere probar que dichas excepciones no tendrán consecuencias perjudiciales para el desarrollo equilibrado de las poblaciones de peces. (2) El límite de temperatura de 10ºC no se aplicará sino a los períodos de reproducción de las especies que tienen necesidad de agua fría para su reproducción, y exclusivamente a las aguas que pueden contener dichas especies. Los límites de temperatura podrán, sin embargo, ser superados durante un 2% del tiempo. (3) Cuando el contenido en oxígeno descienda por debajo de 4 mg/l, los Estados Miembros aplicarán las disposiciones del artículo 7, apartado 3. La autoridad competente deberá probar que esta situación no tendrá consecuencias perjudiciales para el desarrollo equilibrado de las poblaciones de peces. (4) Las variaciones artificiales de pH con respecto a los valores constantes no deberán superar ± 0,5 unidades de pH en los límites comprendidos entre 6,0 y 9,0 a condición de que estas variaciones no aumenten la nocividad de otras sustancias presentes en el agua. (5) Los compuestos fenólicos no podrán estar presentes en concentraciones que alteren el sabor del pescado. (6) Los productos de origen petrolero no podrán estar presentes en las aguas en cantidades que formen una película visible en la superficie del agua o se depositen en capas de los lechos de las corrientes de agua y de los lagos, transmitan al pescado un perceptible sabor a hidrocarburos o provoquen efectos nocivos en los peces. (7) A los efectos de reducir el riesgo de una toxicidad debida al amoníaco no ionizado, de un consumo de oxígeno debido a la nitrificación y de una eutrofización, las concentraciones de amonio total no deberían superar estos valores. (8) En condiciones geográficas o climatológicas particulares y especialmente en el caso de bajas temperaturas del agua y de reducida nitrificación o cuando la autoridad competente pueda probar que no hay consecuencias perjudiciales para el desarrollo equilibrado de las poblaciones de peces, los Estados Miembros podrán fijar valores superiores a 1 mg/l. 2. El medio acuático 21 No hay un rango definitivo de pH en el agua para los peces (Witters, 1998). En agua dulce, los peces viven normalmente en pH entre 5,0 y 9,5 (Roberts, 2001), pero el óptimo para la mayoría de las especies se sitúa entre 6,5 y 8,5 (Branson, 2000). Un rango de 6,5 a 9,0 es el deseable a la hora de cultivar peces de aguas templadas (Swingle, 1969), siendo considerado ya como seguro entre 5,0 y 9,0 (EIFAC, 1969). Sin embargo, estos intervalos pueden ser demasiado amplios cuando se consideran las interacciones con otras variables ambientales (Stoskopf, 1993). Su influencia sobre la acción de algunos compuestos tóxicos (metales pesados, amoníaco o nitritos) aumenta su efecto nocivo sobre los peces (Emerson y cols., 1975; Alabaster y Lloyd, 1982; Welsh y cols., 1996), y los valores extremos también hacen que aumente la demanda de oxígeno (Jezierska, 1988). La exposición crónica a valores extremos puede incrementar los niveles de estrés y/o dificultar su desarrollo, especialmente durante el estadío larvario (Witters, 1998; Boyd, 2000). Existe una gran variabilidad de respuesta dependiendo de la especie, la edad o el estado fisiológico (Witters, 1998; Roberts, 2001). La resistencia ante valores situados fuera del rango óptimo aumenta con la edad, y puede estar genéticamente determinada (Hamáčkova y cols., 1998; Malo de Molina y cols., 2005). Aunque los peces pueden aclimatarse a un cambio de pH (siempre dentro de unos límites), un cambio brusco puede provocar cuadros de estrés agudo, incluso cuando el pH se encuentra dentro de los límites de tolerancia (Hoole y cols., 2001). En la naturaleza, la mayoría de los ciprínidos se van a encontrar con pH entre 6,0 y 8,0 unidades. El óptimo para la carpa Koi, por ejemplo, es de 7,5, mientras que otras especies ciprinícolas, características de algunas zonas del sudeste asiático, pueden sobrevivir a pH inferiores a 5,5 (Hoole y cols., 2001). Aunque el pH adecuado para el cultivo de la tenca se sitúa entre 5 y 9 (Hamáčkova y cols., 1998; Malo de Molina y cols., 2005), también soporta valores considerables de acidez (Martín Jiménez, 2006), aunque valores extremos de 4 y 11 pueden producir la mortalidad del total de los alevines (Malo de Molina y cols., 2005). En peces adultos, la tolerancia a una exposición aguda a bajos niveles de pH está relacionada con la capacidad de las branquias para resistir una pérdida neta de iones (Freda y McDonald, 1988; McDonald y cols., 1991). La mortalidad es más pronunciada después de cambios bruscos de pH, debida a fallos en la regulación branquial de iones (Witters, 1998). Ya se trate de exposición a pH ácidos o alcalinos, se produce una erosión de la superficie corporal y branquial, que puede derivar en hipersecreción mucosa, hemorragias cutáneas, alteraciones del balance electrolítico y de los mecanismos de regulación, colapso circulatorio y finalmente desencadenar la muerte (Alabaster y Lloyd, 1982; de Kinkelin y cols., 1991; Laurent y cols., 1995). La exposición a valores subletales de pH ácidos (≤ 5,5) o alcalinos (≥ 10) puede producir graves alteraciones metabólicas o del crecimiento (Alabaster y Lloyd, 1982; Dockray y cols., 1996; Witters, 1998). En el pez gato africano (Clarias batrachus), por ejemplo, se produce un descenso en el consumo de alimento a un pH inferior a 6,0 y un marcado descenso en la tasa de crecimiento a pH entre 5,0 y 5,5 (Hamáčkova y cols., 1998). Una vez más, la fase reproductiva es la más sensible a las condiciones de acidez, siendo necesario un pH mayor o igual que 6,5 para que ésta se desarrolle con normalidad (Fromm, 1980). La exposición a valores subletales de pH ácidos y/o alcalinos, puede producir daños en algunas de las fases de la gametogénesis y/o 22 Tesis Doctoral Gonzalo Illán embriogénesis, así como del desarrollo larvario (Alabaster y Lloyd, 1982; Dockray y cols., 1996; Witters, 1998). A un pH de 6,3 se observa un menor crecimiento en las larvas de carpa (Mácková y cols., 1995), mientras que entre 5,0 y 5,2 el desarrollo larvario se detiene. A pH de 5 y 10, el crecimiento de las larvas de tenca está afectado y ocurre una mayor mortalidad que a pH intermedios; valores de pH ≤ 4 y ≥ 11 son letales (Martín Jiménez, 2006). En poblaciones naturales, los rangos anormales de pH podrían ser la causa de una disminución en su actividad reproductora y de un menor éxito en la eclosión de los huevos, y por lo tanto de un mayor deterioro gradual de estas poblaciones (Witters, 1998). En la producción intensiva de algunas especies, fundamentalmente en sistemas con falta de caudal o renovación del agua, el pH constituye un factor limitante (Ortiz y cols., 1994; Fivelstad y cols., 2003). 2.1.1.3.5. Alcalinidad La estabilidad del pH (reserva alcalina o tampón) depende de la concentración de carbonatos y bicarbonatos, así como de los metales alcalinos y alcalinotérreos presentes en el medio acuático (Branson, 2000). Estos compuestos carbonatados provienen generalmente del CO2, que se combina con el agua para formar ácido carbónico (CO3H2), y que a su vez se disocia y combina con las bases de calcio y magnesio del agua (Blanco Cachafeiro, 1995). La tolerancia a los distintos valores de alcalinidad, y por lo tanto a oscilaciones más o menos acusadas del pH, va a depender de factores como la especie, la edad, el estado fisiológico, etc. Algunas especies de ciprínidos, como los piscardos, se encuentran tanto en aguas ácidas y blandas como en aguas alcalinas y duras (Frost, 1943). La estabilidad del pH del agua es un factor importante, pues los peces soportan mal las variaciones bruscas y acusadas (Witters, 1998). En el cultivo de peces de agua dulce, se consideran niveles deseables alrededor de 100 mg/l de carbonato cálcico (Branson, 2000). 2.1.1.3.6. Dureza La dureza de las aguas es una medida de la concentración de iones metálicos divalentes, de su contenido en sales minerales (Branson, 2000). La cantidad de carbonatos-bicarbonatos (dureza temporal, relacionada con la alcalinidad) y de sulfatos o cloruros (dureza permanente) de calcio y magnesio depende en gran parte de la naturaleza geológica del terreno. La dureza actúa como factor limitante para la vida de numerosos organismos acuáticos, y es uno de los factores que afecta al crecimiento de los peces en los ríos. Por ejemplo, la trucha común (Salmo trutta) crece más rápido en aguas relativamente duras (150 mg/l carbonato cálcico), debido a la mayor abundancia de alimento, pero también al efecto del calcio y el magnesio sobre su fisiología, influyendo positivamente sobre el balance energético al elevar la tasa respiratoria durante los meses invernales y disminuirla en los más cálidos (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Una mayor concentración de calcio en el agua también influye positivamente en la supervivencia de los peces en aguas acidificadas (Howells y cols., 1983; Haines, 1981), al reducir, aparentemente, la permeabilidad iónica de las branquias (Stoskopf, 1993), y mantener más constantes los valores de iones plasmáticos en situaciones de acidosis (McDonald y cols., 1980; McDonald, 1983). 2. El medio acuático 23 Además, como hemos visto, el contenido en bicarbonato de las aguas duras es suficiente como para neutralizar el aumento de acidez, por lo que las altas mortalidades debidas a la acidificación del agua son casi exclusivas de las aguas blandas (niveles de Ca2+ inferiores a 20 mg/l) (Witters, 1998). Finalmente, cabe mencionar que algunos metales pesados son más tóxicos en aguas blandas. Por lo tanto, la cría de peces de agua dulce requiere normalmente una dureza de, al menos, 20 mg/l de carbonato cálcico (Branson, 2000). 2.1.1.3.7. Conductividad La conductividad es una medida de la mineralización del agua, es decir de la concentración de iones totales contenidos en ella (Branson, 2000), entre los que se encuentran los llamados macroconstituyentes (carbonatos, bicarbonatos, sulfatos y cloruros de calcio, magnesio y sodio), los microconstituyentes o nutrientes (amonio, nitritos, nitratos, fosfatos, silicatos, etc.) y los elementos traza (metales pesados) (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Uno de los primeros éxitos evolutivos de los peces ha sido su adaptación a estas características osmóticas del medio, mediante la regulación de sus fluidos corporales (hipertónicos, en el caso de peces continentales) respecto al medio externo. De hecho, la salinidad es el factor limitante en la distribución de muchas especies de agua dulce. Los requerimientos también pueden variar para una especie de pez en particular, dependiendo de la fase de su ciclo vital (Stoskopf, 1993). En el caso de las especies migratorias, éstas encuentran ventajas selectivas al invertir sus esfuerzos a la hora de explotar ambientes de distinta salinidad (Dadswell y cols., 1987). La mineralización de las aguas (además de otros factores, como la temperatura y el contenido en nutrientes) también afecta al crecimiento de las distintas poblaciones de peces. Algunas poblaciones de bogas de la cuenca del río Duero (Chondrostoma sp.) tienen una mayor tasa de crecimiento en ambientes con una elevada mineralización del agua (conductividad ≥ 200 µS/cm) (Barceló Culebras y García de Jalón, 1986). Es razonable, ya que el contenido en nutrientes es también uno de los factores limitantes en el crecimiento de las algas que constituyen su alimentación básica (Kacanski y cols., 1980). Sin embargo, en ciertas circunstancias, los altos niveles de conductividad, por encima de los límites de tolerancia de las poblaciones, o sus fluctuaciones, pueden producir estrés en los peces (Branson, 2000). 2.1.1.3.8. Compuestos nitrogenados El nitrógeno, ya presente en la atmósfera, se incorpora al ciclo del agua con la lluvia y a través de las escorrentías, si bien gran parte de su contenido en las aguas proviene de la contaminación, a partir de ciertas actividades industriales, agroganaderas o de aguas residuales procedentes de núcleos urbanos (Kelso y cols., 1997). El amonio también se genera en la descomposición de desechos orgánicos, y es el principal producto de excreción de los peces (Ortiz y cols., 1994), que lo secretan principalmente a través de las branquias (Hoole y cols., 2001). En condiciones de cultivo intensivo, sus altos niveles pueden ser indicativos de una sobrepoblación o una sobrealimentación (Branson, 2000). En el agua, el amonio está presente como amonio ionizado (NH4+) y libre no ionizado (NH3), y sus proporciones varían según las condiciones del agua. El más tóxico es el amonio libre (Russo, 1985), cuya proporción se incrementa con el aumento de la temperatura y del pH, disminuyendo con la salinidad (Emerson y 24 Tesis Doctoral Gonzalo Illán cols., 1975). Existen otros factores que están implicados en los niveles y en la toxicidad del amonio. Si el agua contiene una biomasa significativa de macrófitas y/o algas, los ciclos de fotosíntesis/respiración causarán variaciones en los niveles de oxígeno disuelto y CO2 respectivamente, afectando también al pH (Hoole y cols., 2001). Asimismo, niveles bajos de oxígeno disuelto pueden potenciar el efecto tóxico del amoníaco (Emerson y cols., 1975; Soderberg y cols., 1983). En las aguas naturales, y en sistemas de cultivo con filtración biológica, las bacterias aeróbicas nitrificantes degradan el amonio tóxico secuencialmente a nitrito (Nitrosomonas sp.) y después a nitrato (Nitrobacter sp.) (Hoole y cols., 2001). Éste puede ser asimilado posteriormente por las plantas u otros organismos, o reducido por bacterias anaeróbicas facultativas a diferentes compuestos nitrogenados, pasando de nuevo a la atmósfera (Kelso y cols., 1997). Así, normalmente, el amoníaco no constituye un problema donde hay plantas presentes, ya que lo utilizan como principal fuente de nitrógeno (Branson, 2000). La presencia de algunos factores ambientales adversos, como el oxígeno disuelto, el pH o la temperatura, en niveles inadecuados para las bacterias nitrificantes, pueden influir negativamente sobre estas etapas e incrementar la concentración de estos compuestos hasta niveles tóxicos (Lewis y Morris, 1986; Russo y Thurston, 1991). El uso inapropiado de productos químicos, o una insuficiente población bacteriana, pueden desencadenar el mismo efecto (Stoskopf, 1993). Los nitritos suelen ser residuales en los cursos naturales de agua, estimándose su concentración por debajo de 0,001 mg/l (Kelso y cols., 1997). Sin embargo sus niveles son mayores en aguas contaminadas (Blanco Cachafeiro, 2005). La tolerancia a estos desechos nitrogenados (amonio y nitritos) varía entre especies e incluso a nivel individual, y la respuesta frente a concentraciones subletales depende de factores como la especie, la edad, el estado fisiológico o el tiempo de exposición (Alabaster y Lloyd, 1982; Hanson y Grizzle, 1985; Russo y Thurston, 1991; Frances y cols., 1998). Los peces más pequeños son más sensibles a su toxicidad (Stoskopf, 1993). Después de una exposición crónica a niveles subletales, los peces son capaces de desarrollar una tolerancia al amonio (Hoole y cols., 2001). Los valores seguros son difíciles de establecer, debido a la complejidad existente a la hora de evaluar la exposición a niveles bajos. La mayoría de los peces de aguas templadas parecen tener unos requerimientos de amonio no ionizado por debajo de 1,0 mg/l de NH3-N (Hoole y cols., 2001). Un rango entre 0 y 0,05 mg/l de amoníaco se ha estimado como seguro para las especies salmonícolas; valores superiores a 0,1 mg/l pueden ocasionar efectos letales o subletales (Barnabé, 1994). El amoníaco sin ionizar es la principal causa de lesiones directas sobre el epitelio branquial, caracterizadas por la presencia de hiperplasia y reducción de la capacidad para captar oxígeno (Branson, 2000), afectando también a la concentración y composición del mucus (Carballo y cols., 1995). Se producen problemas en la osmorregulación (aumento en la permeabilidad de las branquias), y cambios en la composición química de la sangre, además de destrucción del epitelio del tracto digestivo y daños en el sistema nervioso central, que derivan en una mayor excitabilidad (Hoole y cols., 2001). Se pueden producir igualmente lesiones en hígado, riñón y cerebro, que afectan al crecimiento y a la reproducción (Soderberg y cols., 1983; de Kinkelin y cols., 1991). La exposición a niveles crónicos subletales pueden inducir estrés, con un aumento de la susceptibilidad a las infecciones (Branson, 2000). 2. El medio acuático 25 Aunque mucho menos tóxicos que el amonio, la presencia de nitritos también es potencialmente perjudicial para los peces (Hoole y cols., 2001), y su toxicidad está también influenciada por determinados factores ambientales, como la disponibilidad de oxígeno disuelto o la presencia de algunos elementos químicos en el agua (Lewis y Morris, 1986; Russo y Thurston, 1991), como aquellos implicados en su dureza, que reduce su toxicidad (Hoole y cols., 2001). Aunque en aguas naturales no suele representar un problema, en sistemas cerrados pueden alcanzarse niveles tóxicos (Branson, 2000). La susceptibilidad al nitrito varía considerablemente entre las especies, posiblemente debido a diferencias en su absorción (Hoole y cols., 2001), que se realiza a través de las branquias (Martínez y Souza, 2002); una vez en el torrente circulatorio, la hemoglobina es oxidada a metahemoglobina, menos efectiva en el transporte de oxígeno (Alabaster y Lloyd, 1982; Lewis y Morris, 1986; Jensen, 2003). Este hecho, junto con las afecciones respiratorias y/o del balance electrolítico, puede desencadenar un cuadro de hiperventilación e hipoxia tisular (Frances y cols., 1998). También tiene efectos como relajante muscular y vasodilatador, afectando al funcionamiento cardiaco (Hoole y cols., 2001). Las numerosas alteraciones fisiológicas a nivel cardiovascular, endocrino y excretor, pueden afectar al comportamiento y al desarrollo (Jensen, 2003). La exposición crónica a niveles subletales aumenta la susceptibilidad a determinadas infecciones bacterianas (Hanson y Grizzle, 1985) y parasitarias. Mientras que concentraciones de 1 mg/l ya son letales para los salmónidos (Buxadé, 1997), niveles superiores a 40 mg/l tan sólo tienen un efecto subletal para la carpa (Lewis y Morris, 1986). Finalmente los nitratos tienen escasa toxicidad para los peces, salvo en concentraciones superiores a 400 mg/l (Buxadé, 1997). Sin embargo, en condiciones anaerobias pueden dar lugar a nitritos (Blanco Cachafeiro, 1995). En altas concentraciones reduce el crecimiento de los peces y aumenta su susceptibilidad a infecciones, aunque el mecanismo de su toxicidad es poco conocido (Hoole y cols., 2001). También puede producir efectos adversos en el hábitat acuático, mediante un empobrecimiento o eutrofización de las aguas (Russo y Thurston, 1991; Stormer y cols., 1996). Paradójicamente, algunas poblaciones de peces, como la boga del Duero (Chondrostoma duriense), presentan mejores tasas de crecimiento en aguas con un alto contenido en nitratos (>0,85 mg/l) (Barceló Culebras y García de Jalón, 1986), ya que estos nutrientes estimulan el crecimiento de las algas, su principal fuente de alimento (Kacanski y cols., 1980). 2.1.2. Funcionamiento de los ecosistemas fluviales El río es un sistema único y continuo, en el que se produce una evolución del estado de la materia a lo largo del mismo, y una sucesión continua de especies que responden a esta disposición del alimento y a las condiciones físicas de la corriente (Vannote y cols., 1980). En tal ambiente, las asociaciones biológicas se estructuran tratando de incrementar su eficiencia en la utilización de la energía, y captando los nutrientes que circulan describiendo una espiral (Webster y Patten, 1979; Newbold y cols., 1983). En cada segmento de este ecosistema se produce un intercambio de biomasa y un flujo de energía, tanto en los procesos biológicos como en los abióticos. Desde un punto de vista funcional, se producen interacciones en forma de entrada e intercambio de energía, entre los distintos elementos del medio, en una cuádruple dimensión espacio- 26 Tesis Doctoral Gonzalo Illán temporal, que se traducen en distintos fenómenos: heterogeneidad ambiental, deriva y migración de organismos y materiales, perturbación ambiental, y duración de la estabilidad (Granado-Lorencio, 2002). En este tipo de ecosistemas, el parasitismo, como se discutirá posteriormente en el Capítulo 4, se puede explicar, en parte, como una estrategia adoptada por estos organismos para evitar el efecto de la deriva. Así que, en estos ambientes, la naturaleza es fluctuante (Connell y Sousa, 1983) o, al menos, en equilibrio dinámico (Wolda, 1989), y por ende las biocenosis que los forman, siendo estas fluctuaciones ambientales las responsables de las fluctuaciones en sus poblaciones (Chesson, 1994). Cualquier perturbación ambiental fragmenta el ecosistema, sus comunidades o sus poblaciones, cambiando la disposición de sus recursos, sustrato o ambiente físico (Pickett y White, 1985). A pesar de todo, el sistema puede integrar estos fenómenos en su funcionamiento, sin cambiar por lo tanto su estructura cualitativa (Holling, 1959). Esta cualidad permite a las poblaciones de peces como los ciprínidos, especies oportunistas y con bajos tiempos de generación, desarrollar sus ciclos vitales en ambientes con una fuerte inestabilidad, muy fluctuantes, recuperando su tamaño poblacional antes que el resto de familias continentales (Detembeck y cols., 1992). La diversidad de especies, por otra parte, va a depender de la capacidad de estos ecosistemas para sostener vida (energía) y de la variación del ambiente en el espacio y en el tiempo (Schlosser, 1987). Es en las zonas en las que existe una frecuencia intermedia de perturbación donde la biodiversidad es mayor, ya que en ellas se mantienen tanto las especies pioneras como las climácicas (Connell, 1978). Por el contrario, es en los ríos estacionales (como los del presente estudio) donde, sin duda, la diversidad íctica es menor (Margalef, 1983), ya que son sistemas muy estresados, tolerados únicamente por las especies más pioneras, de carácter colonizador, como los ciprínidos (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Además, en estos ambientes fluctuantes propios de los ecosistemas fluviales ibéricos se producen marcadas oscilaciones en la producción y biomasa de sus poblaciones ícticas (Granado-Lorencio, 2002), por lo que sus densidades también serán menores. 2.1.2.1. Los tramos altos y medios de los ríos ibéricos Los tramos altos de nuestros ecosistemas fluviales (Figura 2.2) se extienden desde el denominado crenon hasta el metarhithron (Illies y Botosaneau, 1963), en lo que se conoce como zona de la trucha (Huet, 1954; Gutiérrez Calderón, 1968), de aguas salmonícolas (Directiva 2006/44/CE). Situados por encima de los 1.000 m de altitud, son lugares de fuerte desnivel, donde la corriente transita de forma torrencial, con fuerte arrastre de materiales erosivos. La densidad de drenaje de estas cuencas es muy elevada, y sus cauces son rectilíneos y estrechos, de poca profundidad, y con el lecho constituido principalmente por sustrato cohesivo, formando cascadas, saltos y pozas, rápidos y remansos que configuran una gran diversidad de microhábitats (García de Jalón y González del Tánago, 1988). La temperatura del agua en estas zonas es fría y relativamente constante, lo que junto con las características del lecho del río hace que sean aguas bien oxigenadas. Por otra parte, son aguas oligotróficas y transparentes y su principal fuente de materia orgánica es exógena, constituida por partículas relativamente gruesas. Los únicos productores primarios son las algas del perifiton y la comunidad de peces está formada por salmónidos y pequeños ciprínidos reófilos, como el piscardo; a 2. El medio acuático 27 menor altitud empiezan a aparecer otros ciprínidos de pequeño tamaño, como bordallos y bermejuelas (Velasco y cols., 2005). Figura 2.2. Especies de ciprínidos ibéricos en los tramos altos y medios de los ríos muestreados Aguas abajo, los tramos medios (Figura 2.2), frecuentes en los ríos de la cuenca del Duero hasta los 1.000 m de altitud, se prolongan desde el denominado hyporhithron hasta el metapotamon (Illies y Botosaneau, 1963), en la conocida como zona del barbo (y de transición al barbo) (Huet, 1954; Gutiérrez Calderón, 1968). Su pendiente es menos pronunciada, empezando a existir procesos de sedimentación. El cauce se ensancha, y se empiezan a formar algunos meandros. La profundidad sigue siendo baja, mientras que la granulometría del fondo disminuye, estando constituido por rápidos y pozas (García de Jalón y González del Tánago, 1988). La temperatura del agua, debido a estas características del cauce y del lecho, es mayor que en tramos superiores, con mayores oscilaciones diarias y estacionales. La mineralización de las aguas se incrementa (Cummins, 1977), así como su estabilidad geomorfológica, hidrológica, química y biológica (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Se trata de aguas más eutróficas, donde los niveles de compuestos de nitrógeno y fósforo son mayores (Fernández Aláez y cols., 1990; Velasco y cols., 2005). La materia orgánica proviene fundamentalmente de los tramos altos, y llega ya en forma de partículas finas disueltas (García de Jalón y González del Tánago, 1988). En estos tramos, las radiaciones solares empiezan a llegar hasta el fondo del río, donde son aprovechadas por el perifiton y una abundante vegetación macrofítica, y se produce un cambio en la estructura trófica de los macroinvertebrados (hospedadores intermedios de parásitos) (Vannote y cols., 1980), a la vez que aumenta su densidad (Dudgeon, 1984; Edwards y Broker, 1984; Ward, 1986). En la comunidad piscícola predominan las especies de ciprínidos reófilos (Velasco y cols., 2005), cuyas poblaciones son las más abundantes y diversas (Encina y cols., 2006). 28 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.1.2.2. Los ecosistemas fluviales mediterráneos (el factor estacionalidad) Los ecosistemas fluviales mediterráneos de la Península Ibérica se caracterizan, principalmente, por su inestabilidad, intermitencia y estrés ambiental, con altas temperaturas y sequías en verano, alternando con períodos de torrencialidad e inundaciones invernales (Lozano-Rey, 1935; Doadrio, 1988). Estas peculiaridades hidrológicas han determinado la política hidrológica del siglo XX en nuestro país, con la construcción de más de 1.200 grandes presas. La característica estacionalidad ambiental influye de forma significativa en la calidad del hábitat que ocupan los peces, ya que está relacionada con los cambios fisicoquímicos del agua, especialmente de la temperatura (Lobón-Cerviá y Rincón, 1994), con los factores hidrológicos, o con la frecuencia de presentación de fenómenos de perturbación ambiental (Encina y cols., 2006). Adaptadas a estas condiciones, las comunidades ícticas ibéricas se desorganizan durante las inundaciones y se reestructuran durante los períodos estables del sistema. En el caso de las especies de ciprínidos ibéricos, sus estrategias vitales, de carácter oportunista (Lobón-Cerviá y Torres, 1983; Miñano y cols., 2003), están ajustadas a estos cambios estacionales, lo cual se refleja en: su edad de madurez reproductiva y esfuerzo reproductivo (Mann, 1980a; Lobón-Cerviá y Torres, 1983; Lobón-Cerviá y cols., 1991), en el número de clases de edad de sus poblaciones (Miñano y cols., 2003), en la longitud máxima alcanzada por sus individuos (Kennedy y Fitzmaurice, 1972; Mann, 1980a; Miñano y cols., 2003), en sus ritmos y patrones de crecimiento (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Lobón-Cerviá y Fernández Delgado, 1984; Mills, 1988; Herrera, 1991; Rodríguez Ruiz, 1992) o en su condición somática (relacionada con el ciclo reproductivo) (Mann, 1980a; Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Lobón-Cerviá, 1982b; Millylä y cols., 1983; Mills, 1987; Maia y cols., 2006). De manera indirecta, el estrés ambiental es un factor implicado en la elevada mortalidad de los ciprínidos en este tipo de ambientes (Encina y cols., 2006), ya que está implicado en su crecimiento acelerado en las primeras fases del ciclo vital (Craig, 1978; Mills, 1987) y en su reproducción a edades muy tempranas (LobónCerviá y cols., 1991; Miñano y cols., 2003). Por otra parte, los individuos más jóvenes también son menos resistentes a las sequías (Lobón-Cerviá y cols., 1991), mientras que en los más viejos la inversión energética en la reproducción puede restar energía al mantenimiento somático y reflejarse en una mayor mortalidad (Rincón y Lobón-Cerviá, 1989). La estacionalidad es el factor clave que subyace en el ciclo reproductivo y en las migraciones a las zonas de freza (Encina, 1991; Encina y Granado Lorencio, 1997a, 1997b, 1997c), a partir de cambios en la temperatura (Rodríguez Ruiz y GranadoLorencio, 1992; Baras y cols., 1994), en el fotoperíodo (Bullough, 1939, 1941; Frost, 1943; Lien, 1981), o en las condiciones de la corriente (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Influye en el comportamiento gregario de los peces (Blaxter, 1970; Jacobsen, 1979), en su nivel de actividad (Frost, 1943; Lobón-Cerviá y de Diego, 1988; Maia y cols., 2006), diversidad trófica (menos amplia en ambientes estacionales) (Granado-Lorencio, 2002), tipo de alimento (Encina, 1991; Granado-Lorencio, 1992; Magalhães, 1992, 1993; Collares-Pereira y cols., 1996; Granado-Lorencio y cols., 2000) y en su frecuencia de alimentación (reducida en los meses fríos) (Frost, 1943; Lobón-Cerviá y Rincón, 1994). 2. El medio acuático 29 Normalmente, los peces nativos soportan bien estas variaciones en las condiciones físicoquímicas e hidrológicas, ya que han desarrollado estrategias adaptativas para afrontar cambios ambientales tan bruscos (Encina y cols., 2006), aunque en ciertas ocasiones su estado de salud puede verse comprometido debido a la elevada turbidez que se genera en las crecidas. De hecho, se ha constatado que estas perturbaciones ambientales están implicadas en ciertos episodios de mortalidad en poblaciones salvajes (Gurucharri y cols., 1995; Austin, 1999; Hendry y cols., 2003). Cuando llegan las épocas de sequía, y el nivel de agua es mínimo, los organismos se concentran en tablas, donde se producen condiciones de sobrepoblación, anoxia nocturna y, en algunos casos, mortalidad generalizada (Encina y cols., 2006). 2.1.2.3. La alteración de nuestros ríos A fecha de hoy, la mayoría de los cuerpos de agua del planeta han sido, en mayor o menor extensión, perturbados por el ser humano (Margalef, 1983), que con sus actuaciones en las últimas décadas ha degradado de forma cualitativa su composición, estructura y funcionamiento. En nuestro país ya no existe ningún río en estado natural, y en la cuenca del Duero las aguas de mejor calidad únicamente se encuentran en los tramos de cabecera de los ríos (García-Amilivia, 2012). 2.1.2.3.1. Construcciones hidráulicas Las peculiaridades hidrológicas mencionadas en el apartado anterior han determinado la política hidrológica del siglo XX en nuestro país, con la construcción de multitud de presas. España, hasta ayer (en términos evolutivos) un país de ambientes lóticos (aguas corrientes), se ha convertido en una región de ambientes lénticos (aguas remansadas), con todo lo que esto implica para los organismos de vida acuática (Encina y cols., 2006). La construcción de un embalse modifica el ecosistema (Figura 2.1). Los embalses de cabecera, diseñados para regular el aporte y distribución de las aguas, van a funcionar como un híbrido entre un río y un lago, donde el ecosistema lótico es reemplazado parcialmente por uno léntico (Margalef, 1983). El aporte de material nutritivo en su superficie es extraordinario, aunque su elevada turbidez puede contrarrestar tal efecto y limitar la producción primaria. En muchos de ellos, no existe circulación por debajo de la toma de agua, por lo que se produce una estratificación estival de algunos parámetros, como el contenido de nutrientes, el potencial redox, la DBO (Margalef, 1983), la temperatura y el oxígeno, produciéndose una anoxia en el fondo (Garanado-Lorencio, 2002). En estas condiciones, donde predominan las pozas frente a los rápidos, aumenta la concentración de elementos finos y se desarrollan comunidades de organismos de carácter planctónico (Ward y Standford, 1980; Granado-Lorencio y García Novo, 1986), y la biodiversidad piscícola se reduce, aunque puede aumentar la biomasa total de peces (Martín Jiménez, 2006; García-Amilivia, 2012). Otro de los efectos que tiene lugar con la construcción de un embalse es la fragmentación espacial del río, convirtiéndose en barreras infranqueables para las poblaciones de peces, especialmente en la época de reproducción (Margalef, 1983; Gosset y cols., 1992; Baras y cols., 1994). Este caldo de cultivo que es el embalse, con altas densidades de peces, elementos planctónicos (algunos de ellos, fases larvarias de parásitos) y condiciones físico-químicas particulares, es liberado sobre la zona posterior, aguas abajo. 30 Tesis Doctoral Gonzalo Illán De hecho, son estos tramos fluviales, situados aguas abajo de los embalses, los que sufren más la presencia y funcionamiento de las presas. Río abajo se produce una transformación del ambiente natural, con efectos negativos sobre la ecología de las especies piscícolas (Petts, 1984). Si el agua que sale del embalse procede del hipolimnion anóxico, se originan problemas secundarios aguas abajo, ya que puede ser tóxica para los macroinvertebrados y los peces (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Además, se produce una pérdida de elementos pelágicos hacia el río (Walburg, 1971; Willis y Stephen, 1987), y el aumento de turbidez puede significar la destrucción del macrobentos, el perifiton, las macrófitas y los frezaderos de peces, sus huevos y sus alevines (Fernández San Juan, 1995). También se modifica el patrón de crecidas y estiajes, que no coincide con el que necesitan los peces para su reproducción (Velasco y cols., 2005), y ese estrés ambiental puede provocar la variación azarosa en su condición somática y una asincronía en la dinámica estacional de sus estrategias de vida (Torralba y cols., 1997; Miñano y cols., 2003). Como se ha señalado anteriormente, la modificación de los factores hidrológicos en un tramo del río puede afectar, de una forma directa o indirecta, tanto a los peces como a su parasitofauna. 2.1.2.3.2. Contaminación de los cursos fluviales Por sus efectos biológicos, sobre los seres vivos, podemos considerar cinco tipos de contaminantes presentes en las aguas de los ríos: sólidos en suspensión, calor, nutrientes (eutrofización), materia orgánica, y sustancias tóxicas. Algunos de estos parámetros están presentes en la “Lista indicativa de los principales contaminantes” del Anexo VIII de la Directiva Marco del Agua (Directiva 2000/60/CE). El ser humano (Margalef, 1983) y algunos fenómenos naturales (como las inundaciones) (Hoole y cols., 2001) aportan gran cantidad de materia orgánica a los ríos. En acuicultura, ésta proviene principalmente de los restos fecales y del pienso no ingerido (Branson, 2000). Pero toda esta materia, particulada y soluble, ha de ser finalmente descompuesta por bacterias y hongos, que absorben el oxígeno disuelto de las aguas (Margalef, 1983; Branson, 2000; Roberts, 2001). En los ríos, los casos de contaminación ligera pueden traducirse en un primer momento en fuertes incrementos de la biomasa de algas, invertebrados y peces. A medida que el nivel de oxígeno disuelto va disminuyendo, las especies más tolerantes proliferan en detrimento de las más sensibles, estableciéndose un gradiente de distintos tipos de comunidades de organismos (Margalef, 1983). En casos severos, el valor de oxígeno disuelto puede descender por debajo de los requerimientos mínimos para la vida piscícola (Hoole y cols., 2001), provocando problemas de distinta índole revisados con anterioridad. Por su parte, la eutrofización consiste en un enriquecimiento de nutrientes (principalmente fósforo y nitrógeno) en las aguas que, en condiciones de oligotrofía, limitan la producción vegetal. Se produce, por lo tanto, un gran crecimiento de macrófitas, que cubren el cauce y favorecen el desarrollo de las poblaciones animales. Si el proceso continúa y se hace crónico, la vegetación muerta se descompone y produce los mismos efectos que una contaminación orgánica leve (García de Jalón y González del Tánago, 1988), con liberación de toxinas (Roberts, 2001). Los peces, debido a su continuo contacto directo con las distintas sustancias presentes en el agua, son indicadores biológicos ideales del grado de 2. El medio acuático 37 población dedicada mayoritariamente a la actividad forestal (pino) y a la ganadería porcina (IGME, 2007). El punto de muestreo (Dur) (Figura 2.5), situado pocos kilómetros aguas abajo de la presa hidroeléctrica de Las Vencías, a 865 m de altitud, es un tramo fluvial constituido por rápidos continuos, y con un lecho formado por cantos redondeados y gravas. Al igual que el punto de muestreo del río Ucero (Uc-A), la ribera se encuentra en buen estado, y la vegetación acuática es abundante. Figura 2.5. Puntos de muestreo de la provincia de Segovia (Dur y Er) 2.2.3.5. Punto de muestreo Er (río Eresma) El río Eresma nace en la Sierra de Guadarrama, de la confluencia de varios arroyos, y discurre en dirección norte, pasando por la ciudad de Segovia. Tras recoger las aguas de sus principales afluentes, el Moros y el Voltoya, desemboca en el Adaja (Valladolid). Por la región por la que discurre, con un relieve poco accidentado, a una altura de 720 a 880 m, se encaja esta red fluvial que da lugar a angostos valles de laderas escarpadas. La zona está situada en la gran cuenca intramontana del Duero, rellenada por materiales de origen continental, en la que dominan ambientes sedimentarios (fluviales y aluviales). Sobre las depresiones se han depositado sedimentos de ciénagas, lagunas y playas, debidos al desbordamiento rápido de los ríos. Sobre la superficie de la región se sitúan importantes acumulaciones eólicas, fijadas al terreno por extensos pinares (IGME, 1982a). El punto de muestreo (Er) (Figura 2.5), situado a unos 787 m de altitud, es un tramo fluvial constituido por rápidos, remansos y numerosos meandros y playas. El lecho del río es principalmente arenoso, y su cauce sufre marcadas oscilaciones estacionales. El río Eresma en este tramo es un ejemplo típico de río mediterráneo con fuertes oscilaciones estacionales en su caudal (inundaciones y sequías). 38 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.2.3.6. Punto de muestreo Uc-M (río Ucero, tramo medio) A varios kilómetros río abajo del punto de muestreo del tramo alto del Ucero (Uc-A), se ha muestreado un tramo con una serie de peculiaridades ambientales respecto al anterior. Después de pasar por el municipio del Burgo de Osma (Soria), una localidad de 3.600 habitantes, y de atravesar varias localidades rurales, el río discurre lentamente por una zona llana con vocación agrícola y ganadera. En su curso, su caudal es regulado por un pequeño embalse, para circular libremente de nuevo. Uc-M (Figura 2.3) es un tramo fluvial situado a unos 956 m de altitud, constituido por rápidos y continuos, y cuyas aguas han experimentado la influencia negativa de la actividad humana en forma de contaminación de origen urbano y agrícola. 2.2.3.7. Punto de muestreo Pisc (Piscifactoría, sistema acuático artificial) Se halla en una zona situada en el borde suroccidental de la Depresión del Duero, entre los 790 y los 940 m de altura, y en la que predominan los materiales terciarios (areniscas y arcillas). En esta región, las aguas son drenadas principalmente por el río Tormes, del que parten numerosos canales cuya arteria principal, el canal de Villagonzalo, riega los numerosos núcleos poblacionales dedicados a la agricultura (IGME, 1982b). La piscifactoría de tencas (punto de muestreo Pisc) está situada en el término municipal de Machacón (Figura 2.6), a 13 km de Salamanca y a 810 m de altitud. El agua que recorre sus instalaciones procede, principalmente, de un pozo artesiano, y en menor medida del canal de Villagonzalo. Sus lagunas están construidas de cemento, con un sustrato cubierto parcialmente de tierra, y abundante vegetación acuática. El sistema de producción se puede considerar como semi-intensivo, con una fase de engorde en la que los peces se alimentan fundamentalmente a partir de la productividad natural de los propios estanques. Figura 2.6. Punto de muestreo localizado en la provincia de Salamanca (Pisc) 2. El medio acuático 39 2.3. Recogida de muestras de agua En cada muestreo realizado, se recogió una muestra de 500 ml de agua, un volumen lo suficientemente pequeño como para ser transportado con facilidad y manipulado en el laboratorio, pero sin dejar de representar con exactitud las condiciones del medio del que procedía (Clesceri y cols., 1992). La toma de muestra se realizó en la zona intermedia del río (o del estanque, en el caso de la piscifactoría), evitando poner en suspensión los sedimentos del medio (Riolobos y cols., 2002). Posteriormente, después de su correcto etiquetado, las muestras destinadas a su análisis físico-químico se transportaron en envases de plástico, y las destinadas a su análisis microbiológico en botes de vidrio borosilicato estéril. Debido a que eran muestras sobre las que se iba a determinar su contenido en compuestos inorgánicos (nutrientes), se tuvo especial cuidado en su conservación. Para ello, fueron transportadas al laboratorio en condiciones de refrigeración, y fueron analizadas en un período máximo de 24 h (Rodríguez y cols., 2000; Riolobos y cols., 2002). Antes de proceder a su análisis, se agitaron con el fin de conseguir su homogeneidad. 2.4. Recogida de datos in situ Simultáneamente a la recogida de muestras, mediante observación directa se tomaron datos relativos a las características del punto de muestreo y medioambientales, y se midieron algunos parámetros de calidad físico-química del agua. 2.4.1. Características del punto de muestreo Se anotaron algunas variables que al final del estudio formarían parte del análisis estadístico y epidemiológico (tramo de río, estación del año), y otros datos sobre las características del punto de muestreo que podrían ser útiles en la caracterización del mismo, pero que no formarían parte del análisis (características hidrológicas del tramo, presencia de vegetación acuática o de ribera, tipo de lecho de río, etc.). 2.4.2. Parámetros físico-químicos del agua Debido al cambio que sufren algunos parámetros en la muestra de agua tiempo después de su recogida, es necesario hacer las mediciones de los mismos in situ. Se midieron de esta manera, utilizando aparatos electrónicos dotados del electrodo adecuado, los siguientes parámetros: la conductividad (µS/cm) se midió con un conductivímetro (portátil 524, con compensador automático de temperatura, Crison); el pH (unidades de pH) se midió con un pH-metro (portátil 507, con medición simultánea de mV y medición y compensación de temperatura, Crison); la turbidez (unidad normalizada de turbidez, FTU, equivalente a unidad nefelométrica de turbidez, NTU) con un turbidímetro portátil (HI93703, Hanna); y el oxígeno disuelto (mg/l) y la temperatura del agua (ºC) se midieron con un oxímetro portátil (OXI 330i, con electrodo de OD CellOx 325, Crison). 40 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.5. Metodología analítica 2.5.1. Determinación de la calidad físico-química de las aguas 2.5.1.1. Parámetros estimados mediante Valoraciones Titramétricas Se utilizaron kits comerciales para la determinación volumétrica de las concentraciones (expresadas en mg/l) de alcalinidad (Visocolor AL7, MachereyNagel) y dureza (Aquamerck 1.08011.0001, Merck). 2.5.1.2. Parámetros estimados mediante Fotometría Se utilizó un fotómetro portátil (Filter Photometer PF-11, Macherey-Nagel) y diferentes kits comerciales (Visocolor ECO, Macherey-Nagel) con el fin de determinar las concentraciones (expresadas en mg/l) de amonio (Ammonium Test, 0,2-3 mg/l NH4+), nitritos (Nitrit Test, 0,02-0,5 mg/l NO2-), nitratos (Nitrat Test, 4-120 mg/l NO3-) y fosfato total (Phosphat Test, 0,2-5 mg/l PO4-P). 2.5.2. Estudio de la calidad microbiológica de las aguas Para el estudio de la calidad microbiológica de las aguas se siguieron los protocolos de trabajo marcados por el RD 1138/1990 por el que se aprueba la Reglamentación Técnico Sanitaria para el abastecimiento y control de aguas potables para consumo humano, y aquellas encontradas en la bibliografía consultada (Rodier, 1981; Pérez y Espigares, 1995). 2.5.2.1. Recuento de coliformes totales, coliformes fecales y estreptococos fecales La determinación cuantitativa de estos grupos de microorganismos se realizó por el método de filtración por membrana y posterior siembra en medios de cultivo sólidos a una temperatura adecuada para cada uno de ellos (RD 1138/1990). Este método consiste en hacer pasar un volumen de 100 ml de muestra problema a través de un filtro de membrana estéril (acetato de celulosa), de 47 mm de diámetro y un tamaño de poro de 0,45 µm (Millipore), colocado sobre un soporte o portafiltros estéril (rampa de filtración múltiple de acero inoxidable de tres puestos con soportes Microfil®, MIAC 03P 01 Millipore; embudo de plástico estéril de 100 ml en cada puesto, Millipore) y con ayuda de una bomba de microfiltración (Sistema Microfil®, Millipore). Debido a que las muestras procedían de aguas superficiales sin tratar, el número de bacterias existentes en 100 ml podría variar desde varias decenas hasta cientos de miles. Por ello se hizo necesario, en nuestro caso, trabajar con diluciones 1/100 (con agua destilada estéril) para la determinación de coliformes totales y 1/10 para el recuento de coliformes fecales y estreptococos fecales. Los medios de cultivo selectivos y las temperaturas de incubación utilizadas fueron las siguientes: a) Medio mEndo Agar (Difco™), para recuento de coliformes totales, en el que las colonias desarrolladas presentaban un color rojo con reflejos metálicos. La incubación se realizó a 37 ± 1ºC durante 24 ± 2 h. 2. El medio acuático 41 b) Medio mFC Agar (Difco™), para recuento de coliformes fecales, en el que las colonias desarrolladas presentaban un color azul. La incubación se realizó a 44 ± 0,5ºC durante 24 ± 2 h. c) Medio Slanetz-Barley (Cultimed), para el recuento de estreptococos fecales, cuyas colonias presentaban un color ladrillo o rojizo. La incubación se realizó a 37 ± 1ºC durante 48 ± 3 h. El resultado final se expresó en ufc (unidades formadoras de colonias) presentes en 100 ml de agua. Las muestras fueron procesadas en un plazo inferior a 48 h desde su recogida, en todos los parámetros de calidad microbiológica analizados. 2.5.2.2. Recuento de aerobios totales Para su determinación se depositaron 1, 0,5 y 0,1 ml de la muestra a analizar en placas de Petri estériles. Éstas se sembraron por duplicado mediante siembras en profundidad con 20 ml de agar nutritivo Plate Count Agar (Cultimed) previamente preparado y esterilizado. Una vez sembradas las placas se agitaron mediante movimientos circulares para favorecer la homogeneización y el crecimiento disperso de las colonias. Tras una incubación a 22 ± 2ºC durante 72 ± 3 h y a 37 ± 1ºC durante 48 ± 3 h se calculó el número de bacterias mesófilas totales por ml a 22 y 37ºC, respectivamente. 2.5.2.3. Recuento de anaerobios sulfito-reductores Se tomaron 20 ml de cada muestra en tubos de vidrio de borosilicato (PYREX®) previamente esterilizados. Para destruir las formas vegetativas, cada una de las muestras fue tratada en un baño termorregulado a 80ºC durante 15 min, dejándolas enfriar hasta 45ºC. Cada una de las muestras se filtró (según el método explicado para coliformes y estreptococos) y el filtro se colocó posteriormente en el fondo de una placa Petri (de 50 mm de diámetro). El medio de cultivo Sulfito-PolimixinaSulfadiacina Agar (SPS) (Cultimed), previamente preparado y esterilizado se vertió sobre cada placa, cubriéndola completamente y dejando el filtro en el fondo, en condiciones de anaerobiosis. Tras un período de incubación de 48 h a 37 ± 1ºC se contó el número de colonias negras desarrolladas, sin tener en cuenta las colonias puntiformes. El resultado se expresó como número de esporas de clostridios sulfitoreductores en 20 ml. Con objeto de evitar la dificultad del recuento en aquellas muestras en las que se desarrolló una gran cantidad de colonias, se efectuó una primera lectura a las 24 h de incubación, valorando ésta como resultado aproximado. 2.6. Resultados y discusión 2.6.1. Calidad físico-química y microbiológica del agua Se tomó un total de 49 muestras de agua, 5 en la piscifactoría y 44 en los ríos, correspondiendo 24 a los tramos medios y 20 a los tramos altos. El número de muestreos realizados en función de los distintos puntos seleccionados y de las estaciones de año, así como los valores medios de cada uno de los parámetros para el conjunto de los datos, se pueden consultar en el Anexo 2.1 (Tablas A2.1 y A2.2). 42 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.6.1.1. Parámetros físico-químicos En la Tabla 2.3 se muestran los promedios globales de la calidad físico-química de las muestras de agua recogidas en este estudio, mientras que los resultados desglosados espacial y temporalmente se han incluido en el Anexo 2.2. Tabla 2.3. Calidad físico-química de agua en todas las muestras recogidas (media ± DE) Parámetro Valor Parámetro Valor Temperatura (ºC) 13,03 ± 4,30 Alcalinidad (mg/l) 160,68 ± 87,90 Oxígeno disuelto (ppm) 9,48 ± 2,21 Dureza (mg/l) 170,08 ± 87,11 pH 7,65 ± 0,87 Amonio (mg/l) 0,094 ± 0,097 Conductividad (µS.cm-1) 240,34 ± 139,52 Nitritos (mg/l) 0,084 ± 0,111 Turbidez (FTU) 6,71 ± 12,47 Nitratos (mg/l) 5,98 ± 4,19 Fosfatos (mg/l) 0,53 ± 0,51 La temperatura medida del agua mostró variaciones significativas temporales, registrándose las más altas siempre en el verano (Tabla A2.3) y espaciales, con el valor medio más alto en los tramos medios de los ríos (Tabla A2.4). El valor máximo (25ºC) se registró un verano en la piscifactoría. Nunca superó los valores máximos establecidos por la legislación (Directiva 2006/44/CE y RD 927/1988). El oxígeno disuelto ha variado significativamente en las distintas estaciones del año, presentándose siempre los valores más altos en el otoño (Tabla A2.5). El valor mínimo (4,4 mg/l), por debajo del valor guía recomendado (Directiva 2006/44/CE y RD 927/1988), se registró en verano en el punto de muestreo Uc-M, si bien fue la única ocasión en la que se midió un valor por debajo de 5,0 mg/l. Los valores de pH muestran variaciones espaciales significativas en el conjunto de los datos, registrándose los mayores valores en la piscifactoría (Tablas A2.6 y A2.7) y en los tramos medios (Tablas A2.8 y A2.9). En la piscifactoría, en cuatro ocasiones se registraron valores por encima de lo exigido por la legislación (Directiva 2006/44/CE y RD 927/1988), llegando a un máximo de 10,37. La conductividad, medida en el conjunto de los datos, muestra variaciones espaciales significativas, registrándose los mayores valores en los tramos medios de los ríos (Tablas A2.10 y A2.11). El valor máximo (437 µS.cm-1) se midió en el punto Uc-A. La turbidez, medida en el conjunto de los datos, es un parámetro que ha mostrado variaciones espaciales significativas, registrándose los valores más altos en los tramos medios (Tablas A2.12 y A2.13). En los tramos altos de los ríos también se han registrado variaciones temporales significativas, con los valores más altos en la primavera (Tabla A2.14). El valor máximo (75 FTU) se midió en el punto Arl. La alcalinidad, medida en el conjunto de los datos, muestra variaciones espaciales significativas, registrándose los valores más altos en el punto de muestreo Uc-M, tanto si lo comparamos en el Uc-A (Tabla A2.15) como respecto al resto de los puntos muestreados (Tabla A2.16). El valor máximo (305 mg/l) se midió en el punto Uc-M. Lo mismo ocurre con la dureza que, medida en el conjunto de los datos, muestra variaciones espaciales significativas, registrándose los valores más altos en el punto de muestreo Uc-M, tanto si lo comparamos en el Uc-A (Tabla A2.17) como respecto al resto de los puntos muestreados (Tabla A2.18). El valor máximo (306 mg/l) se midió en el punto Uc-M. 2. El medio acuático 43 En el conjunto de los datos, existen diferencias significativas entre los valores de amonio ionizado medidos en los distintos tramos de los ríos, registrándose los valores más altos en los tramos medios (Tablas A2.19 y A2.20). Los valores más altos se registraron en el Uc-M (0,5 mg/l), Arl (0,4 mg/l) y Er (0,3 mg/l). También existen diferencias significativas entre los valores de nitritos medidos en los distintos tramos de los ríos, registrándose los valores más altos en los tramos medios (Tabla A2.21 y A2.22). Los valores más altos se midieron en el Dur (0,28 mg/l), Arl (0,11 mg/l) y Uc-A (0,04 mg/l). Los valores de nitratos, medidos en el conjunto de los datos, muestran significativamente mayores valores en los ríos que en la piscifactoría (Tabla A2.23), en los tramos medios (frente a los tramos altos) (Tabla A2.24) y, dentro de los distintos puntos de muestreo, en el punto Er (Tablas A2.25). El valor máximo (21 mg/l) se midió en el punto Dur. En el conjunto de los datos, los valores significativamente mayores de fosfatos se han registrado en los tramos medios (frente a los tramos altos) (Tabla A2.26), en el tramo medio del río Ucero (Uc-M, frente al tramo alto Uc-A) (Tabla A2.26) y, entre los distintos puntos de muestreo, en el Er (Tabla A2.27). El valor máximo (2 mg/l) se midió en los puntos Arl, Er y Rev. 2.6.1.2. Parámetros microbiológicos Ya que no existen unos niveles guía establecidos por la legislación para la protección o mejora de la vida piscícola (Ruiz-Zarzuela, 2003; Directiva 2006/44/CE;), desde este punto de vista no podemos valorar objetivamente los resultados obtenidos en nuestro trabajo, aunque algunos estudios muestran un vínculo entre el deterioro de la calidad del agua y la parasitación. En la Tabla 2.4 se muestran los promedios globales de la calidad microbiológica de las muestras de agua analizadas durante el estudio, y los resultados estratificados espacial y temporalmente se incluyen en el Anexo 2.3. Tabla 2.4. Calidad microbiológica del agua en todas las muestras recogidas (media ± DE) Parámetro Valor Aerobios Totales 22ºC (ufc/ml) 3855,4 ± 7760,1 Aerobios Totales 37ºC (ufc/ml) 603,3 ± 897,5 Coliformes Totales (ufc/100 ml) 2854,5 ± 4392,3 Coliformes Fecales(ufc/100 ml) 1673,4 ± 2814,0 Estreptococos Fecales (ufc/100 ml) 195,7 ± 319,7 Clostridios Sulfito Reductores 24 h (ufc/20 ml) 2,4 ± 12,5 Clostridios Sulfito Reductores 48 h (ufc/20 ml) 4,0 ± 14,3 En el conjunto de los datos, los valores significativamente mayores de aerobios totales a 22ºC se han encontrado en los tramos medios (frente a los tramos altos) (Tabla A2.28) y en el punto Er (respecto al resto de puntos muestreados) (Tabla A2.29). El valor máximo (49500 ufc/ml) se midió en el punto Er. En el conjunto de los datos, los valores significativamente mayores de aerobios totales a 37ºC se han registrado en los tramos medios (frente a los altos; y Uc-M frente a Uc-A) (Tabla A2.30) y en el punto Arl (respecto al resto de puntos de muestreo) (Tabla A2.31). El valor máximo (5248 ufc/ml) se midió en el punto Arl. 44 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Los recuentos de coliformes totales, medidos en el conjunto de los datos, muestran valores significativamente mayores en el conjunto de los ríos (frente a la piscifactoría) (Tabla A2.32) y en el tramo medio del río Ucero (Uc-M) (Tablas A2.33 y A2.34). El valor máximo (24000 ufc/100 ml) se midió en el punto Uc-M. Los recuentos de coliformes fecales, referidos al conjunto de los datos, muestran los valores significativamente mayores en el conjunto de los ríos (frente a la piscifactoría) (Tabla A2.35) y en el punto Uc-M (respecto al resto de los puntos muestreados) (Tabla A2.36). El valor máximo (12000 ufc/100 ml) se midió en el punto Uc-M. Los valores de estreptococos fecales, referidos al conjunto de los datos, siempre han sido significativamente más elevados en los tramos medios de los ríos (Tablas A2.37 y A2.38). El valor máximo (1650 ufc/100 ml) se midió en el punto Uc-M. Los recuentos de clostridios sulfito reductores (CSR) (24 h) muestran variaciones temporales significativas, siendo siempre mayores sus valores en la primavera (Tabla A2.39). El valor máximo (84 ufc/20 ml) se midió en el punto Er. Al igual que en el caso anterior, los recuentos de CSR (48 h) también muestran variaciones temporales significativas, siendo siempre mayores sus valores en la primavera (Tabla A2.40). Además, también muestran variaciones espaciales, registrándose los valores significativamente más elevados en el punto Er (Tabla A2.41). El valor máximo (92 ufc/100 ml) se midió en el punto Er. 2.6.2. Parámetros físico-químicos y microbiológicos del agua en función de las características temporales A lo largo del estudio, al estudiar conjuntamente los datos se han registrado variaciones temporales significativas en los niveles de distintos parámetros a lo largo de las distintas estaciones del año. El verano es la estación en la que se han registrado las temperaturas más altas (Tabla 2.5); durante el otoño, los valores más altos de oxígeno disuelto (Tabla 2.6); y en la primavera, los valores más elevados de turbidez (en los tramos altos) (Tabla 2.7), aerobios totales (22ºC) (en los ríos) (Tabla 2.8) y CSR (24 h y 48 h) (Tablas 2.9 y 2.10). Tabla 2.5. Temperatura (ºC) del agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Global (n=14) 12,48 ± 3,99 (n=16) 17,03 ± 2,98 (n=19) 10,07 ± 2,60 <0,001 13,03 ± 4,30 Ríos (n=13) 11,98 ± 3,66 (n=14) 16,43 ± 2,22 (n=17) 10,42 ± 2,50 <0,001 12,79 ± 3,78 Tramos altos (n=7) 9,44 ± 2,37 (n=5) 14,18 ± 1,42 (n=8) 9,99 ± 2,52 0,004 10,85 ± 2,91 Tramos medios (n=6) 14,93 ± 2,44 (n=9) 17,68 ± 1,44 (n=9) 10,80 ± 2,57 <0,001 14,41 ± 3,70 Rev (n=4) 8,33 ± 2,47 (n=3) 14,73 ± 1,70 (n=4) 9,21 ± 3,27 0,045 10,40 ± 3,68 Dur (n=2) 14,1 ± 1,27 (n=3) 19,1 ± 0,10 (n=3) 10,40 ± 2,86 0,044 14,59 ± 4,35 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 2. El medio acuático 45 Tabla 2.6. Oxígeno disuelto (ppm) en el agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Global (n=14) 9,09 ± 1,54 (n=16) 8,19 ± 1,93 (n=19) 10,80 ± 2,12 0,002 9,48 ± 2,21 Ríos (n=13) 8,85 ± 1,34 (n=14) 8,14 ± 2,05 (n=17) 10,42 ± 1,88 0,006 9,25 ± 2,04 Tramos altos (n=7) 9,28 ± 1,67 (n=5) 9,28 ± 2,04 (n=8) 10,31 ± 1,29 0,539 9,74 ± 1,62 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis Tabla 2.7. Turbidez (FTU) del agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Tramos altos (n=7) 3,79 ± 2,86 (n=5) 0,74 ± 0,65 (n=8) 2,41 ± 2,26 0,032 2,47 ± 2,45 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis Tabla 2.8. Aerobios totales (22ºC) (ufc/ml) en el agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Ríos (n=13) 8300,3 ± 14078,3 (n=14) 4481,4 ± 3891,0 (n=17) 1214,7 ± 1429,6 0,046 4255,7 ± 8112,2 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis Tabla 2.9. CSR (24 h) (ufc/20 ml) en el agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Global (n=14) 8,3 ± 23,2 (n=16) 0,0 ± 0,0 (n=19) 0,0 ± 0,0 0,004 2,4 ± 12,5 Ríos (n=13) 9,0 ± 24,1 (n=14) 0,0 ± 0,0 (n=17) 0,0 ± 0,0 0,005 2,6 ± 13,3 Tramos altos (n=7) 2,8 ± 6,0 (n=5) 0,0 ± 0,0 (n=8) 0,0 ± 0,0 0,143 1,0 ± 3,6 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis Tabla 2.10. CSR (48 h) (ufc/20 ml) en el agua en las distintas estaciones del año (media ± DE) Primavera Verano Otoño pKW Total Global (n=14) 12,5 ± 26,3 (n=16) 0,3 ± 1,0 (n=19) 1,4 ± 3,1 0,012 4,0 ± 14,3 Ríos (n=13) 13,6 ± 27,3 (n=14) 0,3 ± 1,1 (n=17) 1,5 ± 3,2 0,011 4,5 ± 15,1 Tramos altos (n=7) 4,8 ± 6,9 (n=5) 1,0 ± 2,0 (n=8) 0,6 ± 1,5 0,337 2,2 ± 4,6 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 46 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 2.6.3. Parámetros físico-químicos y microbiológicos del agua en función de las características espaciales 2.6.3.1. Ecosistemas naturales (ríos) vs ecosistemas artificiales (piscifactoría) Cuando comparamos los resultados de calidad de agua obtenidos en el conjunto de los ríos frente a la piscifactoría, podemos observar que, significativamente, los ríos presentan niveles superiores de nitratos, coliformes totales y coliformes fecales (Tabla 2.11). Tabla 2.11. Calidad físico-química del agua en los ríos y la piscifactoría (media ± DE) Río (n=44) Piscifactoría (n=5) pMW Total (n=49) Tª 12,79 ± 3,78 15,14 ± 7,88 0,531 13,03 ± 4,30 OD 9,25 ± 2,04 11,40 ± 2,84 0,095 9,48 ± 2,21 pH 7,42 ± 0,53 9,62 ± 0,76 <0,001 7,65 ± 0,87 Cond 241,08 ± 146,19 234,00 ± 65,25 0,719 240,34 ± 139,52 Turb 6,85 ± 13,14 5,44 ± 2,97 0,263 6,71 ± 12,47 Alc 164,52 ± 90,60 126,88 ± 53,60 0,278 160,68 ± 87,90 Dur 175,91 ± 88,94 118,8 ± 48,63 0,278 170,08 ± 87,11 NH4 0,096 ± 0,101 0,080 ± 0,067 0,810 0,094 ± 0,097 NO2 0,092 ± 0,115 0,018 ± 0,008 0,083 0,084 ± 0,111 NO3 6,36 ± 4,24 2,60 ± 1,34 0,022 5,98 ± 4,19 PO4 0,53 ± 0,53 0,56 ± 0,29 0,410 0,53 ± 0,51 AT22ºC 4255,7 ± 8112,2 413,0 ± 228,3 0,141 3855,4 ± 7760,1 AT37ºC 663,4 ± 930,0 86,8 ± 103,9 0,123 603,3 ± 897,5 CT 3173,9 ± 4529,0 43,6 ± 87,4 <0,001 2854,5 ± 4392,3 CF 1859,8 ± 2913,8 32,8 ± 71,1 0,006 1673,4 ± 2814,0 EF 211,4 ± 333,3 57,6 ± 76,9 0,249 195,7 ± 319,7 CSR 24h 2,6 ± 13,3 0,0 ± 0,0 0,732 2,4 ± 12,5 CSR 48h 4,5 ± 15,1 0,2 ± 0,5 0,586 4,0 ± 14,3 MW Significación según la prueba de Mann Whitney Parámetros físico-químicos: Tª: Temperatura (ºC); Oxígeno disuelto (ppm); Cond: Conductividad (µS.cm-1); Turb: Turbidez (FTU); Alc: Alcalinidad (mg/l); Dur: Dureza (mg/l); NH4: Amonio (mg/l); NO2: Nitritos (mg/l); NO3: Nitratos (mg/l); PO4: Fosfatos (mg/l) Parámetros microbiológicos: AT22ºC: Aerobios Totales 22ºC (ufc/ml); AT37ºC: Aerobios Totales 37ºC (ufc/ml); CT: Coliformes Totales (ufc/100 ml); CF: Coliformes Fecales (ufc/100 ml); EF: Estreptococos Fecales (ufc/100 ml); CSR 24h: Clostridios sulfitoreductores 24 h (ufc/20 ml); CSR 48h: Clostridios sulfitoreductores 48 h (ufc/20 ml) Si consideramos únicamente los datos medidos en el conjunto de los ríos, se aprecian variaciones temporales significativas en algunos parámetros de calidad de agua: durante el verano se alcanzan las mayores temperaturas, en el otoño los mayores niveles de oxígeno disuelto, y en primavera los mayores recuentos de microorganismos (aerobios totales a 22ºC, CSR 24 h y 48 h) (Tabla 2.12). 3. Hospedadores ciprínidos 53 3. HOSPEDADORES CIPRÍNIDOS 3.1. Distribución geográfica De la totalidad de especies de teleósteos actuales, 6.851 (41,2%) habitan en ambientes epicontinentales, cuyas características, revisadas en el capítulo anterior, explican esta gran diversidad. Los ciprínidos (Familia Cyprinidae) se distribuyen actualmente por Norteamérica (2.200 especies), África (1.500 especies) y Eurasia (290 especies) (Froese y Pauly, 2004) (Figura 3.1). Originariamente aparecen en Asia durante el Terciario, desde donde invaden el resto de la región paleártica (Pereira-Bueno, 1980); en el Oligoceno (30 millones de años), tras desaparecer el Mar de Obi, colonizan Europa en sucesivas oleadas (Almaça, 1976) (Figura 3.1) y durante las Glaciaciones las poblaciones del sur europeo se estabilizan, dando lugar a numerosos endemismos (Granado-Lorencio, 2002). Figura 3.1. Distribución actual de la Familia Cyprinidae a partir de su origen asiático En la Península Ibérica, sus primeros registros fósiles datan del Oligoceno superior (Cabrera y Gaudant, 1985). Hasta la formación del estrecho de Gibraltar, ha servido de vía de paso, en ambos sentidos, de la ictiofauna ibérica y africana (Almaça, 1976), por lo que existen grandes afinidades con el norte de África (Pereira Bueno, 1980; GranadoLorencio, 2002). El aislamiento geográfico y ambiental al que ha estado sometida la Península Ibérica ha determinado la diferenciación post-oligocénica de sus endemismos actuales (Granado- 54 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Lorencio, 2002) y la aparición de las correspondientes especies y subespecies de ciprínidos (Pereira Bueno, 1980). Sin embargo, y debido a la naturaleza de nuestros ecosistemas acuáticos de carácter fluctuante y estacional, la biodiversidad de los peces continentales de la península es reducida (Granado-Lorencio, 2002). Sin embargo, de las 61 especies continentales ibéricas (44 nativas y 17 exóticas), la Familia Cyprinidae es la más diversa, con 23 especies, y la que contribuye con mayor número de endemismos (Doadrio y cols., 1991; Doadrio, 2001, 2002), aunque están ausentes muchos de los géneros que caracterizan las aguas dulces europeas (Margalef, 1983). Se distribuyen por todo tipo de hábitats, predominando en los tramos medios y bajos de nuestros ríos (LobónCerviá y Zabala, 1984; Freeman y cols., 1990). En los ríos de Castilla y León existen en la actualidad 33 especies de peces, de las cuales 13 son de ciprínidos autóctonos (10 endemismos) y 14 son exóticas, introducidas por el hombre en la segunda mitad del siglo XX (Velasco y cols., 2005). Cabe mencionar que, entre los factores negativos derivados de estas recientes introducciones, se encuentran la entrada de nuevas patologías (Strauss, 1991; Flecker, 1992). 3.2. Origen y evolución La miembros de la Familia Cyprinidae pertenecen, desde el punto de vista taxonómico, al superorden Ostariophysi y el orden Cypriniformes (Nelson, 1994). Los Ostariofisos, miembros relativamente primitivos del grupo de los teleósteos, aparecen en el Cretácico (140 millones de años), en aguas dulces, y sus primeros registros fósiles datan del Terciario tardío y el Pleistoceno. Actualmente existen 6.200 especies, el 75% de las cuales viven en aguas continentales, y que constituyen la mayor parte de la actual ictiofauna de agua dulce. Presentan una gran adaptabilidad a las fluctuaciones en las características físico-químicas del agua, además de una serie de estructuras morfológicas que les dotan de ciertas ventajas adaptativas en este tipo de ambientes (órgano de Weber, vejiga gaseosa tipo fisóstomo y secreción de sustancias de alarma) (von Frisch, 1941; Romer, 1966). Entre sus cuatro órdenes, el de los Cipriniformes, constituido por 6 familias y 2.422 especies, es el más primitivo (Romer, 1966) y a él pertenecen, en la Península Ibérica, las FamiliaS Cyprinidae y Cobitidae (Granado-Lorencio, 2002). 3.3. Características generales 3.3.1. Características morfológicas y fisiológicas La Familia Cyprinidae está formada por 210 géneros y 2.010 especies. Una faringe con una a tres hileras de dientes, la boca a modo de ventosa (con o sin barbillones bucales), la premaxila protrusible bordeando a la mandíbula superior, y la aleta dorsal con radios espinosos, son algunas de sus características morfológicas distintivas (Froese y Pauly, 2004). Como miembros del grupo de los Ostariofisos, son tolerantes a las bajas tensiones de oxígeno (Granado-Lorencio, 2002), y al ser fisóstomos están adaptados a vivir en zonas someras (estenobáticos) (Fryer e Iles, 1969). Carecen de una cavidad estomacal perfectamente definida, y el esófago se conecta casi directamente con el intestino 3. Hospedadores ciprínidos 55 (Grasse, 1978). Son capaces de producir sonidos de baja frecuencia, algunas de sus especies tienen barbillones con células sensoriales de función táctil (gusto) y su olfato también está muy desarrollado (Granado-Lorencio, 2002). Sin embargo, sus patrones de coloración y dibujos corporales sólo son evidentes en la época de celo (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Algunas de estas características anatómicas y funcionales del pez hospedador, entre otros muchos factores, pueden predisponer, en algunos casos, a la parasitación (Pavlovski, 1946a; 1946b), ya que demandan adaptaciones especialmente complicadas por parte del parásito, influyendo así en su especificidad (Shulman, 1961) (ver Capítulo 4). 3.3.2. Reacciones de defensa del hospedador ante la parasitación Además de esta gran resistencia ante las condiciones del medio que les rodea, los ciprínidos, como el resto de los teleósteos, se defienden de las agresiones producidas por los microorganismos mediante la activación de mecanismos inmunitarios (Álvarez-Pellitero, 2008) y es la propia reacción del hospedador la que va a determinar la extensión del daño a los tejidos y órganos (Lom y Dyková, 1992). Aunque el sistema inmune de los peces es muy parecido, en muchos aspectos, al de los mamíferos (Woo y Jones, 1989; Faisal y Hetrick, 1992), todavía se sabe muy poco acerca de la respuesta inmunológica ante los parásitos (Woo, 1992). Sin embargo, sí se sabe que poseen un sistema inmune bien desarrollado, dependiente a menudo de la temperatura (Dick y Choudhury, 1995a), y que afecta a la producción de anticuerpos (Avtalion y cols., 1973; Cottrell, 1997). La primera línea de defensa contra la agresión de organismos parasitarios la forman barreras físicas y/o químicas localizadas en la piel, branquias y mucosa digestiva (van Muiswinkel, 1995). Estos epitelios están cubiertos por una capa mucosa que evita su anclaje (Pickering y Richards, 1980), y que tiene además un efecto tóxico, mediado por factores humorales (Roberts, 2001), siendo secretada de forma abundante (metaplasia mucoide) ante infecciones masivas de ectoparásitos (Bauer, 1961). Además, la expresión génica es significativamente mayor en estos tejidos diana, lo que confirma la importancia inmunitaria de la mucosa en este tipo de infecciones (Álvarez-Pellitero, 2008). Ante las heridas producidas por los parásitos, la piel de los peces se regenera con extraordinaria rapidez, debido a la migración de las células de Malpigi desde la periferia de la herida (Bullock y cols., 1978), a la vez que se produce una inflamación del tejido (granulocitos y macrófagos) (van Muiswinkel, 1995). Estas infecciones también desencadenan esta respuesta inflamatoria (Roberts, 1978; van Muiswinkel y Jagt, 1984), con reacciones celulares (fagocitosis, actividad de complemento) (ÁlvarezPellitero, 2008), donde el tejido necrótico es finalmente reemplazado por tejido fibroso (Bauer, 1961; van Muiswinkel, 1995). En la piel también nos encontramos con inmunoglobulinas (Roberts, 2001) y leucocitos (Davidson y cols., 1993b; van Muiswinkel, 1995), donde los macrófagos capturan y procesan los antígenos como paso previo a la estimulación local de los linfocitos (Moore y cols., 1998). Por su parte las branquias responden ante la parasitación con hiperplasia (Bauer, 1961; Roberts, 2001), y fagocitosis llevada a cabo por los macrófagos presentes en los vasos de las laminillas secundarias, y por la acumulación de leucocitos (Davidson y 56 Tesis Doctoral Gonzalo Illán cols., 1997; Lin y cols., 1998), por lo que son un órgano importante en la recepción de antígenos (Castillo y cols., 1998). En tercer lugar, la función digestiva del tracto gastrointestinal proporciona un ambiente extremadamente hostil mediante las secreciones de las glándulas digestivas (Hoole y cols., 2001; Roberts, 2001). Además, el tubo digestivo está poblado de leucocitos (Davidson y cols., 1991, 1993a), que van a procesar los antígenos endocitados y transportados por las propias células de la mucosa intestinal (Joosten y cols., 1997). Sin embargo, hay dudas sobre la presencia de inmunoglobulinas en el tubo digestivo de los peces (Ellis, 1998), aunque existen acúmulos difusos de tejido linfoide (GALT, gut associated lymphoid tissue) que contienen varios tipos de leucocitos (Hoole y cols., 2001). Los ciprínidos, como la mayoría de los teleósteos, carecen de una médula ósea y de los nódulos linfáticos del sistema inmune presentes en mamíferos; sin embargo presentan órganos linfoides primarios (timo y pronefros) y secundarios (pronefros y bazo) (Hoole y cols., 2001), desarrollando inmunidad adquirida ante muchas enfermedades parasitarias (Bauer, 1961). De hecho, la existencia de respuestas de protección se ha demostrado frente a varios parásitos, tanto en infecciones experimentales como en estudios de inmunización, donde se constata la presencia de linfocitos B y de la producción de anticuerpos específicos, aunque también se han descrito varios marcadores de células T, y la implicación de otros mediadores de la respuesta innata y adquirida (citoquinas, factores de necrosis tumoral, interferón, etc.) (Álvarez-Pellitero, 2008). La principal inmunoglobulina de los peces es de la clase IgM (Dick y Choudhury, 1995a). Sin embargo, todavía no se dispone de ninguna vacuna comercial eficaz, aunque ya se han probado algunas experimentales contra ciertos protozoos (Álvarez-Pellitero, 2008). Se ha observado que algunas especies de peces parecen ser más susceptibles en estadío juvenil a la infección por parásitos no específicos, ya que a estas edades los mecanismos inmunológicos todavía no se han desarrollado adecuadamente (Shulman, 1961). Los numerosos ejemplos de cambios en la parasitofauna con la edad del hospedador han llevado a la consideración de una inmunidad ligada a la edad (age immunity) (Knaev, 1956; Bauer, 1961; Shulman, 1961), fenómeno que ha sido observado en diferentes especies de parásitos (Lester y Roubal, 1995). 3.3.3. Estrategias vitales En los ecosistemas acuáticos de la Penísula Ibérica, dos factores han determinado las estrategias vitales y la estructura de sus comunidades ícticas: el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos (afectados recientemente por las actividades humanas) y la biogeografía de las especies (Granado-Lorencio, 1992). En el caso de los ciprínidos ibéricos, sus estrategias vitales las han orientado a la explotación de las ondas temporales (estacionales) de producción del sistema y a la optimización del proceso reproductivo (Granado-Lorencio, 1992; Granado-Lorencio y cols., 2000). Para ello, han invertido en adaptaciones fisiológicas, en reducción del riesgo de depredación, en la explotación de los recursos y el crecimiento somático, en la actividad reproductiva y en la ocupación del espacio (Southwood, 1988), reflejadas en caracteres como su crecimiento, edad máxima, estrategias reproductivas, alimentación, etología, etc. (Encina y cols., 2006), todas ellas características óptimas 3. Hospedadores ciprínidos 57 para su supervivencia y evolución en el marco funcional de los ríos ibéricos (Granado-Lorencio, 2002) y que son descritas en detalle a continuación. De esta manera los ciprínidos, junto con los salmónidos, constituyen la familia más representativa de las aguas epicontinentales europeas e ibéricas (Wieser y cols., 1992), con un pequeño número de especies endémicas (Lozano-Rey, 1935; Doadrio, 1988) que han adoptado adaptaciones particulares en su historia vital y en sus estrategias de uso de recursos (Lobón-Cerviá y Rincón, 1994), formando asociaciones ibéricas con convergencias adaptativas y que explotan el mismo tipo de recursos tróficos (Encina y cols., 2006). Se trata, en resumen, de especies generalistas y tolerantes, que se benefician de su capacidad de invasión (Tonn, 1990), y cuyas comunidades se están constantemente organizando y desorganizando, dependiendo del régimen hidrológico estacional (inundaciones/sequías), mostrando una elevada capacidad de recuperación (resiliencia) (Encina y cols., 2006). Por ello, cada generación muestra un período de baja densidad y fuerte reclutamiento poblacional. Dicho de otra forma, predominan las especies con estrategias r, capaces de resistir procesos perturbadores de gran intensidad, con cierto grado de oportunismo y generalismo en sus dietas, y con una rápida dispersión. Por todo lo expuesto, su dinámica poblacional se caracteriza por fenómenos de población explosivos, que contrarrestan las pérdidas debidas a factores ambientales (Granado-Lorencio, 2002; Encina y cols., 2006) (Figura 3.2). Figura 3.2. Estrategias vitales adoptadas por las diferentes poblaciones de ciprínidos ibéricos ante las fluctuaciones ambientales de los sistemas fluviales mediterráneos (adaptado de Encina y cols., 2006) 58 Tesis Doctoral Gonzalo Illán La mortalidad causada por estas fluctuaciones ambientales tan acusadas es preponderante en la regulación de la población y estructuración de las comunidades, registrándose altas tasas de mortalidad, tanto a nivel de incorporación de los reclutas a la población (clases de edad más bajas) como a lo largo de las diferentes clases de edad (Granado-Lorencio, 2002; Encina y cols., 2006). Dentro de estas poblaciones, las mayores mortalidades se producen en los peces más viejos (mayores clases de edad), por desgaste en la reproducción (motivos fisiológicos) (Rincón y Lobón-Cerviá, 1989), y también en los peces más jóvenes (clases de edad 0+), por su menor resistencia a las condiciones provocadas por las sequías (causas ambientales directas) (Lobón-Cerviá y cols., 1991). En cualquier caso, es importante decir que son mortalidades no dependientes de la densidad. Estos detalles del ciclo vital del pez hospedador, y las condiciones ambientales bajo las cuales se desarrollan, condicionan, junto con otros factores, el establecimiento de vínculos biocenóticos entre los parásitos y sus hospedadores potenciales (Pavlovski, 1964b), y que se analizarán en detalle más adelante. A continuación se desarrollan algunos de los factores que caracterizan a los ciprínidos desde el punto de vista de sus estrategias vitales. 3.3.3.1. Edad Debido a su rápido crecimiento (Blaxter, 1986), a que alcanzan la madurez sexual a edades tempranas (entre el tercer y quinto año de vida) (Granado-Lorencio, 2002), y a que su esfuerzo reproductivo es, en general, muy elevado (Mann, 1980b; LobónCerviá y Torres, 1983), el tiempo medio de vida de los ciprínidos no es muy alto (Lobón-Cerviá y Fernández Delgado, 1984; Herrera, 1991), hecho más acentuado a medida que aumentan las fluctuaciones ambientales (Mann, 1980b; Lobón-Cerviá y Torres, 1983). A lo largo de su vida, con la edad, se producen cambios morfológicos y fisiológicos, y en algunas especies también en su dieta (Magalhães, 1992), a la vez que su sistema inmune se va desarrollando (Hoole y cols., 2001). También la parasitofauna, en cuanto a su incidencia e intensidad, puede variar en relación con la edad del hospedador. Un descenso en la infección por ciertos parásitos puede explicarse por los cambios en los hábitos alimentarios de los peces, ya que algunas de sus presas son hospedadores intermediarios de algunos grupos de parásitos (Gorbunova, 1936; Bauer, 1959a; Kulakovskaya y cols., 1965; Anderson, 1976a), por el desarrollo de inmunidad dependiente de la edad o debido a otras causas. Por el contrario, y especialmente en los peces de hábitats naturales, la parasitofauna se hace considerablemente más diversa con la edad (Polyanski y Shulman, 1956). 3.3.3.2. Tamaño El tamaño en los peces, al contrario que en el resto de vertebrados, es indeterminado o continuo, y depende de factores ambientales (Weatherley, 1972); por lo tanto, es un atributo que caracteriza a una población (Granado-Lorencio, 2002). Así, por ejemplo, las poblaciones de peces que viven en aguas duras, debido a su mayor productividad y al efecto de los iones Ca y Mg sobre su tasa respiratoria, crecen más deprisa y alcanzan un mayor tamaño (García de Jalón y González del Tánago, 1988). 3. Hospedadores ciprínidos 59 Los ciprínidos ibéricos crecen más rápido en sus primeros años de vida (Encina y cols., 2006), y su ritmo de crecimiento es cíclico, acoplado al régimen hidrológico del río, creciendo entre principios de verano y finales del otoño (Herrera, 1991; Rodríguez-Ruiz, 1992). Según Hynes (1970), existe una relación exponencial entre el tamaño de los ejemplares y ciertas variables ambientales, según la cual los peces de mayor tamaño ocupan los ambientes de menor velocidad de corriente (lénticos) (Harvey y Stewart, 1991), de mayor profundidad (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Herrera y FernándezDelgado, 1994) y con los mejores refugios y mayores presas (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Además el mayor tamaño de su boca (Neveau y Thibault, 1977) y su mayor capacidad natatoria (Blaxter, 1969; Easton y Orth, 1992) hacen que tengan acceso a otro tipo de recursos alimenticios, por lo que se produce una variación ontogenética en su alimentación a medida que van aumentando de tamaño (Kennedy y Fitzmaurice, 1972; Magalhães, 1992). 3.3.3.3. Índice de condición El factor de condición refleja, cuando disminuye, el debilitamiento de los peces bajo la influencia de distintos factores fisiológicos y ambientales (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981), y viceversa. En la época reproductora, en las especies de ciprínidos con puesta múltiple (multispawners), el peso de las gónadas (índice gonadosomático) representa en torno al 10% del peso corporal (Mills, 1991); en el caso de ciertas poblaciones de barbos es de un 11% (Mann, 1980b; Lobón-Cerviá, 1982a), mientras que en algunas poblaciones de boga puede alcanzar el 15% en hembras y el 5% en machos (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981). Según Lobón-Cerviá y Fernández-Delgado (1984), es muy poco común en ciprínidos que los machos y las hembras tengan los mismos valores de índices gonadosomáticos en el período reproductivo. Estos valores, lejos de permanecer constantes, sufren cambios estacionales (Mann, 1980b; Lobón-Cerviá, 1982), que reflejan una inversión directa de energía en las gónadas (Rincón y Lobón-Cerviá, 1989), y que en última instancia se manifiestan en su condición somática (Herrera y Fernández-Delgado, 1992; Encina y GranadoLorencio, 1997). Por otra parte, la disponibilidad de alimento también puede tener una gran influencia sobre la condición somática de los peces. Así, se ha visto que las poblaciones de peces que se alimentan en zonas ricas en detritus, de bajo valor energético y nutricional (Bowen, 1983), no recuperan su condición después de la freza, como lo hacen otras poblaciones que habitan ríos más productivos (Rincón y Lobón-Cerviá, 1989). 3.3.3.4. Sexo En general, dentro de cualquier población de peces, la proporción de individuos machos o hembras suele ser favorable a uno de los dos sexos, lo cual puede estar favorecido por las condiciones ambientales y el hábitat (como el tipo de sustrato y profundidad) (Constantinescu y cols., 1984). En el caso de los ciprínidos suelen predominar las hembras (Mann, 1991), pero en el caso particular de los ciprínidos ibéricos sucede lo contrario y generalmente predominan los machos, aunque esta 60 Tesis Doctoral Gonzalo Illán circunstancia sea variable entre las distintas poblaciones e incluso entre años sucesivos (Granado-Lorencio, 2002). En los ciprínidos europeos, además, también es habitual que existan diferencias biométricas intersexuales (Oliva, 1952). En sus parientes hispánicos, se presenta un dimorfismo sexual en relación al tamaño, siendo las hembras, a una misma edad, mayores que los machos (Granado-Lorencio, 2002), ya que crecen más rápido (Mann, 1991); en contrapartida, los machos suelen ser más precoces para alcanzar la madurez sexual, pero son menos longevos que las hembras (Velasco y cols., 2005). Sin embargo, sus patrones de coloración y dibujos corporales están poco desarrollados, y sólo son evidentes en la época de celo (García de Jalón y González del Tánago, 1988), especialmente en los machos, que exhiben coloraciones más llamativas o tubérculos nupciales en la zona cefálica (Granado-Lorencio, 2002). 3.3.3.5. Freza Los ciprínidos invierten mucha energía en el proceso reproductivo y, como consecuencia, tienen una menor expectativa de futuras reproducciones (Charlesworth y León, 1976; Bell, 1980). En el caso de las especies ibéricas, el ambiente en el que habitan es muy inestable, con fuertes fluctuaciones ambientales, así que sus probabilidades de permanencia son bajas. Con el fin de contrarrestar esta alta mortalidad, se producen fenómenos de población explosivos, lo que da lugar a una gran fluctuación temporal de estas poblaciones, que duplican su tamaño en poco tiempo. Así que su apuesta evolutiva se basa en una maduración sexual temprana (entre el tercer y quinto año de vida) y una fecundidad elevada (GranadoLorencio, 2002; Encina y cols., 2006), estrategia con la que maximizan el número de reproductores y descendientes, un potencial con el cual pueden recolonizar el ambiente después de los fenómenos de perturbación ambiental (Rodríguez-Ruiz, 1992; Rodríguez-Ruiz y cols., 1998). Además, su ciclo reproductivo está sincronizado con el ciclo productivo del sistema, de manera que su progenie eclosiona en verano, cuando hay una alta producción de presas pequeñas y de carácter planctónico, y cuando el riesgo de torrentes es menor y las altas temperaturas favorecen su rápido crecimiento (Encina y cols., 2002). Sin embargo, este esfuerzo reproductivo no es igual en los machos que en las hembras (Zhang y Wang, 1994). En algunas especies, son los machos, en la persecución de las hembras, los que presentan un mayor gasto energético (GranadoLorencio, 2002), mientras que en otros casos son las hembras, en la formación de los gametos, las que realizan más desgaste (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981). Con la finalidad de llegar a los lugares adecuados, corriente arriba, para realizar la freza, en nuestros ríos se producen migraciones reproductivas (Encina y cols., 2006). El mecanismo que pone en marcha los estímulos necesarios para desencadenar estos desplazamientos se basa en el cambio fisiológico originado por un aumento en la actividad del tiroides, estímulos que en nuestras latitudes están relacionados con las crecidas de agua y con las variaciones de la temperatura y del fotoperíodo (García de Jalón y González del Tánago, 1988). Su duración no es superior a un mes, y en ocasiones se realiza de forma masiva, implicando a toda la población, y otras veces tiene lugar a pulsos, con el desplazamiento de grupos poblacionales (GranadoLorencio, 1992). Tales migraciones están bien documentadas para los géneros Barbus y Chondrostoma (Rodríguez-Ruiz y Granado-Lorencio, 1992; Encina y RodríguezRuiz, 2002; Vela, 2003). 3. Hospedadores ciprínidos 61 3.3.3.6. Comportamiento De las diferentes posibilidades de comportamiento social de los peces, y que favorecen su agrupamiento, el gregarismo es al que la mayoría de las especies responde (García-Ceballos y cols., 1998), ya que confiere ciertas ventajas a los individuos integrantes (Morgan y Godin, 1985). En las especies continentales, el agrupamiento sólo se produce durante el período reproductivo y en las fases de alevinaje (Granado-Lorencio, 2002), aunque muchas de ellas, principalmente ciprínidos, se caracterizan por un comportamiento más social durante el resto del ciclo vital (García-Ceballos y cols., 1998). Por otra parte, la ictiofauna de los ríos ibéricos tiene un carácter básicamente sedentario (Granado-Lorencio, 2002). En el caso de los ciprínidos, no existen especies que realicen migraciones amplias, sino más bien entre distancias cortas, y asociadas a la reproducción (Rodríguez-Ruiz y Granado-Lorencio, 1992), o migraciones debidas a causas ambientales, provocadas por las grandes crecidas y avenidas que arrastran a las poblaciones corriente abajo (Figura 3.2). La disponibilidad y concentración espacial de los recursos y la búsqueda de alimento desencadenan también patrones migratorios a mayor o menor escala (Encina y cols., 2006). 3.3.3.7. Alimentación Los ciprínidos ibéricos se alimentan en base a cuatro niveles tróficos: detritos, fitobentos, macroinvertebrados bentónicos y formas emergentes (Granado-Lorencio, 2002). El detrito es un elemento muy común en su dieta (Bowen, 1983), y su interés es grande (Bonetto y cols., 1969; Horwitz, 1978) ya que supone una buena fuente de alimento en estos ambientes fluctuantes (Hofer, 1991; Magalhães, 1992; Encina y cols., 2004); en situaciones de escasez de alimento, algunas poblaciones hacen de él la base de su dieta, manteniendo así su ingesta de energía (Lobón-Cerviá y Rincón, 1994). Aunque de mayor contenido energético respecto a los detritos, la energía contenida en la materia vegetal sigue siendo baja, y también tiene bajas tasas de absorción en peces (Ricker, 1968; Cummins y Wuycheck, 1971). Sin embargo, debido a su abundancia, puede ayudar a reducir la competencia intraespecífica en ambientes con baja disponibilidad de presas (Collares-Pereira y cols., 1996); por el mismo motivo, permite una bajada considerable en el coste de búsqueda del alimento, y por ello puede aumentar la tasa de crecimiento y las densidades de población en ambientes lóticos (Lessmark, 1983; Persson, 1983; Magalhães, 1992). Finalmente, las presas animales resultan energéticamente más rentables que la materia vegetal (Penczak y cols., 1984), y suponen la base de la alimentación de algunas especies (Oscoz y cols., 2003). Sin embargo, la presencia de alimentación ictiófaga es rara en los peces ibéricos (Rodríguez Ruiz y Granado-Lorencio, 1992), aunque en ocasiones podemos encontrar algún resto de pez en el tubo digestivo de ciertos ciprínidos (Granado-Lorencio, 2002). Esta preferencia de los ciprínidos ibéricos por alimentos de baja energía (Diana, 1979; Encina y Granado-Lorencio, 1991), hace que presenten ritmos cíclicos de actividad (diurnos o nocturnos) (Diana, 1979), buscando continuamente nuevos parches de alimento (Granado-Lorencio, 2002). Su alimentación es variada y generalista (Mann y cols., 1983; Rodríguez-Ruiz y Granado-Lorencio, 1992; Encina y cols., 1999), lo que les permite la explotación de este tipo de ecosistemas (Encina, 1991; Magalhães, 1993; Encina y Granado-Lorencio, 1997). 62 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 3.4. Especies de ciprínidos Las diferentes especies de ciprínidos capturadas y analizadas en este trabajo presentan a menudo distintas características morfológicas y fisiológicas, diferentes reacciones de defensa ante la parasitación y distintas estrategias vitales, desarrollando su ciclo vital en un microhábitat con unas particularidades bióticas y abióticas propias. Todos estos factores pueden tener un efecto, directo o indirecto, sobre sus potenciales parásitos y los consiguientes niveles de parasitación. Algunos de estos aspectos son revisados a continuación para cada una de las especies muestreadas y analizadas en este trabajo. En el Anexo 3.1 se indican los sinónimos actuales de las especies que vamos a describir a continuación, así como su origen, grado de amenaza y tendencia poblacional. Así mismo en el Anexo 3.2 se detallan los nombres comunes (en español y en inglés), los nombres científicos y las familias de todas las especies de peces citados en el texto. 3.4.1. Barbo común (Barbus bocagei Steindachner 1864) El barbo común es un endemismo ibérico (Doadrio, 2002), distribuido ampliamente por las cuencas de la parte norte y central de la Península Ibérica (Magalhães, 1992), concretamente en los ríos Tajo, Duero y Limia (Doadrio, 2002), aunque también ha sido citado en las cuencas del Miño y del Ebro (Lobón-Cerviá y cols., 1986). Es la especie de barbo de mayor tamaño de la Península (García de Jalón y González del Tánago, 1988), con ejemplares que pueden alcanzar 1 m de longitud (Doadrio, 2002). De elevada longevidad (Froese y Pauly, 2004), su esperanza de vida se estima entre 12 y 16 años, y en ocasiones es superior a los 15 años (Velasco y cols., 2005). Aunque los machos alcanzan la madurez sexual a edades más tempranas, las hembras crecen más rápido, alcanzan mayor talla y son más longevas (Lobón-Cerviá y Fernández-Delgado, 1984). En épocas de freza realizan migraciones prenupciales río arriba, conocidas como trepa del barbo, pudiendo aparecer entonces en zonas de corriente rápida (Doadrio, 2002). En comparación con otros ciprínidos ibéricos, se caracteriza por una menor inversión en la reproducción, alcanzando mayor talla corporal y mayor longevidad (Lobón-Cerviá y Fernández-Delgado, 1984). Se estima que su tiempo mínimo de duplicación poblacional es bastante elevado, entre 4,5 y 15 años (Froese y Pauly, 2004) por lo que, ante una perturbación del medio, sus poblaciones tardan más tiempo en recuperarse que las de otras especies de ciprínidos con las que comparten hábitat. Sus poblaciones se desarrollan principalmente en los tramos medios y bajos (por debajo de los 1.000 m de altitud) (Velasco y cols., 2005), de corriente lenta (Doadrio, 2002), con preferencia por los fondos arenosos tapizados de grava (Martín Jiménez, 2006), elección que está ligada en ocasiones con la presencia de zonas con refugios en la orilla (Martínez Capel y García de Jalón Lastra, 1999). En general, es de hábitos gregarios y bentónicos (González Fernández, 1999; Velasco y cols., 2005) y en la estación fría, abandonan sus posiciones en la columna de agua y mitad del río (Grossman y cols., 1987), y buscan refugios en los que se esconden y permanecen inactivos, aunque se siguen alimentando (Lobón-Cerviá y De Diego, 1988). Sus hábitos alimenticios son los propios de una especie generalista (Magalhães, 1992; Collares Pereira y cols., 1996; Encina y cols., 1999), aunque con tendencia detritívora (micrófaga) y bentónica (Docampo y Vega, 1990). Su oportunismo (generalismo 3. Hospedadores ciprínidos 69 3.7.2. Parámetros biométricos de los peces según su distribución temporal (estacional) Aunque la longitud de los ejemplares capturados fue significativamente mayor en el verano, en la primavera (durante la época de freza) éstos presentaban un mayor peso e índice de condición (Tabla 3.2), probablemente debido al mayor desarrollo gonadal. Tabla 3.2. Parámetros biométricos de los ciprínidos capturados en las distintas estaciones del año en la totalidad de los puntos de muestreo n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Primavera 201 13,90 ± 11,42 125,83 ± 356,58 391,28 ± 678,34 Verano 292 14,74 ± 8,49 78,12 ± 187,56 336,58 ± 392,37 Otoño 289 12,64 ± 7,79 56,7 ± 191,94 255,41 ± 368,36 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total 782 13,75 ± 9,14 82,47 ± 244,93 320, 641 ± 477,69 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.3. Parámetros biométricos de los peces en función de factores intrínsecos La longitud también presentó variaciones en función del sexo, siendo mayor en los machos; del estado de freza, siendo mayor en los ejemplares en reposo reproductivo; y de la especie de pez, siendo los barbos los de mayor tamaño (Tabla 3.3). El peso también mostró variaciones en función del sexo, el estado reproductivo y la especie, alcanzando mayor peso las hembras, los ejemplares en freza, y los barbos (Tabla 3.3). En cuanto a la condición somática, también se aprecian diferencias significativas en relación al sexo, estado reproductivo y especie, siendo los machos, los individuos en freza, y los barbos, los que presentan los mayores valores (Tabla 3.3). Tabla 3.3. Parámetros biométricos de los ciprínidos capturados en función de su especie, sexo y estado reproductivo (freza) n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 781 13,75 ± 9,14 82,47 ± 244,93 320, 641 ± 477,69 Barbos 142 26,81 ± 12,99 348,15 ± 490,74 918, 888 ± 863,95 Bermejuelas 35 10,09 ± 1,39 14,54 ± 5,13 160,67 ± 34,27 Bogas 91 17,95 ± 4,01 69,25 ± 34,06 380,28 ± 127,83 Bordallos 12 13,42 ± 4,49 39,71 ± 26,72 279, 879 ± 121,42 Gobios 174 9,56 ± 1,33 12,04 ± 4,32 142,67 ± 32,67 Piscardos 213 7,72 ± 1,38 6,73 ± 2,97 103,68 ± 28,37 Tencas 114 12,99 ± 4,02 37,04 ± 45,11 259, 73 ± 160,10 pKW <0,001 <0,001 <0,001 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 70 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 3.3 (cont). Parámetros biométricos de los ciprínidos capturados en función de su especie, sexo y estado reproductivo (freza) n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Machos 269 15,95 ± 8,59 90,21 ± 199,7 374,14 ± 413,48 Hembras 366 13,91 ± 10,21 102,14 ± 309,99 347,09 ± 583,45 pMW <0,001 <0,001 <0,001 En freza 163 13,02 ± 10,55 111,68 ± 355,16 357, 095 ± 668,47 Reposo reproductivo 619 13,94 ± 8,73 74,77 ± 206,07 311,04 ± 413,28 pMW <0,001 <0,001 <0,001 MW Significación según la prueba de Mann Whitney 3.7.4. Parámetros biométricos de los peces en función de la especie Algunos de los factores biométricos analizados han mostrado una variación significativa en función de las diferentes especies de peces. La longitud, el peso y el índice de condición medidos en los ejemplares capturados en el global de la muestra (Tabla 3.3), en el río, en los tramos altos y medios y en los puntos de muestreo Rev y Arl, siempre han sido significativamente mayores en los barbos (Tabla 3.4). Tabla 3.4. Parámetros biométricos de las distintas especies de ciprínidos Ríos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 142 26,81 ± 12,99 348,15 ± 490,74 918,89 ± 863,95 Bermejuelas 35 10,09 ± 1,39 14,54 ± 5,13 160,67 ± 34,27 Bogas 91 17,95 ± 4,01 69,25 ± 34,06 380,28 ± 127,83 Cachos 12 13,42 ± 4,49 39,71 ± 26,72 279,88 ± 121,42 Gobios 174 9,56 ± 1,33 12,04 ± 4,32 142,67 ± 32,67 Piscardos 213 7,72 ± 1,38 6,73 ±2,97 103,68 ± 28,37 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (ríos) 667 13,88 ± 9,74 90,22 ± 263,60 331,04 ± 511,96 Tramo alto n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 3 45,17 ± 1,76 957,67 ± 218,27 2130,37 ± 397,45 Bermejuelas 1 10,00 13,00 150,09 Gobios 1 9,00 11,00 142,31 Piscardos 204 7,77 ± 1,38 6,79 ± 2,99 103,93 ± 28,72 pKW 0,005 0,003 0,004 Total (Tramo alto) 209 8,32 ± 4,67 20,49 ± 115,41 133,42 ± 246,36 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3. Hospedadores ciprínidos 71 Tabla 3.4 (cont). Parámetros biométricos de las distintas especies de ciprínidos Tramo medio n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 139 26,41 ± 12,84 334,99 ± 486,95 892,74 ± 853,08 Bermejuelas 34 10,09 ± 1,41 14,59 ± 5,2 160,98 ± 34,74 Bogas 91 17,95 ± 4,01 69,25 ± 34,06 380,28 ± 127,83 Cachos 12 13,42 ± 4,49 39,71 ± 26,72 279,88 ± 121,42 Gobios 173 9,57 ± 1,34 12,05 ± 4,33 142,67 ± 32,77 Piscardos 9 6,67 ± 0,94 5,33 ± 1,94 98,09 ± 19,10 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (Tramo medio) 458 16,41 ± 10,39 121,97 ± 303,18 421,02 ± 572,90 Rev n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 3 45,17 ± 1,76 957,67 ± 218,27 2130,37 ± 397,45 Piscardos 149 8,06 ± 1,10 7,05 ± 2,94 104,83 ± 27,78 pKW 0,003 0,003 0,003 Rev (total) 152 45,17 ± 1,76 957,67 ± 218,27 2130,37 ± 397,45 Uc-A n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Bermejuelas 1 10,00 13,00 150,09 Gobios 1 9,00 11,00 142,31 Piscardos 55 6,96 ± 1,72 6,11 ± 3,06 101,5 ± 31,26 pKW 0,090 0,071 0,123 Total (Uc-A) 57 7,05 ± 1,76 6,32 ± 3,21 103,07 ± 31,80 Arl n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 13 32,27 ± 21,31 843,08 ± 900,49 1678,86 ± 1581,44 Bermejuelas 2 9,25 ± 1,77 12 ± 5,66 146,28 ± 37,04 Bogas 56 17,02 ± 3,99 62,13 ± 31,60 357,41 ± 128,43 Cachos 5 16,1 ± 2,70 56,4 ± 25,12 357,75 ± 97,87 Gobios 13 8,39 ± 1,31 9,38 ± 3,84 127,93 ± 32,28 Piscardos 9 6,67 ± 0,94 5,33 ± 1,94 98,09 ± 19,10 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (Arl) 98 16,74 ± 10,87 152,20 ± 418,54 474,16 ± 744,17 Dur n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 33 34,82 ± 14,98 611,12 ± 583,82 1372,92 ± 988,81 Bermejuelas 8 10,56 ± 0,86 14,88 ± 4,36 159,16 ± 27,24 Cachos 1 17,00 55,00 343,61 Gobios 132 9,75 ± 1,30 12,27 ± 4,37 142,59 ± 33,28 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (Dur) 174 14,58 ± 11,81 126,21 ± 344,13 377,85 ± 644,24 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 72 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 3.4 (cont). Parámetros biométricos de las distintas especies de ciprínidos Er n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 55 24,11 ± 7,93 183,89 ± 211,49 652,34 ± 420,98 Bermejuelas 6 11,17 ± 1,69 17,67 ± 6,89 172,89 ± 45,55 Bogas 29 19,64 ± 3,35 79,76 ± 33,61 411,38 ± 111,23 Cachos 6 10,58 ± 4,38 23,25 ± 20,39 204,36 ± 105,14 Gobios 10 8,65 ± 1,55 12,2 ± 6,32 154,68 ± 45,25 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (Er) 106 19,83 ± 8,23 119,69 ± 167,33 483,85 ± 362,85 Uc-M n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Barbos 38 20,43 ± 7,87 140,08 ± 172,28 554,76 ± 415,82 Bermejuelas 18 9,61 ± 1,29 13,72 ± 4,89 159,45 ± 35,59 Bogas 6 18,42 ± 5,02 84,83 ± 45,51 443,42 ± 164,75 Gobios 18 9,61 ± 0,92 12,28 ± 2,30 147,21 ± 15,47 pKW <0,001 <0,001 <0,001 Total (Uc-M) 80 15,41 ± 7,70 78,75 ± 133,50 365,77 ± 348,20 KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.1. Barbo (Barbus bocagei) Los ejemplares de B. bocagei de mayor longitud, peso e índice de condición se han capturado en primavera, en los tramos altos (concretamente en el punto Rev), entre las hembras, y en época de freza (Tabla 3.5). Tabla 3.5. Parámetros biométricos de los barbos capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo, tramo de río y estación del año Barbos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 142 26,81 ± 12,99 348,15 ± 490,74 918,89 ± 863,95 Machos 73 23,62 ± 11,22 231,12 ± 340,62 705,29 ± 642,44 Hembras 59 31,93 ± 13,76 529,64 ± 615,81 1253,41 ± 1038,46 pMW <0,001 <0,001 <0,001 En freza 12 43,83 ± 13,88 1177,92 ± 699,21 2388,18 ± 1134,17 Reposo reproductiv o 130 25,24 ± 11,77 271,55 ± 383,33 783,26 ± 697,70 pMW <0,001 <0,001 <0,001 Arlanza 13 32,27 ± 21,31 843,08 ± 900,49 1678,86 ± 1581,44 Duratón 33 34,82 ± 14,98 611,12 ± 583,82 1372,92 ± 988,81 Eresma 55 24,11 ± 7,93 183,89 ± 211,49 652,34 ± 420,98 Revinuesa 3 45,17 ± 1,76 957,67 ± 218,27 2130,37 ± 397,45 Ucero Medio 38 20,43 ± 7,87 140,08 ± 172,28 554,76 ± 415,82 pKW <0,001 <0,001 <0,001 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3. Hospedadores ciprínidos 73 Tabla 3.5 (cont). Parámetros biométricos de los barbos capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo, tramo de río y estación del año Barbos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Tramo alto 3 45,17 ± 1,76 957,67 ± 218,27 2130,37 ± 397,45 Tramo medio 139 26,41 ± 12,84 334,99 ± 486,95 892,74 ± 853,08 pMW 0,033 0,025 0,022 Primavera 29 34,47 ± 16,60 718,21 ± 686,54 1570,50 ± 1192,88 Verano 73 24,40 ± 10,60 234,47 ± 326,83 727,16 ± 613,27 Otoño 40 25,64 ± 12,21 287,33 ± 453,07 796,38 ± 763,32 pKW 0,019 0,009 0,007 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.2. Boga del Duero (Chondrostoma duriense) Los ejemplares de mayor longitud se han capturado en el punto Er (Tabla 3.6). Tabla 3.6. Parámetros biométricos de las bogas capturadas en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo y estación del año Bogas n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 91 17,95 ± 4,01 69,25 ± 34,06 380,28 ± 127,83 Machos 59 18,54 ± 3,14 72,73 ± 31,28 396,48 ± 112,66 Hembras 28 17,96 ± 3,63 68,43 ± 35,16 376,94 ± 126,44 pMW 0,475 0,498 0,598 En freza 22 17,89 ± 3,35 73,45 ± 33,06 409,65 ± 121,28 Reposo reproductivo 69 17,96 ± 4,22 67,91 ± 34,50 370,92 ± 129,29 pMW 0,952 0,386 0,172 Arlanza 56 17,02 ± 3,99 62,13 ± 31,60 357,41 ± 128,43 Eresma 29 19,64 ± 3,35 79,76 ± 33,61 411,38 ± 111,23 Ucero Medio 6 18,42 ± 5,02 84,83 ± 45,51 443,42 ± 164,75 pKW 0,022 0,057 0,099 Primavera 25 17,74 ± 3,42 71,20 ± 33,81 398,97 ± 125,09 Verano 32 19,31 ± 3,32 76,66 ± 34,20 401,17 ± 115,93 Otoño 34 16,81 ± 4,67 60,84 ± 33,69 346,88 ± 136,81 pKW 0,121 0,182 0,187 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.3. Bermejuela (Chondrostoma arcasii) Los ejemplares de mayor longitud se han capturado en otoño/primavera, entre las hembras y fuera de la época reproductiva (Tabla 3.7). 74 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 3.7. Parámetros biométricos de las bermejuelas capturadas en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo, tramo de río y estación del año Bermejuelas n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 35 10,09 ± 1,39 14,54 ± 5,13 160,67 ± 34,27 Machos 7 9,14 ± 1,31 12 ± 3,70 140,09 ± 25,69 Hembras 18 10,47 ± 1,46 16,5 ± 5,81 173,53 ± 38,54 pMW 0,044 0,097 0,141 En freza 4 8,38 ± 1,11 10 ± 3,37 137,38 ± 22,40 Reposo reproductivo 31 10,31 ± 1,27 15,13 ± 5,06 163,67 ± 34,63 pMW 0,009 0,056 0,144 Arlanza 2 9,25 ± 1,77 12 ± 5,66 146,28 ± 37,04 Duratón 8 10,56 ± 0,86 14,88 ± 4,36 159,16 ± 27,24 Eresma 6 11,17 ± 1,69 17,67 ± 6,89 172,89 ± 45,55 Ucero Alto 1 10,00 ± 0,00 13,00 ± 0,00 150,09 ± 0,00 Ucero Medio 18 9,61 ± 1,29 13,72 ± 4,89 159,45 ± 35,59 pKW 0,146 0,670 0,853 Tramo alto 1 10,00 ± 0,00 13,00 ± 0,00 150,09 ± 0,00 Tramo medio 34 10,09 ± 1,41 14,59 ± 5,2 160,98 ± 34,74 pMW Primavera 9 10,28 ± 2,00 15,56 ± 6,43 165,75 ± 36,07 Verano 14 9,46 ± 0,93 12,93 ± 4,92 153,74 ± 40,30 Otoño 12 10,67 ± 1,05 15,67 ± 4,14 164,93 ± 25,73 pKW 0,027 0,248 0,455 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.4. Bordallo (Squalius carolitertii) Los ejemplares de mayor longitud, peso e índice de condición se capturaron durante el verano (Tabla 3.8). Tabla 3.8. Parámetros biométricos de bordallos capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo y estación del año Bordallos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 12 13,42 ± 4,49 39,71 ± 26,72 279,88 ± 121,42 Machos 7 15,5 ± 2,48 48,29 ± 21,7 319,74 ± 88,62 Hembras 3 13 ± 5,57 41,5 ± 34,25 294,16 ± 158,38 pMW 0,667 0,667 0,667 En freza 2 13,75 ± 2,47 34 ± 18,39 259,20 ± 90,67 Reposo reproductivo 10 13,35 ± 4,89 40,85 ± 28,75 284,02 ± 130,36 pMW 0,758 0,758 0,909 MW Significación según la prueba de Mann Whitney 3. Hospedadores ciprínidos 75 Tabla 3.8 (cont). Parámetros biométricos de bordallos capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo y estación del año Bordallos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Arlanza 5 16,1 ± 2,70 56,4 ± 25,12 357,75 ± 97,87 Duratón 1 17,00 ± 0,00 55,00 ± 0,00 343,61 ± 0,00 Eresma 6 10,58 ± 4,38 23,25 ± 20,39 204,36 ± 105,14 pKW 0,075 0,122 0,142 Primavera 5 9,60 ± 4,08 17,90 ± 17,47 176,71 ± 89,88 Verano 7 16,14 ± 2,25 55,29 ± 20,65 353,58 ± 80,23 pMW 0,015 0,015 0,019 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.5. Gobio (Gobio lozanoi) Los ejemplares de mayor longitud, peso e índice de condición se han capturado fuera de la época reproductiva, y los de mayor condición somática en el verano; en el punto Dur se han recogido los de mayor longitud (Tabla 3.9). Tabla 3.9. Parámetros biométricos de los gobios capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo, tramo de río y estación del año Gobios n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 174 9,56 ± 1,33 12,04 ± 4,32 142,67 ± 32,67 Machos 57 9,86 ± 1,06 12,91 ± 4,09 149,18 ± 31,47 Hembras 59 9,49 ± 1,29 11,76 ± 4,30 140,89 ± 32,69 pMW 0,092 0,092 0,204 En freza 33 9,09 ± 1,02 10,45 ± 3,00 133,79 ± 22,90 Reposo reproductivo 141 9,67 ± 1,38 12,41 ± 4,50 144,75 ± 34,30 pMW 0,002 0,003 0,016 Arlanza 13 8,39 ± 1,31 9,38 ± 3,84 27,94 ± 32,28 Duratón 132 9,75 ± 1,30 12,27 ± 4,37 142,59 ± 33,28 Eresma 10 8,65 ± 1,55 12,2 ± 6,32 154,68 ± 45,25 Ucero Alto 1 9,00 ± 0,00 11,00 ± 0,00 142,31 ± 0,00 Ucero Medio 18 9,61 ± 0,92 12,28 ± 2,30 147,21 ± 15,47 pKW 0,002 0,243 0,563 Tramo alto 1 9,00 ± 0,00 11,00 ± 0,00 142,31 ± 0,00 Tramo medio 173 9,57 ± 1,34 12,05 ± 4,33 142,67 ± 32,77 pMW 0,457 0,749 0,858 Primavera 48 9,32 ± 1,19 12,15 ± 4,64 147,46 ± 34,96 Verano 66 9,84 ± 1,09 12,85 ± 3,61 148,94 ± 26,20 Otoño 60 9,45 ± 1,63 11,07 ± 4,64 131,94 ± 34,95 pKW 0,057 0,085 0,038 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 76 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 3.7.4.6. Piscardo (Phoxinus phoxinus) Los ejemplares de mayor longitud, peso e índice de condición se han capturado en el verano; los de mayor longitud en los tramos altos, y concretamente en el punto Rev; y los de mayor peso e índice de condición en la época de freza (Tabla 3.10). Tabla 3.10. Parámetros biométricos de los piscardos capturados en función de su sexo, estado reproductivo (freza), punto de muestreo, tramo de río y estación del año Piscardos n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 213 7,72 ± 1,38 6,73 ±2,97 103,68 ± 28,37 Machos 30 7,98 ± 0,98 7,7 ± 2,18 115,75 ± 21,99 Hembras 145 8,09 ± 1,05 7,26 ± 2,79 107,66 ± 25,89 pMW 0,871 0,354 0,170 En freza 80 7,92 ± 1,12 7,34 ± 2,96 110,59 ± 28,53 Reposo reproductivo 133 7,60 ± 1,51 6,36 ± 2,92 99,53 ± 27,56 pMW 0,277 0,049 0,021 Arlanza 9 6,67 ± 0,94 5,33 ± 1,94 98,09 ± 19,10 Revinuesa 149 8,06 ± 1,10 7,05 ± 2,94 104,83 ± 27,78 Ucero Alto 55 6,96 ± 1,72 6,11 ± 3,06 101,5 ± 31,26 pKW <0,001 0,057 0,598 Tramo alto 204 7,77 ± 1,38 6,79 ± 2,99 103,93 ± 28,72 Tramo medio 9 6,67 ± 0,94 5,33 ± 1,94 98,09 ± 19,10 pMW 0,006 0,118 0,437 Primavera 74 7,40 ± 1,24 6,03 ± 2,85 98,87 ± 30,72 Verano 45 8,13 ± 1,20 8,11 ± 2,88 117,00 ± 22,59 Otoño 94 7,77 ± 1,52 6,62 ± 2,91 101,10 ± 27,24 pKW 0,006 0,002 0,002 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 3.7.4.7. Tenca (Tinca tinca) Los ejemplares de mayor longitud, peso e índice de condición se han capturado en primavera, durante la época de freza (Tabla 3.11). Tabla 3.11. Parámetros biométricos de las tencas capturadas en función de su sexo, estado reproductivo (freza) y estación del año Tencas n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición Total 114 12,99 ± 4,02 37,04 ± 45,11 259,73 ± 160,10 Machos 36 13,83 ± 4,86 47,61 ± 63,46 291,85 ± 220,65 Hembras 54 13,80 ± 2,97 37,94 ± 37,05 270, 374 ± 127,44 pMW 0,086 0,092 0,093 MW Significación según la prueba de Mann Whitney 3. Hospedadores ciprínidos 77 Tabla 3.11 (cont). Parámetros biométricos de las tencas capturadas en función de su sexo, estado reproductivo (freza) y estación del año Tencas n Longitud (cm) Peso (g) Índice de condición En freza 10 20,7 ± 6,37 141,3 ± 98,21 620,60 ± 309,84 Reposo reproductivo 104 12,25 ± 2,80 27,02 ± 15,27 225,03 ± 76,65 pMW <0,001 <0,001 <0,001 Primavera 10 20,70 ± 6,37 141,30 ± 98,21 620,60 ± 309,84 Verano 55 11,70 ± 2,86 26,55 ± 13,64 229,78 ± 76,71 Otoño 49 12,87 ± 2,63 27,55 ± 17,04 219,70 ± 77,01 pKW <0,001 <0,001 <0,001 MW Significación según la prueba de Mann Whitney KW Significación según la prueba de Kruskal-Wallis 78 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 4. Generalidades sobre parásitos 85 una relación sinérgica entre varias especies de dactylogyridos (D. solidus, D. vastator y D. anchoratus), los cuales frecuentemente se pueden encontrar juntos en un mismo hospedador (Ivasik, 1953). En los ecosistemas naturales, donde la riqueza piscícola es mucho mayor que en los sistemas de cultivo, y está presente también una mayor variedad de invertebrados hospedadores intermedios de muchos parásitos, se desarrollan tanto grupos de parásitos con un ciclo de vida directo como indirecto (Bauer, 1961); por lo tanto, la diversidad de parásitos en los peces salvajes, respecto a los cultivados, es mucho mayor (Layman, 1946; Dogiel y Bykhovski, 1939). En las lagunas de cultivo la fauna parasitaria que nos encontramos, por otra parte, está también adaptada a las condiciones que se desarrollan en ella. En este tipo de ecosistemas, donde la variedad de peces se reduce en muchos casos a una sola especie, los invertebrados de muchos parásitos están parcial o completamente ausentes, y donde se produce un drenaje y secado periódico de las lagunas, se desarrollan principalmente grupos de parásitos con un ciclo de vida directo (Bauer, 1961). Por lo tanto, la diversidad parasitaria, respecto a las poblaciones silvestres, es mucho menor (Layman, 1946; Dogiel y Bykhovski, 1939). Además, en el caso de lagunas pequeñas, poco profundas y con un bajo flujo de agua, suponen las condiciones más idóneas para el desarrollo de protozoos ciliados (Bauer, 1961). Sin embargo, la densidad de peces suele ser mayor, lo cual también va a influir en la composición y, particularmente, en la abundancia de la parasitofauna, ya que las probabilidades de transmisión también son mayores. Así que la fauna parasitaria puede ser cualitativamente reducida, pero abundante en el número de individuos (Dogiel y cols., 1961). En ocasiones, además, los peces que viven en este tipo de ambientes se ven sometidos a condiciones estresantes, de manera que, cuando las circunstancias son favorables para la reproducción del parásito, éste se propaga muy rápidamente, produciéndose brotes de enfermedad (Bauer, 1961); bajo estas condiciones ambientales, los organismos patógenos, normalmente en equilibrio con el pez, se multiplican y desencadenan la enfermedad (Branson, 2000). Como ya se ha comentado, la gran mayoría de las enfermedades de origen ambiental en peces ciprínidos son causadas, directa o indirectamente, por las actividades humanas. Los episodios de contaminación ligera (por materia orgánica y eutrofización) pueden traducirse en un primer momento en fuertes incrementos de la biomasa; en casos severos, y a lo largo del tiempo, el valor de oxígeno puede descender por debajo de los requerimientos de los peces (Hoole y cols., 2001), provocando problemas de distinta índole, aunque el nivel de tolerancia varía entre las distintas especies. Estas condiciones de mayor densidad y cierto estrés podrían favorecer el desarrollo de ciertos parásitos de ciclo directo (Bauer, 1961). El distinto comportamiento de los peces a lo largo de las estaciones del año también requiere de adaptaciones por parte de la parasitofauna que vive sobre/dentro de ellos. En las migraciones entre los distintos sectores de un río, debido a ligeros cambios en la composición físico-química del agua, se pueden producir cambios en la parasitofauna de los peces, especialmente de los parásitos con ciclo de vida directo (Dubinin, 1948); un ejemplo lo encontramos en el corégono (C. lavaretus), debido a sus migraciones dentro de un mismo lago (Polyanski y Shulman, 1956). Estos cambios todavía son más patentes en los peces anádromos/catádromos, cuyos ectoparásitos desaparecen cuando éstos penetran en ambientes de distinta salinidad (Heitz, 1918; Dogiel y Petrushevski, 1933; Dogiel y cols., 1961). 86 Tesis Doctoral Gonzalo Illán En cualquier caso, en todo proceso migratorio existe una transferencia de energía y un intercambio de patógenos entre dos ecosistemas alejados (GranadoLorencio, 2002). La inactividad y la falta de movimiento, por el contrario, favorece la instauración de organismos de vida libre sobre el cuerpo del hospedador, como es el caso de los rotíferos sobre las branquias de las carpas cultivadas en hibernación (Dogiel y cols., 1961). Como se ha comentado en el apartado anterior durante los meses más cálidos del año, la parasitofauna de los peces ciprínidos de la Península Ibérica es más abundante. Por el contrario, en los meses fríos, el comportamiento inactivo (hibernación) de muchas especies, particularmente ciprínidos, también se refleja en sus menores niveles de parasitación (Dubinina, 1949). Se cree que un grupo de hospedadores relacionados, dominantes en el hábitat, puede ejercer algún grado de influencia sobre la parasitofauna de especies de hospedadores fuera de ese grupo. Esa abundancia, bajo ciertas circunstancias, tiende a favorecer la diseminación del parásito desde su hospedador original a otras especies, inicialmente hospedadores no específicos (Dogiel y cols., 1961). Esto es probable que pueda ocurrir, por ejemplo, entre salmónidos (como la trucha común) y ciprínidos (como el piscardo) que habitan ríos de alta montaña. 4.2. Métodos de diagnóstico parasitológico 4.2.1. Necropsia y toma de muestras Para la realización de la necropsia y la correspondiente toma de muestras de cada uno los peces capturados se han seguido principalmente la metodología y recomendaciones propuestas por Blanch (1988), Stoskopf (1993) y Eiras y cols. (2000). Ya que ciertos parásitos, especialmente los más pequeños y frágiles, mueren rápidamente después del sacrificio del pez, y su morfología puede quedar algo distorsionada cuando se utilizan algunos fijadores y tinciones (Solein, 1976; Fogerholm, 1979; Pereira, 1980; Hoffman, 1998; Lasee, 2001), se optó, cuando fue posible, realizar su identificación y descripción morfológica a partir de preparaciones en fresco. Además, ya que algunos grupos, especialmente los ectoparásitos, abandonan el pez cuando éste muere, o migran hacia localizaciones aberrantes (Eiras y cols., 2000), y que los tejidos de los peces sufren una rápida degeneración por autolisis, los peces se examinaron en un período de tiempo no superior a las 24 h, manteniéndolos siempre en condiciones de refrigeración. En algunos casos, cuando fue imposible examinar las preparaciones en fresco, las muestras se colocaron en líquidos fijadores (branquias), habitualmente formalina tamponada al 10%, o se congelaron (tracto digestivo). En primer lugar, se realizó un examen exhaustivo y metódico de las aletas, la superficie corporal (piel y aletas), la cavidad bucal y las branquias, especialmente en el caso de la presencia de heridas (como las provocadas por Lernaea cyprinacea) o quistes (como los de Myxobolus sp.). Los ejemplares grandes (como L. cyprinacea o Caryophyllaeus sp.) se extrajeron con ayuda de unas pinzas y se colocaron en una placa de Petri con solución salina al 0,8% para su observación. Mediante raspados del tegumento con el bisturí (o a partir de los restos depositados en las bolsas de transporte), se tomaron muestras de piel y mucus de varias zonas, incluyendo lesiones. 4. Generalidades sobre parásitos 87 Se extrajeron varios arcos branquiales (los cuatro situados por debajo del opérculo izquierdo del pez) y se colocaron en una placa Petri con solución salina al 0,8% (o formalina tamponada al 10%). Se agitaron levemente para desprender los ectoparásitos (protozoos ciliados, monogenéticos y crustáceos, principalmente) y con una pipeta Pasteur se extrajeron del precipitado. Después se fijaron en formalina tamponada al 10% o bien en etanol al 70% en el caso de los copépodos, ya que éstos no se contraen cuando mueren. Para el examen de los órganos internos, se abrió la cavidad abdominal, realizando una incisión en la zona situada inmediatamente anterior al ano. Con las tijeras (o el bisturí) se cortó a lo largo de la línea medio-ventral del pez, hasta llegar a la zona del opérculo. Desde el mismo punto de partida, se cortó en sentido ascendente y a lo largo de la línea imaginaria de la cavidad abdominal, hasta llegar a la zona del opérculo. Levantando la musculatura, se dejó al descubierto la cavidad abdominal. En la cavidad corporal se buscó la presencia de larvas de digenéticos, nemátodos, cestodos o acantocéfalos; también se examinaron los quistes que pudieran estar presentes, ya que algunos helmintos en su fase larvaria, los myxosporidios y los microsporidios, se pueden enquistar en las vísceras. Para detectar estos últimos, se realizaron aplastamientos de varios órganos (hígado y riñón, principalmente), que se observaron al microscopio. Los aplastamientos de gónadas fueron útiles en la identificación del sexo del pez. El tubo digestivo se abrió longitudinalmente, se añadió solución salina al 0,8% para facilitar su búsqueda y evitar su deshidratación, y se observó bajo la lupa binocular. A la vez que se retiraba el contenido intestinal sobre una placa de Petri, se buscaron larvas y formas adultas de distintos helmintos. Los parásitos recogidos en los diferentes órganos examinados se colocaron en recipientes separados, y se marcaron con una etiqueta identificativa. 4.2.2. Diagnóstico parasitológico 4.2.2.1. Metodología general A continuación se detallan algunas de las técnicas que son de aplicación habitual en el diagnóstico de las enfermedades parasitarias de los peces y que han sido utilizadas a lo largo del periodo de estudio. 4.2.2.1.1. Observación en fresco En los raspados de piel y aletas (Figura 4.2) podemos detectar la presencia de ectoparásitos. Para ello, se raspa la superficie del cuerpo y de las aletas del pez pasando una hoja de bisturí (o un portaobjetos) en dirección cráneo-caudal. El material obtenido (mucus, células epiteliales y escamas) se deposita y se extiende sobre un portaobjetos, y se cubre con un cubreobjetos. Con una pipeta, se introduce entre ambos, por capilaridad, una solución salina (NaCl 0,8%) o de hidróxido potásico (KOH 10%), y la preparación se observa al microscopio óptico, trabajando con el condensador bastante cerrado. Con una preparación en fresco de branquias (Figura 4.3) podemos obtener información sobre el estado y las patologías de este órgano diana. Se toma uno de los arcos branquiales, y se separa parte de los filamentos del eje del arco, hasta que éstos se individualizan. Posteriormente, se reparten los diferentes filamentos sobre 88 Tesis Doctoral Gonzalo Illán un portaobjetos, se coloca un cubreobjetos y, de la misma forma que la descrita anteriormente, se introduce una solución salina o de hidróxido potásico; también podemos ayudarnos con soluciones de lugol para identificar algunos parásitos (Oodinium sp., Amiloodinium sp., myxosporidios…). Se observa al microscopio óptico, tanto el interior de las branquias como su contorno. Figura 4.3. Biopsia de branquia. A. Se levanta ligeramente el opérculo. B. Se insertan unas ti j eras curvadas en el opérculo. C. Se cortan las puntas distales de varios filamentos branquiales y se transportan a un portaobjetos (Fuente: Stoskopf, 1993) Figura 4.2. Preparación de una muestra de piel a partir de un raspado de piel (Fuente: Stoskopf, 1993) Cuando los ectoparásitos se encuentran muy adheridos a las branquias, se puede hacer un tratamiento previo con el fin de desprenderlos: se sumergen en placas de Petri con suero fisiológico, y se mantienen a temperatura ambiente durante 15-20 min en agitación orbital; posteriormente, se recoge el suero en tubos, que se centrifugan a 1.500 rpm durante 2 min y, finalmente, se coloca una gota del sedimento en un portaobjetos para su observación microscópica. Con el fin de observar parásitos (myxosporidios) que forman quistes superficiales, se pueden hacer preparaciones de epidermis, dermis y músculo. Para ello, la muestra se introduce entre dos placas de triquina o dos portaobjetos, se hace presión hasta que se extienda bien, y se observa bajo la lupa binocular. 4.2.2.1.2. Procesamiento de muestras de parásitos para su posterior observación al microscopio óptico Con la finalidad de reducir su grosor (principalmente en helmintos de gran tamaño), y facilitar así su observación al microscopio óptico, en ocasiones se realiza una compresión de forma simultánea a su relajación o fijación. Para ello, se colocan los ejemplares entre dos portaobjetos (o entre un porta y un cubreobjetos), realizando una ligera presión y aplicando entre ambos agua o fijador a temperatura elevada (entre 60 y 90ºC) y durante un tiempo variable dependiendo del parásito. 4. Generalidades sobre parásitos 89 Para evitar que el parásito se contraiga después de haber sido situado en el líquido fijador, se procede a su relajación. En muchas ocasiones, se realiza de forma simultánea a la fijación, aplicando el líquido fijador a elevada temperatura (entre 60 y 90ºC). Con propósitos generales, se suele utilizar agua destilada o solución salina (NaCl 0,8%) durante varias horas (Stoskopf, 1993). Si se utiliza fijador, la naturaleza de éste y la temperatura y tiempo de aplicación varían según el tipo de parásito. La clarificación permite que los órganos internos de los metazoos se puedan observar convenientemente (Moravec, 1998). Durante los otros pasos del procesado, como el montaje, también se puede conseguir una clarificación. Existen diferentes formas, que se detallan en la metodología específica para cada parásito (Apartado 4.2.2.2.). La fijación y la conservación se suelen realizar de forma simultánea, ya que muchas sustancias que sirven para fijar también procuran la conservación del parásito durante un tiempo determinado. El objetivo es el de conservar la morfología de los tejidos, de manera que sean lo más semejantes posible a los tejidos vivos, y por lo tanto tratando de evitar rápidamente la autolisis. Las piezas a fijar deben tener el menor tamaño posible, recomendándose dimensiones siempre inferiores a 1 cm (Eiras y cols., 2000). Con propósitos generales, se suelen utilizar distintos fijadores: AFA (alcohol-formalina-ácido acético), formalina tamponada al 10% o etanol al 10%. Es aconsejable su utilización en caliente (50ºC), ya que así matan rápidamente al parásito y evitan su contracción (Stoskopf, 1993). La tinción mejora el contraste del parásito y facilita la observación microscópica de los detalles de su anatomía. Uno de los colorantes más utilizados es el carmín borácico (Hoole y cols., 2001), aunque existen muchos de diferente aplicación dependiendo del tipo de parásito y estructura a teñir, tal y como señalaremos posteriormente. Finalmente, el montaje tiene por objetivo la creación de preparaciones que puedan ser observadas en situaciones posteriores. Para propósitos generales, se pueden utilizar medios de montaje permanente como el bálsamo de Canadá o Eukit (Eiras y cols., 2000). 4.2.2.1.3. Microscopía óptica Los órganos de los peces y los parásitos de mayor tamaño se observaron mediante un estereomicroscopio Zeiss® modelo Stemi DV4, dotado de dispositivos de aumento continuo desde 8X hasta 32X y oculares 10X/20X. Para la observación de los órganos y tejidos de los peces con mayor detalle, y de sus parásitos, se utilizó un microscopio óptico Olympus® CX31, con revolver con cuatro posiciones para objetivos 4X, 10X, 40X y 100X (inmersión) y oculares 10X. Para realizar el estudio morfométrico se utilizó un ocular micrométrico (modelo OB-M 1/100, con micrométrico OC-M 10/100 Olympus®). Las fotografías fueron realizadas con una cámara digital Olympus® modelo CAMEDIA C-5060 WideZoom, provista de zoom óptico 4X, zoom digital 1X-3,5X, y 5,10 x 106 píxeles efectivos. Ésta fue acoplada al microscopio óptico y al estereomicroscopio mediante un adaptador Olympus® C5060-ADUS. Los dibujos se hicieron con la ayuda de una cámara clara (camera lucida, accesorio para dibujo Olympus® modelo U-DA) acoplada al cabezal trinocular del 90 Tesis Doctoral Gonzalo Illán microscopio óptico, con 1X aumentos de la caja del espejo y 16X aumentos de dibujo. 4.2.2.1.4. Microscopía electrónica La aplicación de este tipo de técnicas es cada vez es más frecuente como ayuda en el diagnóstico (Eiras y cols., 2000; Roberts, 2001), y actualmente es una de las técnicas más valiosas en la identificación de géneros y especies de numerosos protozoos como los diplomonadinos de los Géneros Spironucleus y Hexamita (Scholz, 1999). En el Servicio de Microscopía de la Universidad de León se utilizó un microscopio electrónico de barrido marca JEOL Ltd. Modelo JSM-6480LV, con una resolución de 0,3 nm, lentes supersónicas, sistema de vacío automático, autoenfoque, contraste y brillo automático. El procedimiento seguido en la preparación de la muestra consistió, en primer lugar, en su fijación, con la finalidad de estabilizar las estructuras. Existen muchos fijadores, como el glutaraldehido, el líquido de Karnovsky (paraformaldehido/glutaraldehido), el ácido ósmico (en tampón fosfato de Millonig) o el paraformaldehido en tampón fosfato con sacarosa (Roberts, 2001). En muchas ocasiones, se utiliza una fijación doble, con glutaraldehido, que estabiliza las proteínas, y tretróxido de osmio (OsO4), un agente destructor, que disminuye los efectos post-mortem. En nuestro caso, y debido a que las muestras se recogieron durante la necropsia en formalina tamponada al 10% y alcohol al 70%, estas fueron las fijaciones de partida. Posteriormente, mediante un proceso de deshidratación, se sustituyó a temperatura ambiente la fase acuosa de la muestra por otro disolvente. Se realizó con un gradiente ascendente de alcoholes (30º, 50º, 70º, 90º y alcohol absoluto). La muestra se llevó a su punto crítico, proceso mediante el cual se completa la deshidratación de la muestra, sustituyendo el líquido por CO2 en estado crítico. En este estado de presión y temperatura, el CO2 evita que la estructura del organismo colapse o se deforme, favoreciendo el mantenimiento de la turgencia. La muestra así deshidratada, colocada en una cámara cargada eléctricamente y llena de Argón, es recubierta finalmente por una fina capa de polvo de oro. En el microscopio electrónico de barrido, esta muestra cargada eléctricamente es bombardeada por un haz de electrones, y su reflejo, recogido por el ánodo del microscopio, crea finalmente la imagen. 4.2.2.1.5. Técnicas histopatológicas Como se ha comentado anteriormente, los tejidos de los peces sufren una rápida autolisis, por lo que deben ser procesados rápidamente antes de que se produzcan cambios degenerativos irreversibles (Roberts, 2001). En nuestro caso, se fijaron y conservaron en formalina tamponada al 10%, aunque existe gran variedad de líquidos fijadores, como Susa de Hiedenhain, fluido de Bouin, fluido de Carnoy, etc. Mediante cortes longitudinales de la pared corporal, se aislaron las muestras susceptibles de ser analizadas, en este caso sospechosas de contener metacercarias de digenéticos (puntos negros). Si quisiéramos aplicar la técnica a estructuras esqueléticas, y con el fin de facilitar su corte en secciones, deberíamos someter la muestra a un proceso de descalcificación con ácidos o agentes quelantes, eliminando así los iones de calcio. 4. Generalidades sobre parásitos 91 El procesado posterior consiste en una deshidratación de la muestra en concentraciones crecientes de alcohol, un aclarado (xileno, cloroformo o tolueno) y una impregnación en un medio de soporte (cera de parafina, celoidina o gelatina). Con ayuda de un ultramicrotomo, se realizan secciones finas (5-7 µm de grosor) en la muestra incluida en cera, que posteriormente se elimina con xileno, alcohol (en concentración decreciente) y agua. Finalmente, la tinción la podemos realizar usando distintos colorantes: hematoxilina y eosina (usada en el presente trabajo para la tinción de las metacercarias de los digenéticos causantes del punto negro), hematoxilina de hierro de Lendrum, ácido periódico-Schiff con tartrazina (Roberts, 2001), hematoxilina de Harris, hematoxilina de Erhlich, hematoxilina férrica de Wiegert, hemalumbre de Mayer, carminalumbre de Mayer, tricrómico de Gomori, tricrómico de Mallory, tricrómico de Masson o azan de Heidenhain (Eiras y cols., 2000). La preparación resultante se observa a la luz del microscopio óptico. 4.2.2.1.6. Técnicas moleculares Sin embargo, y particularmente en aquellos grupos de parásitos de peces en los cuales la morfología no proporciona la suficiente información como para discriminar entre las distintas especies (como ocurre con los flagelados sanguíneos o las larvas de nemátodos anisákidos), se deben desarrollar e implementar nuevas técnicas de diagnóstico (Scholz, 1999). Muchos problemas siguen sin resolver en el diagnóstico de patógenos importantes como las amebas o el agente de la Enfermedad Proliferativa del Riñón (Tetracapsula bryosalmonae), y en la identificación de ciertas especies de los grupos principales de parásitos de peces, como protozoos (p.e: Trichodina sp.), myxosporidios (Myxobolus sp.), helmintos (Gyrodactylus sp. en especies de salmónidos; Diplostomum sp. productores de ceguera) y crustáceos (identificación de las fases vitales de copépodos parásitos) (Scholz, 1999). Además de los métodos clásicos basados en el examen postmortem, deberían ser cada vez más usados y desarrollados los nuevos y no destructivos métodos de diagnóstico, que evitan el sacrificio del pez (Scholz, 1999; Cunningham, 2002). Potencialmente más rápidas, más sensibles y más específicas que las técnicas tradicionales que acabamos de describir, las técnicas moleculares se han ido desarrollando y utilizando cada vez más durante los últimos 20 años para el diagnóstico de las enfermedades parasitarias de peces. El progreso de estas técnicas es de gran ayuda en los estudios epidemiológicos, así como en la identificación de la causa de un brote o la detección de la presencia de organismos patógenos (Cunningham, 2002; Altinok y Kurt, 2003). Y lo que es más importante, el diagnóstico rápido y eficaz que permiten estas técnicas es una de las medidas más efectivas en el control de las enfermedades parasitarias en peces, que aplicada durante las fases tempranas de su desarrollo dentro del hospedador, permite la aplicación de las medidas profilácticas más adecuadas y el tratamiento y la prevención de posibles brotes (des Clers, 1993; Cunningham, 2002). Estas técnicas incluyen la reacción en cadena de la polimerasa (PCR), digestión con enzimas de restricción, hibridación con sondas, hibridación in situ y microarrays (Altinok y Kurt, 2003). Básicamente, a partir de la muestra extraemos el DNA que posteriormente puede ser hibridado con sondas específicas o ser analizado usando el polimorfismo en la 92 Tesis Doctoral Gonzalo Illán longitud de sus fragmentos producidos a partir de diferentes enzimas de restricción (RFLP). Lo más frecuente es amplificar el material genético mediante la aplicación de la PCR usando cebadores (oligonucleótidos) específicos; seguidamente se puede utilizar RFLP, PCR ligada con la hibridación con oligonucleóticos específicos o cebadores no específicos para producir un DNA polimórfico amplificado al azar (RAPD) (Prichard, 1997; McKeand, 1998). 4.2.2.2. Metodología específica 4.2.2.2.1. Ichthyophthirius multifiliis Los peces infectados por I. multifiliis, como una de las características de su diagnóstico, muestran un cambio en su comportamiento, causado por la irritación de la piel y las branquias, así como la presencia de uno o más puntos blancos (trofontes) discretos en la piel y/o las aletas del hospedador (Dickerson y Dawe, 1995). El diagnóstico definitivo se puede hacer mediante el análisis microscópico de un arco branquial, de la aleta caudal o de la superficie corporal, donde los grandes trofontes ciliados (50 µm - 1 mm), con un núcleo en forma de herradura, son fácilmente visibles en preparaciones frescas no teñidas (10-40X aumentos); en infecciones tempranas o muy severas se pueden ver también los terontes (Dickerson y Dawe, 1995). Para conseguir su relajación, si se desea, se puede utilizar formol 1:4.000 durante 30 min. Además, los protozoos, en general, se pueden fijar en solución de Bouin o formol al 5% (Álvarez-Pellitero, 1988); y, como el resto de trofozoitos de formas móviles de protozoos, se pueden fijar en PVA-AFA (alcohol-acético polivinílico, alcohol-formalina-ácido acético) o formalina al 10% (Hoffman, 1998; Lasee, 2001). Finalmente, los protozoos ciliados (incluyendo tricodínidos) se pueden teñir con los métodos de impregnación argéntica; y su morfología nuclear se puede observar mediante una tinción con hematoxilina férrica, seguida por una fijación con ácido ósmico (Hoffman, 1998). 4.2.2.2.2. Tripartiella sp. La verificación de la tricodinosis puede hacerse mediante un examen microscópico de raspados de piel y aletas, y aplastamientos de branquias (Hoole y cols., 2001). Si se desea estudiar la forma corporal, la cubierta ciliar y el modo de locomoción del parásito, es importante realizar observaciones de material vivo (BykhovskayaPavlovskaya y cols., 1964). La estructura de la espiral adoral y del disco de anclaje se pueden reconocer en numerosas especies mediante la fijación de los parásitos en formalina al 4% en raspados frescos. Además, ya que el cuerpo de los tricodínidos se contrae muy poco, las medidas principales (excepto las del núcleo) pueden llevarse a cabo en dichas condiciones (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). Las descripciones que no reflejan la morfología de los discos adhesivos impregnados con nitrato de plata son engañosas (Haider, 1964; Mattes y cols., 1988), así que se recomienda estudiar esta estructura usando la técnica de la impregnación argéntica de Klein (Lom, 1958; Welborn, 1967); la ciliatura bucal puede ser estudiada usando la técnica de impregnación con protargol (Lom, 1995), mientras que el aparato nuclear se puede teñir usando hematoxilina o la reacción nuclear de Feulgen (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). 4. Generalidades sobre parásitos 93 Es necesario, cuando se vaya a determinar una especie, estudiar ciliados plenamente maduros con todos los constituyentes del disco adhesivo plenamente formados. En descripciones breves, sólo se dan las características más sobresalientes (diámetro del disco adhesivo y número de dentículos); sin embargo, la completa caracterización de una especie debe incluir medidas celulares mostradas en forma de diagramas (Lom y Dyková, 1992). Varios autores proponen criterios taxonómicos para la diferenciación de estas especies (Lom, 1958; Wellborn, 1967; Shulman y Jankovski, 1984; Bason y Van As, 1989). 4.2.2.2.3. Myxobolus sp. Para su determinación o descripción de este parásito, se deberían observar las esporas frescas, aunque, si no es posible, se pueden fijar en formalina tamponada al 10%, ya que esto causa una mínima deformación. Las directrices para realizar estas descripciones se pueden consultar en Lom y Arthur (1988), y el método de medición de esporas en Shulman (1984) y Lom y Dyková (1992). Aunque, como hemos dicho, es recomendable la observación de las esporas de myxosporidios en fresco, en caso de recurrir a tinciones, las más utilizadas son las siguientes: Giemsa según el método May-Günwald (Hoffman, 1998), Ziehl Neelsen modificada o verde malaquita (Bruno y cols., 2006; Kaur y Singh, 2009, 2010). Es necesario un buen dibujo, y deseable una microfotografía, que reflejen la forma de la espora y sus partes: la presencia o ausencia de procesos intercapsulares, marcas suturales, patrón superficial de la valva, velo o manto membranoso alrededor de la espora, curso de la línea sutural, presencia de una cubierta mucosa en la superficie, presencia y organización de reservas de polisacáridos en el esporoplasma, la vacuola yodófila, posición y número (1 ó 2) de esporoplasmas, número y organización de las vueltas del filamento polar, posición de las cápsulas polares y cualquier apéndice o protuberancia en la espora (Lom y Dyková, 1992). La detección de infecciones leves se puede facilitar mediante la concentración de las esporas, método desarrollado para el diagnóstico de M. cerebralis, pero aplicable a otros myxosporidios: homogeneización del tejido, digestión mediante tripsinización, filtrado y centrifugado (concentración diferencial según Markiw y Wolf, 1974a,b, y Bailey y cols., 1989; y descalcificación según Landolt, 1973). Las técnicas serológicas están en sus inicios, aunque ya se dispone de una tinción con anticuerpos fluorescentes (Markiw y Wolf, 1978) para la identificación de esporas de M. cerebralis. Para la identificación de las especies y los géneros a partir de sus características morfológicas pueden consultarse diversos trabajos (Shulman, 1966, 1984; Lom y Noble, 1984; Lom y Arthur, 1988). Hoy en día, una de las técnicas más empleadas para la identificación de las diferentes especies de myxosporidios es la PCR, mediante la extracción y la amplificación de fragmentos de DNA contenido en las esporas (Eszterbauer y cols., 2001). Esta técnica ha sido empleada, por ejemplo, en la identificación de algunas especies de Myxobolus sp. en tejido intramuscular de varias especies de ciprínidos (Molnár y cols., 2002). Para el diagnóstico de M. cerebralis, causante de la Enfermedad de Torneo en salmónidos (Andree y Antonio, 2002) o de Kudoa thyrsites (que infecta al menos a 94 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 44 especies de peces marinos) (Woran y Kent, 2002) se han utilizado también técnicas moleculares como la PCR y la hibridación in situ. Asimismo, las técnicas basadas en la detección de lectinas, la tinción con anticuerpos monoclonales y el uso de técnicas moleculares han proporcionado datos muy valiosos para la clasificación e identificación del agente causal de la Enfermedad Proliferativa Renal (Marin de Mateo y cols., 1993; Saulnier y de Kinkelin, 1996; Morris y Adams, 2002). Para detectar la presencia de Ceratomyxa shasta, otro importante parásito que afecta principalmente a los salmónidos, se han usado técnicas inmunológicas e inmunohistoquímicas, así como técnicas moleculares de PCR e hibridación in situ mediante el empleo de sondas específicas (Palenzuela y Bartholomew, 2002). La fase vegetativa, por su parte, también debe ser examinada en detalle: tamaño, forma, posible movimiento o pseudópodos, medio de anclaje al tejido del hospedador, su carácter mono-, dio polispórico, y sitio e interacción con el hospedador (Lom y Dyková, 1992). Los quistes se pueden cortar junto con el tejido adyacente y fijarlos en formalina al 10%, consiguiéndose así también su conservación (Hoffman, 1998; Lasee, 2001). En sección transversal, se pueden observar tiñéndolas con hematoxilina eosina (Hoffman, 1998). Para mayor detalle, se pueden consultar diversos tratados monográficos sobre myxosporidios (Thélohan, 1895; Auerbach, 1910; Kudo, 1919; Shulman, 1966; Mitchell, 1977; Iskov, 1989; Lom, 1990; Shulman y cols., 1992). 4.2.2.2.4. Monogenéticos (Gyrodactylus sp. y Dactylogyrus sp.) Si el objetivo del estudio es la comprobación de la parasitosis, es recomendable la observación de los monogenéticos directamente en los peces vivos. Se han descrito varios métodos: anestesia del animal y observación de los parásitos a través de un endoscopio con iluminación (método de Buchmann, 1990); inmersión de los peces en agua (sin cloro) y examen con estereomicroscopio, observando su movilidad; o haciendo una biopsia de las branquias (Hoffman, 1998); se puede también trabajar con peces recién muertos, a los que se les ha realizado la extirpación de branquias y aletas, y raspado de piel (mucus) (Hoffman, 1998). Si la finalidad es su descripción o identificación, se pueden utilizar varios procedimientos de aislamiento. Si sumergimos peces enteros o partes de éstos en formalina 1:4.000 durante 15 a 45 min, los parásitos se desprenden y quedan fijados (Hoffman, 1998). Para el examen de las branquias, se retiran los arcos branquiales, se colocan en un recipiente con formol (misma concentración), y se agitan intensamente para desprender los parásitos (Kritsky y cols., 1986). El mismo efecto se consigue congelando las branquias durante 6 a 24 h (Mizelle, 1936). Se pueden usar otras sustancias como Chloretone (Hargis, 1953) y Nembutal (Ikezaki y Hoffman, 1957). En condiciones de campo, los peces (o parte de éstos) se pueden fijar en formalina tamponada al 10% para su examen posterior (Eiras y cols., 2000). Si se quieren estudiar no sólo frescos, sino también vivos, se pueden introducir, entre porta y cubreobjetos, los monogenéticos aislados, con suficiente agua para evitar su aplastamiento, y retirar posteriormente el exceso de fluido con un trozo de papel o filtro (Hoffman, 1998). 4. Generalidades sobre parásitos 101 - Media intensidad: de 6 a 10 parásitos en el tubo digestivo; de 21 a 40 en la totalidad de la superficie corporal; de 41 a 80 en la totalidad de las laminillas branquiales. - Alta intensidad: más de 10 parásitos en el tubo digestivo; más de 40 en la totalidad de la superficie corporal; más de 80 en la totalidad de las laminillas branquiales. Así pues, en nuestro caso, y debido a que transformamos un término cuantitativo u objetivo, el número de parásitos encontrados en un pez hospedador, refiriéndolo a su posible efecto sobre éste, debemos considerar este concepto de mayor o menor intensidad de parasitación como un término subjetivo o teórico (Hempel, 1965; Hull, 1974). Aunque también se realizó aplastamiento de riñón e hígado para estudiar la infección por myxosporidios en órganos internos, su intensidad en este tipo de órganos finalmente no fue valorada debido a que en muchos casos lo único que se visualiza son las esporas aisladas; en este sentido, estamos de acuerdo con Gorbunova (1936), quien desestimó la determinación de la intensidad de parasitación de Myxidium lieberkühni en la vejiga urinaria de los peces debido a la dificultad existente a la hora de determinar el número de protozoos presentes. 102 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 5. Ichthyophthirius multifiliis 103 5. Ichthyophthirius multifiliis 5.1. Etiología Ichthyophthirius multifiliis, también conocido como Ich, es un ectoparásito responsable de la Ichthyophthiriasis o Enfermedad del Punto Blanco (White Spot Disease) (Lom y Dyková, 1992), cuyas primeras descripciones fueron realizadas por Hilgendorf y Paulicki, en 1869, y Fouquet, en 1876 (Stiles, 1894). Reconocido como parásito de carpas en Asia desde el siglo X (Dashu y Lien-Siang, citados por Hines y Spira, 1974a), se conoce en Europa desde la Edad Media (Hoffman, 1967), aunque fue descrito por primera vez en el acuario de Hamburgo, en 1876 (Stiles, 1894; Lom y Dyková, 1992). Aunque relativamente desconocido en Rusia antes de 1940, se ha convertido desde entonces en una grave enfermedad en carpas. En Norteamérica el primer gran brote fue descrito por Stiles en 1894 (Bauer, 1961). En la actualidad, es la única especie reconocida del género (Lee y cols., 1985), dentro del cual podrían existir distintas variedades o "razas" con distinta tolerancia a diferentes temperaturas (Nigrelli y cols., 1976; Dickerson y cols., 1993) o con distinto grado de virulencia (Lom y Dyková, 1992). Su morfología varía dependiendo de la fase del ciclo vital en la que se encuentre el parásito: trófica, reproductiva y dispersiva e infectiva (Lom y Dyková, 1992), tal y como describiremos posteriormente. 5.1.1. Clasificación taxonómica La clasificación de Levine y cols. (1980) está basada en la estructura del aparato bucal, combinada con algunas características estructurales, principalmente del córtex. - Phylum Ciliophora Doflein, 1901. - Clase Oligohymenophorea de Puytorac y cols., 1974. - Subclase Hymenostomata Delage y Hérouard, 1896. - Orden Hymenostomatida Delage y Hérouard, 1896. - Suborden Ophryoglenina Canella, 1964. - Familia Ichthyophthiridae Kent, 1881. - Género Ichthyophthirius Fouquet, 1876. - Especie Ichthyophthirius multifiliis Fouquet, 1876. 5.1.2. Ciclo vital y transmisión Ichthyophthirius multifiliis presenta un ciclo vital directo (Figura 5.1), e implica tanto a fases parásitas como de vida libre (Mehlhron, 1988; Hoole y cols., 2001): una pequeña fase migratoria, el teronte (Figura 5.1:1), que infecta al hospedador; una fase de parasitismo obligado, alimentación y crecimiento, el trofonte (Figura 5.1:2-3); y una fase en la que, después de alcanzar cierto tamaño, se desprende y enquista en el sustrato como tomonte (Figura 5.1:4), sufriendo varias divisiones para formar 104 Tesis Doctoral Gonzalo Illán pequeños tomitos (Figura 5.1:5-8), que rompen a través de la pared del quiste (Lom y Čercasovová, 1974) para convertirse de nuevo en terontes (Figura 5.1:9) (Lom y Dyková, 1992). Figura 5.1. Ciclo vital de I. multifiliis. 1 y 9) Teronte; 2-3) Trofonte; 4-7) Tomonte; 8) Tomitos (Fuente: Mehlhron, 1988) El teronte, de corta vida libre en el medio acuático, es fototáctico y quimiotáctico (Wahli y Meier, 1991); después de nadar durante varios días invade la piel y las branquias de los peces (en infecciones severas incluso los ojos, el epitelio bucal y la lengua) y en varios minutos llega hasta la capa basal, donde queda protegido contra un aumento de salinidad o contra sustancias químicas (Ventura y Paperna, 1985; Cross y Matthews, 1992; Lom y Dyková, 1992). Después de invadir el epitelio, el trofonte sufre diferenciación y crecimiento (Ewing y Kocan, 1986) durante 4 a 40 días, dependiendo de la temperatura, con un óptimo entre 18 y 24ºC (Hoffman, 1998). Según algunos autores también experimenta varias divisiones, motivo por el cual en ocasiones se pueden observar varios parásitos dentro de la misma vesícula (Figura 5.2) (Ewing y cols., 1985; Kozel, 1986); sin embargo, la mayoría de los investigadores lo ha atribuido a que los terontes penetran o migran por el mismo camino dentro del epitelio (Canella y Rochi-Canella, 1976). La duración de la infección es variable, y depende de diferentes factores, como la temperatura, la especie, el estado fisiológico del hospedador y/o la región del cuerpo en la cual reside el parásito (Canella y Rochi-Canella, 1976). Posteriormente, el trofonte abandona el pez infectado cuando éste muere o cuando alcanza el estado de madurez, aunque necesita alcanzar un cierto tamaño para poder sobrevivir fuera del hospedador o bien completar el desarrollo de la vacuola contráctil con el fin de poder responder a los cambios osmóticos (Ewing y cols., 1986). Cuando abandona el epitelio, los mucocistes secretores del parásito son liberados para producir un quiste gelatinoso (Ewing y cols., 1983), transparente y con una pared de doble capa (Lom y Dyková, 1992), siendo este período dependiente de la temperatura. Su cápsula gelatinosa le sirve para anclarse al sustrato, y prevenir la entrada de bacterias y hongos (Dickerson y Dawe, 1995). Poco después, el parásito 5. Ichthyophthirius multifiliis 105 comienza una serie de divisiones binarias para dar lugar a varios cientos de tomitos, divisiones que se completan en 18-24 h a 23ºC (Canella y Rochi-Canella, 1976; Dickerson y Dawe, 1995). El número final de tomitos va a depender del tamaño inicial del tomonte y de la temperatura (Lom y Dyková, 1992). Figura 5.2. Varios trofontes de I. multifiliis agrupados en la piel de un barbo (río Revinuesa, Soria) La diferenciación de los tomitos en terontes infectivos implica la adquisición de una morfología celular fusiforme, el desarrollo de un aparato bucal rudimentario, y la formación del perforatium (Dickerson y Dawe, 1995). A continuación, se describe la morfología de las dos únicas fases de I. multifiliis que ha sido halladas en los ciprínidos analizados. 5.1.3. Descripción morfológica del trofonte El trofonte de I. multifiliis corresponde al de un ciliado histiófago holótrico (Dickerson y Dawe, 1995), de naturaleza pleomórfica, de 50 µm a 1 mm de diámetro, y con un citostoma (cavidad oral) de 8 a 20 µm (Hoffman, 1998) (Figura 5.3). Posee un gran macronúcleo en forma de herradura y al menos un pequeño micronúcleo que juega un importante papel en el intercambio genético entre distintos individuos (Peshkov y Tikhomirova, 1968; Dickerson y Dawe, 1995). En los 18 trofontes identificados en nuestro estudio, el diámetro promedio fue de 334 µm (Tabla 5.1), que se corresponde con el diámetro descrito por Hoffman (1998). Tabla 5.1. Tamaño de los trofontes de I. multifiliis n Media SD Mínimo Máximo Diámetro trofonte (µm) 18 334,44 318,10 200 800 106 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 5.3. Varios trofontes de I. multifiliis aislados de las branquias de un barbo (río Revinuesa, Soria) Se conoce muy poco acerca de sus requerimientos nutricionales, excepto que es un parásito obligado que sólo crece alimentándose sobre peces vivos (Dickerson y Dawe, 1995) haciendo uso del citostoma, cuya velocidad de desarrollo es dependiente de la temperatura (Canella y Rochi-Canella, 1976; Edwing y cols., 1985), a la vez que el movimiento constante de los cilios pre-bucales lleva partículas de alimento hacia él (Lom y Dyková, 1992), acumulando en su citoplasma glucógeno, lípidos y proteínas (Dickerson y Dawe, 1995). Durante su crecimiento, cuya velocidad también depende de la temperatura ambiental, se van añadiendo filas de cilios, membranas y orgánulos citoplasmáticos, y la vacuola contráctil única se multiplica hasta varios cientos (Canella y Rochi-Canella, 1976; Chapman y Kern, 1983; Ewing y Kocan, 1986). 5.1.4. Descripción morfológica del teronte En esta fase, I. multifiliis adquiere una morfología fusiforme, con la parte posterior afilada (Figura 5.4), y un tamaño entre 30 y 50 µm, aunque varía enormemente dependiendo del tamaño inicial del tomonte (Canella y Rochi-Canella, 1976; Kozel, 1986; Geisslinger, 1987). Su cuerpo está totalmente cubierto de cilios (Kozel, 1986), y en la parte posterior sobresale un cilio caudal rígido y más largo (McCartney y cols., 1985; Geisslinger, 1987). En la pared de la cavidad bucal existe un gránulo de unos 3 µm de diámetro, denominado el orgánulo de Lieberkühn u orgánulo de cristal de reloj (Lynn y cols., 1991), cuya función hasta el momento se desconoce, aunque algunos autores apuntan posiblemente una función fototáctica (Dickerson y Dawe, 1995). Mediante el perforatium apical, una vez alcanzado el hospedador, se abre camino a través de las capas epiteliales (Cannella y Rochi-Canella, 1976). 5. Ichthyophthirius multifiliis 107 Únicamente se observó un teronte, en la piel de un barbo del río Revinuesa. Sus medidas fueron de 150 µm de largo por unas 100 µm de ancho (Figura 5.4), encontrándose quizás ya, con ese tamaño, en proceso de diferenciación a la siguiente fase. Figura 5.4. Teronte de I. multifiliis en la piel de un barbo (río Revinuesa, Soria) 5.2. Factores dependientes del hospedador 5.2.1. Rango de hospedadores y especificidad Ichthyophthirius multifiliis es un parásito con una baja especificidad en cuanto al número de hospedadores (Hoole y cols., 2001), y está presente en muchas, probablemente en la mayoría, de las especies continentales de peces en las zonas templadas de todo el mundo (Hoffman, 1998; Ogut y cols., 2005) y por lo tanto supone también una amenaza para las especies de ciprínidos (Hoole y cols., 2001). Su distribución es cosmopolita, aunque hay especulaciones sobre su introducción en algunas regiones (Lom y Dyková, 1992), habiendo sido descrita su presencia en todas las áreas donde se cultivan peces así como en poblaciones salvajes de la mayoría de los continentes (Nigrelli y cols., 1976; Valtonen y Keränen, 1981; Ogut y cols., 2005). A este respecto, la acuicultura parece haber contribuido al aumento de las infecciones tanto en peces de río como de piscifactoría (Bragg, 1991), mientras que el transporte de peces ha favorecido su expansión geográfica (Paperna, 1972; Nigrelli y cols., 1976; Wurtsbaugh y Tapia, 1988). Según Paperna (1972), I. multifiliis es altamente patógeno para la carpa en Europa y Asia; sin embargo, el hecho de que la Ichthyophthiriasis aparezca a menudo asociada 108 Tesis Doctoral Gonzalo Illán a esta especie puede también ser debido a que es el pez más cultivado en estas áreas (Dickerson y Dawe, 1995). En las distintas poblaciones de peces, podría existir una variación en el grado de resistencia natural de las mismas, dependiendo de factores como la herencia genética, el estado fisiológico de los peces, el tipo de parásito, y las condiciones ambientales (Clayton y Price, 1988, 1994). En este sentido, algunos autores (Polzin y Bremen, 1971) han recogido información sobre especies que parecen tener una resistencia natural a la enfermedad provocada por I. multifiliis. A partir de los datos obtenidos entre todas las especies capturadas, son los barbos y las bogas las especies que presentan, de forma significativa, una mayor prevalencia (Tablas 5.2 y 5.3) e intensidad (Figuras 5.5 y 5.6) de infección por I. multifiliis. Un 80,22% de las bogas y un 72,54% de los barbos capturados y analizados estaban parasitados; y, en el conjunto de los datos, esta parasitación era alta en el 91,3% de los barbos y el 71,2% de las bogas. Otros autores (Elser, 1955; Allison y Kelly, 1963; Kozel, 1976; Wurtsbaugh y Tapia, 1988) también han descrito epizootias en poblaciones de peces en las que sólo ciertas especies han sido afectadas; mientras que algunas variedades de peces, como ocurre en las carpas, parecen ser más resistentes (Clayton y Price, 1988). A la hora de evaluar este fenómeno, la especificidad, podemos decir que, dentro de los ciprínidos analizados, estas especies podrían estar favoreciendo la presencia del parásito al proporcionar las condiciones (micro y macroambiente) más favorables para su desarrollo (Shulman, 1961), condiciones que serán detalladas en los siguientes apartados. Hay que indicar que las tencas procedentes de la piscifactoría (Pisc) la prevalencia de infección fue de 81,58% (74,46%-88,70%). Tabla 5.2. Prevalencias de infección (%) por I. multifiliis en las distintas especies de peces estratificadas según los distintos tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Especie Tramo alto Tramo medio Total p Barbo 100,00 (100,0-100,0) 71,94 (64,47-79,41) 72,54 (65,19-79,88) 0,162RV Bermejuela 0,00 (0,00-95,00) 47,06 (30,28-63,84) 45,71 29,21-62,22) 0,264RV Boga - 80,22 (72,04-88,40) 80,22 (72,04-88,40) nc Bordallo - 66,67 (39,99-93,34) 66,67 (39,99-93,34) nc Gobio 0,00 (0,00-95,00) 26,01 (19,47-32,55) 25,86 (19,36-32,37) 0,438RV Piscardo 15,69 (10,70-20,68) 44,44 (11,98-76,91) 16,90 (11,87-21,93) 0,024X2 Total 16,75 (11,68-21,81) 53,59 (49,03-58,16) 42,07 (38,32-45,81) <0,001X2 p 0,009RV <0,001X2 <0,001X2 X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 5. Ichthyophthirius multifiliis 109 Tabla 5.3. Prevalencias de infección (%) por I. multifiliis en las distintas especies de peces estratificadas según los distintos puntos de muestreo Especie Rev Uc-A Arl Dur Er Uc-M Total p Barbo 100,00 (100,0-100,0) - 100,00 (100,0-100,0) 33,33 (17,25-49,42) 72,73 (60,96-84,50) 94,74 (87,64-100,0) 72,54 (65,19-79,88) <0,001RV Bermejuela - 0,00 (0,00-95,00) 100,00 (100,0-100,0) 37,50 (3,95-71,05) 0,00 (0,00-39,30) 61,11 (38,59-83,63) 45,71 29,21-62,22) 0,009RV Boga - - 92,86 (86,11-99,60) - 51,72 (33,54-69,91) 100,00 (100,0-100,0) 80,22 (72,04-88,40) <0,001RV Bordallo - - 80,00 (44,94-100,0) 0,00 (0,00-95,00) 66,67 (28,95-100,0) - 66,67 (39,99-93,34) 0,268RV Gobio - 0,00 (0,00-95,00) 53,85 (26,75-80,95) 18,94 (12,26-25,62) 50,00 (19,01-80,99) 44,44 (21,49-67,40) 25,86 (19,36-32,37) 0,007RV Piscardo 14,77 (9,07-20,46) 18,18 (7,99-28,38) 44,44 (11,98-76,91) - - - 16,90 (11,87-21,93) 0,067X2 Total 16,45 (10,55-22,34) 17,54 (7,67-27,42) 83,67 (76,36-90,99) 22,41 (16,22-28,61) 59,81 (50,52-69,10) 76,25 (66,92-85,58) 42,07 (38,32-45,81) <0,001X2 p 0,002RV 0,675RV <0,001RV 0,217RV 0,003RV <0,001RV <0,001X2 X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud Figura 5.5. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas especies piscícolas estudiadas 91,3 71,2 43,8 26,7 14,0 12,5 8,3 3,9 17,8 37,5 22,2 47,3 12,5 25,0 4,9 11,0 18,8 51,1 38,7 75,0 66,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Bo g aBerme j uela Gobio Tenca Bordallo Piscardo Intensidad I. multifilis Alta Media Baja Significación estadística según razones de verosimilitud, p<0,001 Tanto en los tramos altos como en los medios, y de forma significativa, los barbos (y en menor medida las bogas en los tramos medios) son la especie con mayor intensidad de parasitación (100,0% en el primer caso y 91,0% en el segundo) (Figura 5.6). Ambas especies presentan un mayor riesgo, entre 3 y 7 veces, dependiendo del punto de muestreo considerado, de ser infectadas por dicho parásito (Tabla 5.4). Respecto al resto de especies analizadas, manifiestan una serie de peculiaridades en sus estrategias vitales y que pueden explicar su mayor riesgo de presentación de I. multifiliis: son especies de mayor tamaño, habitan principalmente los tramos medios de los ríos, son de hábitos gregarios y bentónicos, y en la época de freza se congregan formando grandes grupos (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Doadrio, 2002; Velasco y cols., 2005). Por lo tanto, los factores dependientes de la densidad, relativos a la freza 110 Tesis Doctoral Gonzalo Illán y al comportamiento (Bykhovski, 1957; Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995) podrían explicar los resultados obtenidos. Figura 5.6. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas especies piscícolas estudiadas estratificadas según los distintos tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) 100,0 3,1 25,0 71,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Piscardo Intensidad I. multifilis Tramo Alto Alta Media Baja 91,0 71,2 50,0 43,8 26,7 12,5 4,0 17,8 25,0 37,5 22,2 12,5 5,0 11,0 25,0 18,8 51,1 75,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Bo g aPiscardoBerme j uela Gobio Bordallo Tramo Medio Significación estadística según razones de verosimilitud, p<0,001 Significación estadística según razones de verosimilitud, p<0,001 Tabla 5.4. Papel de la especie del pez como factor de riesgo asociado con la presencia de I. multifiliis en distintas localizaciones Estrato Prevalencia (%) p OR Expuestos No expuestos Total Boga Resto especies <0,001X2 5,255 (3,071–8,993) 80,22 (72,04-88,40) 43,56 (39,86-47,26) Ríos Boga Resto especies <0,001X2 7,195 (4,180–12,380) 80,22 (70,04-88,40) 36,05 (32,13-39,97) Tramos medios Boga Resto especies <0,001X2 4,571 (2,624–7,962) 80,22 (72,04-88,40) 55,19 (50,75-59,63) Punto Er Barbo Resto especies 0,003RV 3,111 (1,390–6,965) 72,73 (60,96-84,50) 46,15 (32,60-59,70) X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud 5.2.2. Localización en el hospedador Entre otros factores, la región del cuerpo en donde se localiza el parásito tiene influencia en la duración de la infección (Canella y Rochi-Canella, 1976); I. multifiliis, excepto en infecciones muy severas, no está uniformemente distribuido por el cuerpo del pez hospedador (Dickerson y Dawe, 1995), sino que se encuentra con más frecuencia en la superficie dorsal, particularmente en cabeza y aletas (Hines y Spira, 1973a; Kozel, 1976). Un lugar de infección extremadamente importante son las branquias, en las cuales el desarrollo de los trofontes tiene en ocasiones efectos letales sobre el pez (Dickerson y Dawe, 1995). El motivo de que esto ocurra es el gran flujo de agua (cargada de terontes) en circulación por las branquias, y la poca cantidad de mucus que recubre las laminillas secundarias (en peces no estresados) (Handy y Eddy, 1991a). 5. Ichthyophthirius multifiliis 117 5.3. Factores dependientes del medio 5.3.1. Estacionalidad Aunque algunos ectoparásitos como I. multifiliis se pueden encontrar en los peces durante todas las estaciones del año (Dogiel y cols., 1961), las variaciones estacionales en la temperatura del agua afectan en gran medida a su desarrollo y a la infección en el pez (Musselius, 1969; Yunchis, 1978; Tellervo-Valtonen y Keränen, 1981; Hoffman, 1998; Ogut y cols., 2005). Por ello, en ocasiones, cuando existen variaciones estacionales en las prevalencias e intensidades de parasitación de los peces de agua dulce, éstas pueden ser explicadas por el carácter estacional del ciclo vital de los propios parásitos (Dogiel y cols., 1961; Dogiel, 1964; Chubb, 1977). En general, ha sido en las estaciones cálidas del año cuando se han registrado las mayores intensidades de parasitación, mientras que en el otoño, con la bajada en la temperatura, se han medido las mayores prevalencias por I. multifiliis. Así, la primavera fue la estación en la cual se observó, en general, una mayor intensidad de parasitación por I. multifiliis, tanto si consideramos los distintos puntos de muestreo (Figuras 5.9A y 5.9B) como entre las distintas especies de ciprínidos capturadas (Figura 5.10). En esta estación, un 77,4% de los peces analizados en primavera presentaban una alta intensidad de parasitación en el conjunto de los ríos, correspondiendo un 100,0% a los tramos altos. Entre las bogas, un 91,3% ejemplares capturados en primavera mostraban una alta intensidad, por un 66,7% de los gobios. Figura 5.9A. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría) 77,4 63,4 48,3 11,3 15,8 16,9 11,3 20,8 34,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad I. multifilis Río Alta Media Baja 14,3 13,3 14,6 14,3 82,2 14,6 71,4 4,4 70,7 0% 20% 40% 60% 80% 1 00% Primavera Verano Otoño Piscifactoría pX2 = 0,002 pRV < 0,001 pX2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; pRV: Significación estadística según razones de verosimilitud 118 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 5.9B. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas estaciones del año estratificadas según los tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) 100,0 4,3 11,1 30,4 88,9 65,2 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad I. multifilis Tramo alto Alta Media Baja 76,3 69,6 11,9 16,3 11,9 14,1 0% 20% 40% 60% 80% 1 00% Primavera Verano Tramo medio pRV = 0,001 pX2 = 0,072 pX2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; pRV: Significación estadística según razones de verosimilitud Figura 5.10. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas estaciones del año estratificadas según las especies capturadas 88,5 97,8 84,6 5,3 7,7 5,3 2,2 7,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad I. multifilis Barbo Alta Media Ba j a 20,0 66,7 100,0 40,0 22,2 40,0 11,1 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Bermejuela pRV = 0,166 pRV = 0,109 pX2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; pRV: Significación estadística según razones de verosimilitud 5. Ichthyophthirius multifiliis 119 Figura 5.10 (cont). Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas estaciones del año estratificadas según las especies capturadas 91,3 75,0 53,3 8,7 25,0 20,0 26,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad I. multifilis Boga 20,0 20,0 100,0 60,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Bordallo 66,7 7,1 6,3 13,3 42,9 12,5 20,0 50,0 81,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Gobio pRV = 0,001 pRV = 0,322 pRV < 0,001 16,7 4,2 16,7 29,2 66,7 66,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad I. multifilis Piscardo 14,3 13,3 14,6 14,3 82,2 14,6 71,4 4,4 70,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Tenca pRV = 0,382 pRV <0,001 pX2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; pRV: Significación estadística según razones de verosimilitud En este sentido, coincidimos con otros autores (Elser, 1955; Allison y Kelly, 1963), que afirman que los brotes de Ichthyophthiriasis ocurren normalmente en primavera, a medida que el agua se calienta, y algunas poblaciones de peces están desovando. Según Dickerson y Dawe (1995), la temperatura del agua es una condición crítica para que se produzca un brote. El verano es, entre los piscardos muestreados, la estación del año en la cual nos encontramos las mayores prevalencias de I. multifiliis (26,67%) (Tabla 5.10) y aumenta las probabilidades de parasitación en esta especie (2,2 veces) (Tabla 5.12); y entre las tencas aumenta la intensidad de parasitación (media intensidad en un 82,2% de los ejemplares capturados en esta estación) (Figura 5.10). Pero es durante el otoño cuando el desarrollo de I. multifiliis alcanza sus mayores valores de prevalencia (Tablas 5.9 y 5.10), con un 55,02% de los peces parasitados: un 120 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 49,17% en el río, un 25,56% en el tramo alto y un 63,33% en el tramo medio. En esta estación, un 97,50% de los barbos y un 75,00% de las bermejuelas, estaban parasitados por dicho ciliado. Mientras que las temperaturas muy altas (>28ºC) son letales para el parásito, es en las estaciones en las que se alcanzan las temperaturas más bajas en las cuales I. multifiliis parece “hibernar” en el cuerpo del pez (Hoole y cols., 2001). Es probable que sean estas fases vitales (de resistencia) las que han sido encontradas, en mayor número en esta estación del año, en la piel y las branquias de los ciprínidos analizados. Otra de las razones podría radicar, según Ruiz-Zarzuela (2003), en que el otoño es la estación del año en la que se producen cambios más bruscos de temperatura, lo que puede inducir situaciones de estrés en los peces, al mismo tiempo que la presencia de temperaturas más frías disminuye la capacidad de la respuesta inmune, aumentando así la susceptibilidad de los mismos al parásito. Tabla 5.9A. Prevalencias de infección (%) por I. multifiliis en las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría) Estación Río Piscifactoría Total Primavera 32,46 (25,82-39,10) 70,00 (41,60-98,40) 34,33 (27,76-40,89) 0,018RV Verano 42,62 (36,32-48,91) 81,82 (71,62-92,01) 50,00 (44,26-55,74) <0,001X2 Otoño 49,17 (42,84-55,49) 83,67 (73,32-94,02) 55,02 (49,28-60,75) <0,001X2 Total 42,07 (38,32-45,81) 81,58 (74,46-88,70) 47,83 (44,32-51,33) <0,001X2 p 0,002X2 0,595X2 <0,001 X2 X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud Tabla 5.9B. Prevalencias de infección (%) por I. multifiliis en las distintas estaciones del año estratificadas según los tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Estación Tramo alto Tramo medio Total (Río) pX2 Primavera 3,90 (0,00-8,22) 51,75 (42,58-60,93) 32,46 (25,82-39,10) <0,001 Verano 21,43 (9,02-33,84) 47,18 (40,17-54,19) 42,62 (36,32-48,91) <0,001 Otoño 25,56 (16,54-34,57) 63,33 (55,62-71,05) 49,17 (42,84-55,49) <0,001 Total 16,75 (11,68-21,81) 53,59 (40,03-58,16) 42,07 (38,32-45,81) <0,001 pX2 0,001 0,011 0,002 X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado 5. Ichthyophthirius multifiliis 121 Tabla 5.10. Prevalencias de infección (%) por I. multifiliis en las distintas estaciones del año estratificadas según las diferentes especies capturadas Especie Primavera Verano Otoño Total p Barbo 65,52 (48,22-82,82) 61,64 (50,49-72,80) 97,50 (92,66-100,0) 72,54 (65,19-79,88) <0,001X2 Bermejuela 22,22 (0,00-49,38) 35,71 (10,61-60,81) 75,00 (50,50-99,50) 45,71 (29,21-62,22) 0,030RV Boga 92,00 (81,37-100,0) 62,50 (45,73-79,27) 88,24 (77,41-99,07) 88,22 (72,04-88,40) 0,007X2 Bordallo 60,00 (17,06-100,0) 71,43 (37,96-100,0) - 66,67 (39,99-93,34) 0,680RV Gobio 31,25 (18,14-44,36) 21,21 (11,35-31,08) 26,67 (15,48-37,86) 25,86 (19,36-32,37) 0,474X2 Piscardo 0,00 (0,00-3,97) 26,67 (13,75-39,59) 25,53 (16,72-34,35) 16,90 (11,87-21,93) <0,001X2 Tenca 70,00 (41,60-98,40) 81,82 (71,62-92,01) 83,67 (73,32-94,02) 81,58 (74,46-88,70) 0,595X2 p <0,001RV <0,001X2 <0,001X2 <0,001X2 X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud A la hora de valorar la asociación entre la presencia del parásito y el factor estacionalidad (Tablas 5.11 y 5.12), nuestros resultados coinciden con los obtenidos por Ruiz-Zarzuela (2003), donde la estación otoñal representa un riesgo entre 1,6 y 21,2 veces mayor que el resto de estaciones, dependiendo del estrato (punto de muestreo) considerado. Tabla 5.11. Papel de la estacionalidad como factor de riesgo asociado con la presencia de I. multifiliis en distintas localizaciones Estrato Prevalencia (%) p X2 OR Expuestos No expuestos Total Otoño Resto estaciones <0,001 1,581 (1,181-2,118) 55,02 (49,28-60,75) 43,61 (39,23-47,99) Ríos Otoño Resto estaciones 0,002 1,572 (1,142-2,164) 49,17 (42,84-55,49) 38,08 (33,48-42,68) Tramos altos Otoño Resto estaciones 0,001 3,061 (1,429-6,557) 25,56 (16,54-34,57) 10,08 (4,67-15,49) Tramos medios Otoño Resto estaciones 0,011 1,087 (1,211-2,696) 63,33 (55,62-71,05) 48,87 (43,29-54,44) Punto Rev Otoño Resto estaciones 0,006 2,830 (1,161-6,901) 24,62 (14,14-35,09) 10,34 (3,95-16,74) Punto Er Otoño Resto estaciones <0,001 21,190 (4,861-97,960) 94,29 (86,60-100,00) 43,06 (31,62-54,49) X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Sin embargo, en los tramos altos de los ríos, las condiciones más favorables parecen presentarse un poco antes, durante el verano, donde riesgo de parasitación de especies típicas de estos tramos, como los piscardos, se duplica (Tabla 5.12). 122 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 5.12. Papel de la estacionalidad como factor de riesgo asociado con la presencia de I. multifiliis en distintas especies Estrato Prevalencia (%) p OR Expuestos No estaciones Bermejuelas Otoño Resto estaciones 0,030RV 6,857 (1,412–33,290) 75,00 (50,50-99,50) 30,43 (11,63-49,24) Piscardos Verano Resto estaciones <0,001 X2 2,182 (0,991–4,805) 26,67 (13,75-39,59) 14,29 (8,99-19,58) X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV: Significación estadística según razones de verosimilitud 5.3.2. Ubicación Nuestros resultados muestran que, bajo las condiciones que se presentan en la piscifactoría, y de forma significativa, I. multifiliis muestra sus mayores prevalencias (Tabla 5.13), con un 81,58% de los peces parasitados, frente a un 42,07% de los ciprínidos capturados en el conjunto de los ríos, y suponiendo un aumento en el riesgo de parasitación en 6 veces. Tabla 5.13. Papel de la localización como factor de riesgo asociado globalmente con la presencia de I. multifiliis Prevalencia (%) p X2 OR Expuestos No expuestos Piscifactoría Río <0,001 6,099 (3,707-10,030) 81,58 (74,46-88,70) 42,07 (38,32-45,81) Tramo medio Tramo alto <0,001 5,742 (3,823-8,624) 53,59 (49,03-58,16) 16,75 (11,68-21,81) Arl Resto puntos <0,001 6,880 (3,943-12,010) 83,67 (76,36-90,99) 42,69 (38,98-46,40) Uc-M Uc-A <0,001 15,090 (6,417-35,480) 76,25 (66,92-85,58) 17,54 (7,67-27,42) X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Según Bauer (1961), este tipo de lagunas, pequeñas, poco profundas y con un bajo flujo de agua, suponen las condiciones ecológicas más idóneas para el desarrollo de este tipo de ciliados. Como ya se ha mencionado, el estrés es un componente inevitable de la acuicultura intensiva (Barton y cols., 1987), y los agentes estresantes comúnmente encontrados en las piscifactorías suprimen el sistema inmune de los teleósteos (Maule y cols., 1987; Blanco Cachafeiro, 1995; Dickerson y Dawe, 1995; Reddy y Leatherland, 1998; Branson, 2000), haciéndoles menos resistentes a las infecciones (Pickering y Duston, 1983; Schreck y cols., 1985; Maule y cols., 1989; Speare, 1998; Loot y cols., 2007). Se ha constatado que, cuando uno o más factores responsables del estrés están presentes, es más probable que se desencadenen procesos infecciosos como la Ichthyophthiriasis (Dickerson y Dawe, 1995). Además, cuando los peces están estresados, aumenta la cantidad de mucus que recubre las laminillas secundarias de sus branquias (Handy y Eddy, 1991a), y este exceso de mucus podría ser un factor de riesgo en la presencia de parásitos como I. multifiliis (Dickerson y Dawe, 1995). Por otra parte, la densidad de peces suele ser mayor, y por lo tanto las probabilidades de transmisión de parásitos entre unos peces y otros son mayores (Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995). Según algunos autores, aunque la densidad de peces 5. Ichthyophthirius multifiliis 123 no es una restricción para el establecimiento de la infección por I. multifiliis, parece que hay un requerimiento de un mínimo de peces antes de que aparezca la epizootia (McCallum, 1982); de hecho, se ha comprobado que las infecciones severas ocurren más a menudo en poblaciones densas (Dickerson y Dawe, 1995), en cuyo caso los brotes se pueden producir incluso en invierno (Dogiel y cols., 1961). Mientras que, paradójicamente, es entre los peces analizados en el río donde la gran mayoría de los ejemplares presentan una alta intensidad de parasitación (Figura 5.11), donde el 60,1% de los peces analizados muestra una alta intensidad de parasitación, frente al 14,0% de los ejemplares de la piscifactoría. Es posible que en los ecosistemas fluviales estudiados, a parte de las alteraciones a las que han sido sometidos por parte del ser humano, la fluctuación en sus parámetros ambientales (Connell y Sousa, 1983), y por ende la distorsión en las distintas estrategias vitales adoptadas por los ciprínidos que habitan en ellos (Torralba y cols., 1997; Miñano y cols., 2003; Encina y cols., 2006), pueda estar favoreciendo una mayor multiplicación del parásito debido a un aumento en el estrés fisiológico del hospedador (Lom y Dyková, 1992; Dickerson y Dawe, 1995; Loot y cols., 2007); de manera que, cuando las circunstancias son favorables para la reproducción del parásito, éste se propaga muy rápidamente, produciéndose brotes de enfermedad (Bauer, 1961; Branson, 2000). Figura 5.11. Intensidades de infestación por I. multifiliis para las distintas localizaciones de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría y tramo alto vs. tramo medio) 14,0 60,1 47,3 15,3 38,7 24,6 0% 20% 40% 60% 80% 100% Piscifactoría Río Intensidad I. multifilis Global Alta Media Ba j a 11,4 67,1 22,9 14,2 65,7 18,7 0% 20% 40% 60% 80% 100% Tramo Alto Tramo Medio f Río pX2 < 0,001 pX2 < 0,001 pX2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Nuestros resultados ponen de manifiesto la mayor prevalencia (Tabla 5.13) e intensidad (con una alta intensidad en el 61,7% de los casos, por un 11,4% en los tramos altos) (Figura 5.11) de parasitación por I. multifiliis en los tramos medios de los ríos, tanto en el conjunto de especies muestreadas (donde el 53,59% de los ciprínidos analizados estaba parasitado, frente al 16,75% de los capturados en los tramos altos) como en el caso particular de los piscardos analizados en ambos tramos (con un 44,44% de los ejemplares parasitados, frente al 15,69% de los de los tramos altos) (Tabla 5.2); de manera que los ciprínidos capturados en el tramo medio presentan una probabilidad casi 6 veces mayor de estar parasitados por I. multifiliis (Tabla 5.13). La explicación la encontramos en las peculiaridades que presentan éstos respecto a los 124 Tesis Doctoral Gonzalo Illán tramos altos, y que condicionan los ciclos vitales de este tipo de parásitos. Así, en los tramos medios la temperatura es mayor (Cummins, 1977), lo cual va a condicionar la velocidad a la que se desarrollan los ciclos vitales de los distintos parásitos. En el caso de I. multifiliis, la temperatura ambiental va a afectar directamente a la duración de las fases de su ciclo vital, así como a su tamaño y número (Bauer, 1958; Wagner, 1960; Parker, 1965; Nigrelli y cols., 1976; Lom y Dyková, 1992). Por lo tanto, bajo estas condiciones los parásitos podrían desarrollar mayor número de ciclos vitales antes de que la temperatura del agua vuelva a descender. También habría que considerar que en las comunidades de ciprínidos son más abundantes y diversas en estas zonas del río (Granado-Lorencio, 2000; Encina y cols., 2006), y una mayor densidad podría estar favoreciendo el desarrollo de este tipo de parásitos (Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995). Además, habría que considerar el mayor impacto por parte de las actividades humanas en estos tramos (construcciones hidráulicas, contaminación, etc.), que en ocasiones favorecen el desarrollo de ciertos parásitos de ciclo directo (Dogiel y cols., 1961). Por los motivos anteriormente expuestos, no es extraño observar, al analizar los datos punto por punto de muestreo, que las prevalencias (Tabla 5.13) e intensidades de parasitación (Figura 5.12) sean mayores en aquellos que, encontrándose dentro los tramos medios, han sido afectados en mayor medida por las actividades humanas. En algunos casos (puntos de muestreo Er y Uc-M), las condiciones de eutrofización podrían estar deteriorando el estado de salud de las poblaciones de ciprínidos (de Kinkelin y cols., 1991; Hoole y cols., 2001; Armstrong y cols., 2003), y las condiciones de mayor densidad y cierto estrés podrían estar favoreciendo el desarrollo de este tipo de parásitos de ciclo directo. En otros casos (punto de muestreo Arl), los cambios repentinos en los parámetros hidrológicos pueden llevar a un aumento del estrés fisiológico del hospedador y hacerle más susceptible a la infección parasitaria (Lom y Dyková, 1992; Dickerson y Dawe, 1995; Loot y cols., 2007). Figura 5.12. Intensidades de infestación por I. multifiliis para los distintos puntos de muestreo 87,5 67,2 57,3 53,8 16,0 14,0 4,7 16,4 22,0 10,3 4,0 47,3 70,0 7,8 16,4 20,7 35,9 80,0 38,7 30,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Er Uc-M Arl Dur Rev Pisc Uc-A Intensidad I. multifilis Alta Media Baja Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado, pX2 < 0,001 El 83,67% de los ciprínidos capturados en el punto de muestreo Arl estaban parasitados, y el 76,25% de los del punto Uc-M (Tabla 5.3). En el punto de muestreo 5. Ichthyophthirius multifiliis 125 Er, el 87,5% de los ejemplares capturados presentaban una alta intensidad de parasitación, y el 67,2% de los del Uc-M (Figura 5.12). Los factores mencionados, de forma aislada o combinada, convierten a dos puntos (Arl y Uc-M) en zonas de mayor riesgo (entre 7 y 15 veces respectivamente) en la presencia de I. multifiliis en el conjunto de los ciprínidos (Tabla 5.13). Nuestros datos son coherentes con los obtenidos por Ruiz-Zarzuela (2003), quien también observó una asociación entre la presencia del parásito y los factores dependientes del medio y/o características del punto de muestreo. Llama la atención el caso de un punto que no cumple con ninguna de estas características, situado en el tramo alto del río Revinuesa (Rev), y en el cual la totalidad de los barbos analizados estaban parasitados por I. multifiliis (Tabla 5.3). Este es uno de los casos en los cuales una especie que realiza migraciones prereproductivas río arriba (trepa del barbo) puede contribuir al intercambio de patógenos entre dos ecosistemas (Granado-Lorencio, 2002). Además, su estado de estrés reproductivo puede hacerle más susceptible a la parasitación (Ginetsinskaya, 1961; Wurtsbaugh y Tapia, 1988; Dickerson y Dawe, 1995). 5.3.3. Calidad del agua Se ha comprobado que algunos de los parámetros de calidad de agua medidos en el conjunto de los datos podrían estar actuando como factor de riesgo o protección en la presentación de I. multifiliis (Tabla 5.14). Tabla 5.14. Papel de la calidad físico-química del agua como factor de riesgo asociado globalmente con la presencia de I. multifiliis Estrato Prevalencia (%) PX2 OR Expuestos No expuestos Oxígeno >7,7 mg/l ≤ 7,7 mg/l <0,001 7,666 (5,234–11,230) 62,95 (58,83-67,06) 18,14 (13,12-23,17) pH >7,98 ≤ 7,98 <0,001 3,174 (2,286–4,407) 68,83 (62,86-74,80) 41,03 (36,82-45,24) Turbidez >4,05 FTU ≤ 4,05 FTU 0,0035 1,507 (1,136–2,000) 53,33 (48,18-58,49) 43,13 (38,40-47,85) Fosfatos >0,65 mg/l ≤ 0,65 mg/l <0,001 2,553 (1,876–3,474) 63,28 (57,38-69,19) 40,30 (36,11-44,50) Dureza >70 mg/l ≤ 70 mg/l <0,001 6,309 (3,996–9,962) 55,40 (51,52-59,28) 16,45 (10,55-22,34) Aerobios totales (37ºC) >380 ufc/ml ≤ 380 ufc/ml <0,001 1,976 (1,484–2,632) 52,27 (52,04-62,50) 40,41 (35,82-45,01) Estreptococos fecales >8 ufc/100ml ≤ 8 ufc/100ml <0,001 2,615 (1,680–4,072) 50,97 (47,19-54,74) 28,44 (19,97-36,91) X2: Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado El riesgo estimado ha sido 7,7 veces mayor cuando el nivel de oxígeno disuelto ha superado los 7,7 mg/l; 3,2 veces mayor con un pH > 7,98; 1,5 veces con un valor de turbidez > 4,05 FTU; 2,5 veces con una concentración de fosfatos > 0,65 mg/l; 6,3 veces con una dureza > 0,70 mg/l; 2 veces cuando el recuento de aerobios (37ºC) 126 Tesis Doctoral Gonzalo Illán fue > 380 ufc/ml; y 2,6 veces cuando el recuento de estreptococos fecales fue > 8 ufc/100 ml (Tabla 5.14). En el caso del oxígeno disuelto, sus mayores valores se han registrado en el otoño (10,79 mg/l) (Tabla A2.5); el mayor valor de pH ha sido medido en la piscifactoría (9,61 mg/l) (Tablas A2.6 y A2.7) y en los tramos medios de los ríos (8,02 mg/l) (Tabla A2.8); los mayores valores de turbidez (9,63 y 18,43 mg/l) (Tablas A2.12 y A2.13), dureza (291,6 mg/l) (Tablas A2.17 y A2.18), fosfatos (0,64 mg/l) (Tablas A2.26 y A2.27), aerobios totales (37ºC) (876,55 y 1258,80 ufc/ml) (Tablas A2.30 y A2.31) y estreptococos fecales (284,24 y 1004,00 ufc/100ml) (Tablas A2.37 y A2.38) en los tramos medios. Por lo tanto, nos inclinamos a pensar que, más que una influencia directa de estos parámetros sobre la presencia/ausencia de I. multifiliis en los peces, serían los factores medioambientales y/o dependientes del punto de muestreo, discutidos en los apartados anteriores, los que explicarían estos valores. 10. Ergasilus sieboldi 229 hayan sufrido consecuencias económicas negativas (Hoole y cols., 2001). En piscicultura, el impacto económico de dichos parásitos puede ser considerable, lo cual justifica la adopción de métodos profilácticos y terapéuticos en relación con ciertas especies (Pavanelli y cols., 1999). Los copépodos ergasílidos causan epizootias comercialmente significativas en poblaciones de peces salvajes y cultivados, con las consiguientes pérdidas económicas en la industria pesquera (Kabata, 1970; Lester y Roubal, 1995). 10.2.5. Factores de riesgo intrínsecos En el conjunto de los ciprínidos analizados, E. sieboldi ha mostrado una preferencia por los machos (3,3%), siendo éstos los más afectados (Tabla 10.5). Por una parte, los machos capturados han mostrado significativamente una mayor longitud que las hembras (Tabla 3.3) y, como algunos autores han señalado, el Género Ergasilus parece infectar principalmente a los peces de mayor tamaño, que tienden a ser portadores de un mayor número de parásitos (Thatcher y Boeger, 1983; Hoole y cols., 2001). Otros autores hacen referencia a la edad, señalando que E. sieboldi parece infectar principalmente a los peces mayores de dos años (Dogiel y cols., 1961). Además, el tamaño del hospedador y de su superficie respiratoria, son de los factores que pueden determinar los efectos de los copépodos parásitos sobre sus hospedadores (Schäperclaus, 1954). Entre las poblaciones de ciprínidos ibéricos, además, los machos suelen ser más precoces para alcanzar la madurez sexual (Velasco y cols., 2005), y en algunas especies presentan un mayor gasto energético durante la época de freza (Encina y cols., 1991; Encina y Granado, 1997; Granado-Lorencio, 2002). Dicho estrés reproductivo va a hacer que los peces sean más susceptibles a la parasitación (Ginetsinskaya, 1961; Wurtsbaugh y Tapia, 1988; Dickerson y Dawe, 1995) y, por lo tanto, supone, en este caso, un mayor riesgo de parasitación por E. sieboldi entre la población de machos estudiados. Tabla 10.5. Prevalencia de infección (%) por E. sieboldi según el sexo del hospedador estratificada según la especie Especie Machos Hembras Total p Barbo 0,00 (0,00-4,02) 0,00 (0,00-4,95) 0,00 (0,00-2,24) nc Bermejuela 0,00 (0,00-34,82) 0,00 (0,00-15,33) 0,00 (0,00-11,29) nc Boga 15,25 (6,08-24,33) 10,71 (0,00-22,17) 13,79 (6,55-21,04) 0,57X2 Bordallo 0,00 (0,00-34,82) 33,33 (0,00-86,68) 10,00 (0,00-28,59) 0,10RV Gobio 0,00 (0,00-5,12) 0,00 (0,00-4,95) 0,00 (0,00-2,55) nc Piscardo 0,00 (0,00-9,50) 0,00 (0,00-2,04) 0,00 (0,00-1,70) nc Tenca 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-3,27) nc Total 3,35 (1,20-5,49) 1,09 (0,03-2,16) 2,05 (0,95-3,15) 0,05X2 p <0,00RV 0,00RV <0,00RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 230 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Sin embargo, y al contrario de lo que ocurre con las prevalencias observadas, la intensidad de parasitación parece ser mayor (aunque sin diferencias significativas) en las hembras (Figura 10.8), entre las cuales un 25% mostraba una alta intensidad de parasitación, frente a un 0% en los machos. Figura 10.8. Intensidad de infestación por E. sieboldi en función del sexo 25,0 100,0 75,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Macho Hembra Intensidad E. sieboldi Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,11 Debemos indicar que, al analizar la influencia del estado reproductivo (freza) del hospedador sobre la prevalencia (Tabla 10.6) e intensidad de parasitación (Figura 10.9), no se observaron diferencias significativas. Tabla 10.6. Prevalencia de infección (%) por E. sieboldi según el estado reproductivo del hospedador estratificada según la especie Especie En freza Reposo reproductivo Total p Barbo 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-2,28) 0,00 (0,00-2,09) nc Bermejuela 0,00 (0,00-52,71) 0,00 (0,00-9,21) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 13,64 (0,00-27,98) 13,04 (5,10-20,99) 13,19 (6,23-20,14) 0,943X2 Bordallo 0,00 (0,00-77,64) 0,00 (0,00-25,89) 8,33 (0,00-23,97) 0,54RV Gobio 0,00 (0,00-8,68) 0,00 (0,00-2,10) 0,00 (0,00-1,71) nc Piscardo 0,00 (0,00-3,67) 0,00 (0,00-2,23) 0,00 (0,00-1,40) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-2,84) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 1,84 (0,00-3,90) 1,62 (0,62-2,61) 1,66 (0,77-2,56) 0,84X2 p 0,05RV <0,00RV 0,02RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 10. Ergasilus sieboldi 231 Figura 10.9. Intensidad de infestación por E. sieboldi según el estado reproductivo 10,0 100,0 90,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% En freza Reposo reproductivo Intensidad E. sieboldi Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,46 10.3. Factores dependientes del medio 10.3.1. Estacionalidad El verano es la estación del año en la que hemos observado un porcentaje significativamente mayor de ejemplares parasitados, tanto en el conjunto de la población estudiada (3,1%) (Tablas 10.7 y 10.8) como en el caso particular de las bogas, cuya prevalencia fue de un 25,00% en verano (frente a un 12,00% en primavera y un 2,94% en otoño) (Tabla 10.9). En el punto de muestreo Arl, en esta época las probabilidades de estar parasitado por E. sieboldi se triplican (Tabla 10.10). Nuestros resultados están de acuerdo con los obtenidos por otros autores, como Tuuha y cols. (1992), quienes comprobaron que la prevalencia de infección por E. briani en rutilo y perca europea características de los lagos de Finlandia también era mayor en verano, hecho condicionado en gran medida por un aumento de la temperatura en esta zona; durante el invierno, por el contrario, no se producían infecciones por E. sieboldi (Zmerzlaya, 1972). Además, en algunos casos, las altas temperaturas son un factor añadido al daño ejercido por los parásitos, como se ha observado con E. sieboldi en la parasitación de las branquias de las tencas, que acaban muriendo por asfixia (Dogiel y cols., 1961; Grabda, 1991; Lester y Roubal, 1995). Tabla 10.7. Prevalencia de infección (%) por E. sieboldi en las distintas estaciones del año estratificada según la localización de los puntos de muestreo Estación Río Piscifactoría Total p Primavera 1,57 (0,00-3,33) 0,00 (0,00-25,89) 1,49 (0,00-3,17) 0,58RV Verano 3,80 (1,36-6,23) 0,00 (0,00-5,30) 3,08 (1,10-5,06) 0,05RV Otoño 0,42 (0,00-1,23) 0,00 (0,00-5,93) 0,35 (0,00-1,02) 0,54RV Total 1,95 (0,90-2,99) 0,00 (0,00-2,59) 1,66 (0,77-2,56) 0,04RV p 0,02RV nc 0,02RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 232 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 10.8. Prevalencia de infección (%) por E. sieboldi en las distintas estaciones del año estratificada según el tramos de muestreo Estación Tramo alto Tramo medio Total (Río) p Primavera 0,00 (0,00-3,82) 2,63 (0,00-5,57) 1,57 (0,00-3,33) 0,08RV Verano 0,00 (0,00-6,88) 4,62 (1,67-7,56) 3,80 (1,36-6,23) 0,06RV Otoño 0,00 (0,00-3,27) 0,67 (0,00-1,97) 0,42 (0,00-1,23) 0,33RV Total 0,00 (0,00-1,42) 2,83 (1,31-4,35) 1,95 (0,90-2,99) 0,00RV p nc 0,06RV 0,02RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 10.9. Prevalencia de infección (%) por E. sieboldi en las distintas estaciones del año estratificada según las diferentes especies capturadas Estación Primavera Verano Otoño Total p Barbo 0,00 (0,00-9,81) 0,00 (0,00-4,02) 0,00 (0,00-7,22) 0,00 (0,00-2,09) nc Bermejuela 0,00 (0,00-28,31) 0,00 (0,00-19,26) 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 12,00 (0,00-24,74) 25,00 (10,00-40,00) 2,94 (0,00-8,62) 13,19 (6,23-20,14) 0,02RV Bordallo 0,00 (0,00-45,07) 14,29 (0,00-40,21) - 8,33 (0,00-23,97) 0,29RV Gobio 0,00 (0,00-3,97) 0,00 (0,00-6,44) 0,00 (0,00-3,14) 0,00 (0,00-1,40) nc Piscardo 0,00 (0,00-3,97) 0,00 (0,00-6,44) 0,00 (0,00-3,14) 0,00 (0,00-1,40) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-5,30) 0,00 (0,00-5,93) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 1,49 (0,00-3,17) 3,08 (1,10-5,06) 0,35 (0,00-1,02) 1,66 (0,77-2,56) 0,02RV p 0,00RV <0,00RV 0,51RV 0,02RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 10.10. La estacionalidad como factor de riesgo/protección en la presencia de E. sieboldi Estrato Prevalencia (%) pRV OR Expuestos No expuestos Arl Verano Resto estaciones 0,04 3,55 (1,01-12,45) 21,43 (9,02-33,84) 7,14 (0,40-13,89) RV Significación estadística según razones de verosimilitud Por otra parte, en nuestras latitudes, las condiciones hidrológicas en esta época del año, caracterizadas por las sequías (Lozano-Rey, 1935; Granado-Lorencio, 1996, 2002; Doadrio, 1988; Encina y cols., 2006), afectan directamente al desarrollo del ciclo vital de los ciprínidos ibéricos (Lobón-Cerviá y Torres, 1983; Granado-Lorencio, 2002; Miñano y cols., 2003) y también al de los parásitos que les afectan, especialmente ectoparásitos (Dogiel y cols., 1961; Markov, 1961); en este sentido, este tipo de ambientes más estables, y con un menor flujo de agua, van a ser más propicios para ellos (Esch y cols., 1990). 10. Ergasilus sieboldi 233 Uno de los factores medioambientales que pueden determinar la severidad de los efectos de E. sieboldi sobre los peces es el oxígeno (Schäperclaus, 1954). En aguas con menor contenido en oxígeno, como las registradas en ciertos momentos de las épocas estivales (Tabla 2.6), los peces afectados por estos parásitos de branquias pueden llegar a mostrar signos de disnea (Kabata, 1970), siendo más vulnerables ante los bajos niveles de oxígeno disuelto durante los meses de verano (Hoole y cols., 2001). A medida que transcurre el verano, y la temperatura del agua va bajando, se llega a una situación inversa a la que encontramos en el caso de I. multifiliis (Capítulo 5). Mientras que en este tipo de ciliados, hacia el otoño va disminuyendo la intensidad y va aumentando la prevalencia de parasitación, con E. sieboldi ocurre lo contrario, y en otoño es donde registramos la mayor intensidad de parasitación (Figuras 10.10 y 10.11). También aquí, podríamos pensar en que el otoño es la estación del año en la que se producen cambios más bruscos de temperatura, generando situaciones de estrés en los peces, a la vez que su capacidad de respuesta inmune disminuye (Reddy y Leatherland, 1998), aumentando así su susceptibilidad al parásito (Woo y cols., 1987). Otra explicación la podemos hallar en las peculiaridades del ciclo vital de este copépodo: durante el verano, los parásitos cargados de embriones en desarrollo van a liberar de 100 a 300 pequeños nauplios al agua (Hoole y cols., 2001), que posteriormente, después de pasar por varias fases larvarias, van a madurar sexualmente y se van a fijar al mismo o a otro pez hospedador al cabo de, aproximadamente, 22 días (a 17,7-20,1ºC) (Zmerzlaya, 1972; Abdelhaim y cols., 1991). Este proceso va a ocurrir otra vez más en nuestras latitudes de climas templados, existiendo por lo tanto tres generaciones por año (Hoole y cols., 2001). Esta gran capacidad de repetir el ciclo durante la estación cálida va a suponer que, al final de la misma, llegado el otoño, la intensidad de parasitación aumente hasta alcanzar valores de alta intensidad observada en la totalidad de los ejemplares parasitados. Figura 10.10. Intensidad de infestación por E. sieboldi en función de la estacionalidad estratificada según el tramo de muestreo 100,0 100,0100,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad E. sieboldi Tramo medio Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,03 234 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 10.11. Intensidad de infestación por E. sieboldi para las distintas estaciones del año estratificada según las especies capturadas 100,0100,0 100,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad E. sieboldi Boga Baja Media Alta 100,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Bordallo Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,03 Significación estadística no calculable Por otro lado, debido a que la severidad de los efectos de estos parásitos sobre su hospedador está directamente relacionada con la intensidad de infección (Hoole y cols., 2001), en el caso de E. sieboldi (Zmerzlaya, 1972), cuando su número excede de 100 parásitos en especies como la brema, el daño branquial puede ser suficiente para causar dificultad respiratoria y anoxia (Schäperclaus, 1954; Kabata, 1970). En nuestro trabajo, si bien no hemos considerado la caracterización clínica de los peces afectados como un objetivo primordial del mismo, sí que hemos observado que cargas de E. sieboldi superiores a 80 individuos eran capaces de producir daño a nivel de las laminillas branquiales. 10.3.2. Ubicación La prevalencia de parasitación por E. sieboldi en los tramos medios de los ríos (2,83%), frente a los tramos altos (0,00%), ha sido significativamente mayor (Tabla 10.2), lo que ha supuesto que el riesgo de parasitación también haya sido mayor para las especies que habitan en estas zonas (60 veces) (Tabla 10.11). Varias de las condiciones ambientales encontradas en ellas podrían explican nuestros resultados. En primer lugar, hemos observado que la temperatura del agua ha sido más alta (Tabla 2.13), factor de carácter estacional que, como se ha explicado en el apartado anterior, tiene una gran influencia sobre el ciclo vital del parásito (Cummins, 1977; Hoole y cols., 2001). Otro elemento ambiental que debemos considerar es el factor hidrológico. Las aguas, al aproximarse a estas zonas de llanura, van perdiendo velocidad (García de Jalón y González del Tánago, 1988) y, como hemos visto, van a favorecer el desarrollo de ciertos parásitos de ciclo directo. Al igual que ocurre con otros copépodos (L. cyprinacea), E. sieboldi tiene preferencia por aguas de curso lento (Dogiel y cols., 1961), ya que favorecen el desarrollo de las larvas planctónicas de vida libre (Schäperclaus y cols., 1991). 10. Ergasilus sieboldi 235 Tabla 10.11. Papel de la localización como factor de riesgo asociado globalmente con la presencia de E. sieboldi Estrato Prevalencia (%) pX2 OR Expuestos No expuestos Total Tramo medio Tramo alto 0,01 61,40* (0,12-3,10.104) 2,83 (1,31-4,35) 0,00 (0,00-1,42) * Datos nulos, cálculos aproximados; X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Recordemos, además, que las comunidades de ciprínidos son más abundantes en estos tramos de los ríos (Encina y cols., 2006) y que una mayor abundancia favorece la transmisión directa entre unos ejemplares y otros (Bykhovski, 1957; Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995). La diferente ubicación, en este caso, tampoco ha supuesto una mayor intensidad de parasitación, (Figura 10.12), ya que sólo se aisló el parásito en punto Arl correspondiente a un tramo medio. Figura 10.12. Intensidad de infestación por E. sieboldi en función de las distintas localizaciones de los puntos de muestreo 7,7 92,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Piscifactoría Río Intensidad E. sieboldi Global Baja Media Alta Significación estadística no calculable Cuando observamos los datos de forma más acotada, en función del punto de muestreo, se pone de manifiesto que, dentro de los tramos medios que hemos analizado en el punto anterior, existe un único punto, en el tramo medio del río Arlanza (Arl), donde hemos observado la presencia del parásito, con una prevalencia de 13,27% (Tabla 10.3). A la hora de discutir estos resultados, parece evidente que las características ambientales creadas por el hombre en este tramo fluvial, al convertirlo en una zona embalsada, favorecen el desarrollo del ciclo vital del parásito y su multiplicación. En primer lugar, estas zonas de corriente lenta anteriores a la presa, donde predominan remansos y pozas, son propicias para el desarrollo de comunidades de organismos de carácter planctónico (Ward y Standford, 1980; Granado-Lorencio y García Novo, 1986; Encina y cols., 2006), como los nauplios de E. sieboldi; además, la biomasa total de peces puede aumentar en esta zona (Martín Jiménez, 2006). Así que este caldo de cultivo que es el embalse, con gran número de fases larvarias de E. sieboldi en suspensión, es liberado sobre la zona posterior, aguas abajo (punto Arl), posibilitando la infección. 236 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Coincidimos con otros autores (Dogiel y cols., 1961; Hoffman, 1976; Bulow y cols., 1979) al considerar que E. sieboldi infecta principalmente a peces que habitan en aguas de curso lento, siendo aquellos ejemplares que ocupan las zonas alejadas de la orilla los más severamente infectados (Abrosov y Bauer, 1961) debido a la preferencia de las fases planctónicas de los parásitos por aguas abiertas (Schäperclaus y cols., 1991). Un ejemplo lo encontramos en la trucha arco iris que, mantenida en aguas de baja velocidad de corriente, es particularmente vulnerable a la parasitación por copépodos (Hoole y cols., 2001). En segundo lugar, en este punto se modifica el patrón hidrológico de crecidas y estiajes propio de un río, y el estrés ambiental generado puede provocar ciertas variaciones en la condición somática y una asincronía en las estrategias vitales de las especies que habitan en él (Torralba y cols., 1997; Miñano y cols., 2003;). Además, en este tipo de ambiente, con un menor volumen de agua y carácter confinado, los factores medioambientales están sujetos a cambios repentinos, que pueden producir condiciones desfavorables para los peces (Kabata, 1970). Estos cambios hidrológicos repentinos pueden, finalmente, acarrear un aumento en el estrés fisiológico del hospedador e incrementar la susceptibilidad a las infecciones parasitarias (Lom y Dyková, 1992; Dickerson y Dawe, 1995; Loot y cols., 2007). De manera que, cuando las circunstancias son favorables para la reproducción del parásito, éste se propaga muy rápidamente, produciéndose brotes de enfermedad (Bauer, 1961; Branson, 2000). 10.3.3. Calidad del agua En ningún caso nuestros resultados han mostrado influencia alguna de los parámetros de calidad físico-química y/o microbiológica del agua sobre la prevalencia e intensidad de parasitación. No obstante, algunos autores, como Tuuha y cols. (1992), sí han podido constatar que la presencia de algunos ectoparásitos como E. sieboldi en el rutilo y la perca europea era determinada, en gran parte, por la calidad del agua, siendo un parásito más abundante en lagos oligotróficos que eutróficos. 11. Lernaea cyprinacea 237 11. LERNAEA CYPRINACEA 11.1. Etiología 11.1.1. Clasificación taxonómica Al igual que en el capítulo anterior, para realizar la clasificación taxonómica de estos crustáceos, hemos utilizado las obras publicadas por Kabata (1979, 1981) y Grabda (1991): - Phylum Arthropoda Siebold y Stannius, 1845 - Subphylum Mandibulata Snodgrass, 1938 - Clase Crustacea Pennat, 1777 - Orden Copepoda H. Milne Edwards, 1840 - Suborden Cyclopoida Sars, 1903 - Familia Lernaeidae Linnaeus, 1746 - Especie Lernaea cyprinacea Linnaeus, 1746 (syn. L. elegans Leigh-Sharpe, 1925; L. tentaculis quatuor L., 1746; L. esocina Burmeister, 1835; L. ranae Stunkard y Cable, 1931; L. carassii Tidd, 1933; Lernaeocera cyprinacea Blainville, 1822; Lernaeocera esocina Burmeister, 1835; Lernaeocera gasterostei Bruhl, 1860). Dentro de la Familia Lernaeidae, existen 9 géneros y 70 especies (Kabata, 1970), de las cuales más de 40 especies están incluidas en el Género Lernaea (Lester y Roubal, 1995). 11.1.2. Ciclo vital y transmisión El ciclo vital de L. cyprinacea comienza con tres fases denominadas nauplio, todas ellas de vida libre (planctónicas), a las que siguen cinco fases de copepodito, ya parásitas de los peces (Lester y Roubal, 1995); dichos nauplios se transforman en copepoditos entre 4 y 16 días (Petrushevski y Shulman, 1961; Hoffman, 1998); entre 12-17 días (a 27ºC), éstos se convierten en individuos adultos (Shields, 1978; Shariff y Sommerville, 1986b). Las hembras pueden permanecer en el mismo pez o nadar hasta encontrar otro hospedador diferente (Lester y Roubal, 1995). La cópula tiene lugar en el huésped durante la cuarta fase de copepodito donde el macho posiblemente muere (Petrushevski y Shulman, 1961; Hoffman, 1998) mientras que, posteriormente, la hembra excava en la piel, sufre metamorfosis (desarrollando su órgano de fijación) y empieza a producir huevos (Lester y Roubal, 1995); después del anclaje de la hembra, los primeros nauplios pueden eclosionar en dos días (a >35ºC). Al cabo de 1 a 3 días se produce un nuevo par de sacos ovígeros (Shields y Goode, 1978; Shariff y Sommerville, 1986b). En climas templados y fríos, la hembra probablemente hiberna como larva o adulto juvenil anclado al hospedador (Lester y Roubal, 1995; Hoffman, 1998). 238 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 11.1.3. Descripción morfológica Las hembras de la Familia Lernaeidae introducen sus extremos anteriores en los tejidos de los hospedadores, profundizando hasta varios centímetros, donde se fijan mediante el desarrollo del órgano de anclaje al que le debe el género su nombre vulgar de gusanos ancla (Kabata, 1970). La taxonomía del grupo es compleja, siendo el tamaño y la forma del órgano de anclaje dos de las características morfológicas principales utilizadas para su diferenciación a nivel de especie; sin embargo, esta estructura muestra diferencias morfológicas dentro de la misma especie según las especies hospedadoras, el sitio de anclaje (Hoole y cols., 2001) e incluso según la resistencia que encuentren durante su desarrollo en el pez (Fryer, 1961; Thurston, 1969). Sus fases larvarias, denominadas copepoditos (Figuras 11.1 y 11.2), se alimentan de la epidermis y la dermis de los peces (Shields y Tidd, 1974), mientras que las hembras metamorfoseadas ingieren restos de tejidos y eritrocitos (Khalifa y Post, 1976) liberados por el daño mecánico ejercido con sus piezas bucales y posiblemente por la secreción de enzimas digestivas (Shariff y Roberts, 1989). Figura 11.1. Detalles morfológicos de copepodito de L. cyprinacea (obtenido de barbo en río Eresma): primeras y segundas antenas, aparato bucal (mandíbulas, maxilas y maxilípedos), ojo nauplio y apéndices locomotores (izquierda: dibujo en cámara clara; derecha: microscopía óptica). 11. Lernaea cyprinacea 245 Tabla 11.5. Papel de la especie de pez como factor de riesgo asociado con la presencia de L. cyprinacea Estrato Prevalencia (%) pX2 OR Expuestos No expuestos Tramo medio Barbo Resto especies <0,001 6,231 (2,521-15,400) 12,23 (6,78-17,68) 2,19 (0,58-3,79) X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Además, ambas especies se agrupan corriente arriba durante la época de freza (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Doadrio, 2002), facilitando el contacto físico y favoreciendo de esta forma el contagio (Bykhovski, 1957; Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995). Sin embargo, no será hasta el verano, cuando este hecho se vea reflejado en una mayor prevalencia de parasitación (apartado 11.3.1). No podemos olvidar tampoco que estas especies habitan preferentemente los tramos medios de nuestros ríos, cuyas condiciones ambientales (aguas más remansadas, de mayor temperatura, etc.), podrían estar favoreciendo la presencia de L. cyprinacea. Sin embargo, en ningún caso se observaron intensidades significativas en ninguna de las especies capturadas, todas ellas en tramos medios de ríos (Figura 11.12). Figura 11.12. Intensidad de parasitación por L. cyprinacea en las distintas especies piscícolas estudiadas 5,9 11,8 82,4 100,0 100,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Bo g aGobio Intensidad L. cyprinacea Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,692 11.2.2. Localización en el hospedador Los copepoditos de L. cyprinacea se encuentran generalmente anclados a las branquias de los peces (Haley y Winn, 1959; Khalifa y Post, 1976). McNeil (1961) encontró que un tercio de las hembras pre-metamorfoseadas de L. cyprinacea podían anclarse a las branquias o cavidades bucales de la trucha arco iris. En la tilapia y la anguila europea, sin embargo, los parásitos se encuentran principalmente en la cavidad bucal (Fryer, 1966; Ghittino, 1987). Las hembras adultas de L. cyprinacea ocupan la piel y la cavidad bucal de especies como la anguila japonesa y el misgurno asiático (Nakai, 1927). 246 Tesis Doctoral Gonzalo Illán En los lagos el anclaje del parásito ocurre sobre toda la superficie corporal, mientras que en aguas de curso rápido suelen fijarse a la base de las aletas, lo que indica que su sitio de anclaje podría depender del flujo de agua sobre la superficie del pez (Shields y Tidd, 1974). En ocasiones, puede anclarse profundamente en la cabeza y boca de los peces juveniles, produciendo deformaciones de ambas mandíbulas (Bauer, 1959). Algunos parásitos, en determinadas circunstancias, podrían penetrar en el interior de la cavidad corporal y dañar numerosos órganos, tal y como fue constatado por algunos autores quienes observaron la presencia de L. cyprinacea en el intestino, hígado e incluso cerebro en alevines de Tilapia galilea cultivados en Ghana (Paperna y Thurston, 1968). Nuestros resultados muestran como sitios preferenciales de anclaje de hembras adultas de L. cyprinacea la base de la aleta dorsal (29,17% de los casos) (Figura 11.8), la piel (20,83%) y las branquias (16,67%), aunque en menor medida también se encontraron en la base de las aletas anal (Figura 11.11), pectoral (Figura 11.9) y pelviana (Figura 11.10) (Tabla 11.6). Tabla 11.6. Localización de L. cyprinacea en el conjunto de ciprínidos analizados Piel Base aleta dorsal Base aleta pelviana Base aleta anal Base aleta pectoral Branquias Ambos (piel y branquias) Total n % n % n % n % n % n % n % n Barbo 3 17,65 5 29,41 0 0,00 1 5,88 1 5,88 4 23,53 3 17,65 17 Bermejuela 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 Boga 0 0,00 2 40,00 1 20,00 1 20,00 1 20,00 0 0,00 0 0,00 5 Bordallo 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 Gobio 2 100,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 2 Piscardo 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 Tenca 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 0,00 0 Total 5 20,83 7 29,17 1 4,17 2 8,33 2 8,33 4 16,67 3 12,50 24 El sitio de anclaje, como ponen de manifiesto Shields y Tidd (1974) está determinado por el flujo de agua sobre la superficie del pez. La especie de pez también puede influir en la localización de un parásito sobre su pez hospedador. En el caso del Género Lernaea, ésta se encuentra principalmente en la cavidad bucal de especies como la tilapia y la anguila europea (Fryer, 1966; Ghittino, 1987), mientras que en muchos ciprínidos los principales lugares de anclaje están situados en la base de las aletas (Hoole y cols., 2001). 11.2.3. Efectos sobre el hospedador Uno de los primeros síntomas de infección es el cambio en el comportamiento de los peces afectados; en este sentido, Shariff y Roberts (1989) observaron una mayor inactividad y lentitud en la carpa cabezona parasitada severamente por L. polymorpha. También se ha descrito una producción excesiva de mucus a nivel branquial (Bauer, 1961). Los copepoditos de L. cyprinacea pueden ocasionar daño tisular y necrosis del tejido branquial (Khalifa y Post, 1976). En el caso de las hembras en metamorfosis, la penetración está generalmente asociada con hemorragias puntuales, que aumentan hasta 5 mm según crece el parásito (Khalifa y Post, 1976). En el punto de anclaje, la 11. Lernaea cyprinacea 247 piel muestra una reacción inflamatoria típica, y posteriormente aparecen úlceras con bordes hinchados, de 3 a 5 mm de diámetro (Figuras 11.8 a 11.11), se desprenden trozos de tejido necrótico y las escamas se pierden (Musselius, 1967; Petrushevski y Shulman, 1961). El daño principal, sin embargo, es causado por el consumo de un volumen considerable de sangre por parte del parásito (Petrushevski y Shulman, 1961). También se puede observar necrosis muscular en el extremo anterior de los parásitos en penetración e infiltración de leucocitos, mientras que la sangre extravasada entre la cutícula del parásito y la capa epitelial puede llegar a gotear en el agua junto con restos celulares (Khalifa y Post, 1976; Shields y Goode, 1978; Berry y cols., 1991). Lernaea cruciata en la lubina blanca provoca una necrosis débil con infiltración de neutrófilos y macrófagos alrededor del ancla (Joy y Jones, 1973). En los momentos de mayor actividad de L. cyprinacea sobre el pez mosquito, entre otras especies de peces, además de destrucción de las aletas, se produce una hinchazón alrededor del punto de anclaje, con un aumento en la extravasación (Bauer, 1959). Barbus altianalis en el lago africano de Bangweulu, parasitado en su cavidad bucal por L. barnimiana, mostraba una boca con aspecto de retículo supurante, con procesos ulcerativos e inflamación generalizada (Fryer, 1968). Lernaea cyprinacea produce hinchazón y hematomas en el cuerpo del carpín; en el mismo punto de penetración, y alrededor de él, las escamas del hospedador son destruidas (Stolyarov, 1934, 1936); esta misma especie causa ulceración de la mandíbula inferior en la anguila en Japón (Nakai, 1927). En algunos casos se ha llegado a observar cómo, anclada a la región de la cabeza y boca, L. cyprinacea puede producir giros y deformaciones de ambas mandíbulas (Bauer, 1959). En otras ocasiones, puede tener efecto sobre la reproducción de los peces (como Gambusia affinis), aunque sin ningún efecto aparente sobre las gónadas (Bauer, 1959). Se ha observado cómo L. cyprinacea en los ojos de la trucha causaba ceguera (Uzmann y Rayner, 1958), y en la carpa cabezona el órgano de anclaje en la cámara anterior del ojo causaba daño mecánico extenso y una respuesta inflamatoria severa (Shariff, 1981). En la antigua URSS se ha comprobado que L. cyprinacea es causa de debilitación o emaciación de los peces al provocarles una pérdida significativa de peso (Goreglyad, 1955). Así, por ejemplo, las carpas cabezonas infectadas con L. polymorpha son significativamente más ligeras que las carpas no infectadas (Shariff y Sommerville, 1986c). Esto se ve reflejado en el estado de las vísceras (intestino vacío, hígado hiperémico, esplenomegalia, líquido ascítico en la cavidad peritoneal), como se ha visto en Polonia en las truchas parasitadas por L. esocina, con gran capacidad penetrante (Grabda, 1953). También se ha observado un efecto negativo, en condiciones de cultivo, sobre el crecimiento de la carpa común y herbívora infectadas por L. polymorpha (Faisal y cols., 1988) y de anguila infectada por L. cyprinacea (Ghittino, 1987). La mortalidad del hospedador causada por las hembras adultas es generalmente el resultado de la destrucción física de los tejidos, o de infecciones secundarias (Lester y Roubal, 1995). Una alta mortalidad en pequeños ciprínidos, salmónidos y renacuajos ha sido frecuentemente asociada con infección por L. cyprinacea (Tidd y Shields, 1963; Khalifa y Post, 1976; Anónimo, 1980). Así por ejemplo, durante un brote de L. cyprinacea en un acuario de exhibición, una mortalidad total del 7-9% fue asociada con el parásito (Shariff y cols., 1986). La necrosis de los tejidos puede causar lesiones serias que pueden ser infectadas de forma secundaria por bacterias y hongos (Petrushevski y Shulman, 1961), como ha 248 Tesis Doctoral Gonzalo Illán sido observado en las heridas causadas por L. cyprinacea en ciprínidos (Khalifa y Post, 1976). Se han observado, por ejemplo, grandes concentraciones del flagelado Costia necatrix y de Saprolegnia alrededor de las heridas causadas por el copépodo L. cyprinacea (Bauer, 1961); en el caso de las lesiones ulcerativas en la piel de la perca americana parasitada por L. cruciata, se comprobó el crecimiento de bacterias como Aeromonas hydrophila en las lesiones tempranas (Noga, 1986) y de A. punctata en las vísceras de la trucha parasitada por L. esocina (Grabda, 1953). En algunos casos, se ha comprobado que la infección secundaria por hongos invasores pertenecientes a las Saprolegniaceas sobre las heridas causadas por Lernaea sp. pueden tener un mayor efecto patógeno sobre los peces que los propios crustáceos parásitos (Kabata, 1970). Para Schäperclaus (1954), entre los factores que determinan la severidad de este tipo de parásitos están el número de parásitos presentes en las branquias del pez, y los requerimientos alimentarios de los mismos. Casi cualquier crustáceo parásito, en número suficiente, podría producir una pérdida de condición manifiesta. Así por ejemplo, en algunos especímenes de anguila japonesa y misgurno asiático parasitados por L. cyprinacea, los parásitos son tan abundantes en la cavidad bucal que el pez es incapaz de ingerir alimento y está condenado a morir de inanición (Nakai, 1927). Los peces de especies como la carpa cabezona severamente infectados por L. polymorpha se vuelven lentos y mueren (Shariff y Roberts, 1989). Los copepoditos de L. cyprinacea causan daño mecánico en las branquias y, en caso de infestaciones masivas de pequeños ciprínidos, pueden causar la muerte (Khalifa y Post, 1976). 11.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica Los lernaeidos son plagas comunes en peces de acuicultura de agua dulce, y las epizootias en peces cultivados van a menudo asociadas con episodios de alta mortalidad (Hoole y cols., 2001); se han descrito igualmente daños en peces procedentes de lagos naturales de origen antrópico (Anónimo, 1980; Berry y cols., 1991) y de acuarios comerciales ligados en muchos casos a especies de alto valor económico (Shariff y cols., 1986; Dempster y cols., 1988). El Género Lernaea es probablemente el más importante desde el punto de vista de las pesquerías (Kabata, 1970). Así, se han diagnosticado infecciones severas por L. carassi (syn. L. cyprinacea) como responsables de importantes mortalidades (> 18 tm) en poblaciones de carpas en Ohio (Tidd, 1933). Lernaea polymorpha es un parásito de gran relevancia económica en el cultivo de la carpa cabezona y la carpa plateada en el sudeste asiático (Shariff y Sommerville, 1986a). 11.2.5. Factores de riesgo intrínsecos Se ha comprobado a partir del análisis de nuestros resultados, que las hembras de los barbos han presentado una prevalencia significativamente mayor (20,34%) de parasitación por L. cyprinacea frente a los machos, con un 5,48% (Tabla 11.7), cuadriplicándose en su caso el riesgo de estar infectadas por dicho copépodo (Tabla 11.9). Al igual que en otros casos (apartado 8.2.5), podemos encontrar una posible explicación en un crecimiento más rápido de las hembras de esta especie, que alcanzan, además, mayores tallas y son más longevas que los machos (Lobón-Cerviá y Fernández-Delgado, 1984), factores de riesgo que se discutirán en los siguientes apartados. 11. Lernaea cyprinacea 249 Tabla 11.7. Prevalencias de infección (%) por L. cyprinacea según el sexo del hospedador estratificadas según las distintas especies de peces Especie Machos Hembras Total p Barbo 5,48 (0,26-10,70) 20,34 (10,07-30,61) 12,12 (6,55-17,69) 0,009X2 Bermejuela 0,00 (0,00-34,82) 0,00 (0,00-15,33) 0,00 (0,00-11,29) nc Boga 6,78 (0,36-13,19) 3,57 (0,00-10,45) 5,75 (0,86-10,64) 0,532RV Bordallo 0,00 (0,00-34,82) 0,00 (0,00-63,16) 0,00 (0,00-25,89) nc Gobio 0,00 (0,00-5,12) 1,69 (0,00-4,99) 0,86 (0,00-2,54) 0,243RV Piscardo 0,00 (0,00-9,50) 0,00 (0,00-2,04) 0,00 (0,00-1,70) nc Tenca 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-3,27) nc Total 2,97 (0,94-5,00) 3,83 (1,86-5,79) 3,46 (2,04-4,89) 0,562X2 P 0,068RV <0,000RV <0,001RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable La intensidad de parasitación, sin embargo, no mostró diferencias significativas entre ambos sexos (Figura 11.14). Figura 11.14. Intensidad de infestación por L. cyprinacea según el sexo del hospedador 7,1 14,3 100,0 78,6 0% 20% 40% 60% 80% 100% Macho Hembra Intensidad L. cyprinacea Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,226 Aquellos ciprínidos capturados en la época de reposo reproductivo, respecto del total de la muestra analizada, fueron los que presentaron una mayor prevalencia (3,72% frente al 0,61% observado en la época de freza) por L. cyprinacea (Tabla 11.8). Ya que esta época corresponde al período comprendido entre finales del verano y principios de la primavera siguiente, y que las mayores prevalencias fueron observadas en este período (Tablas 11.10, 11.11 y 11.12), atribuimos estos resultados a las variaciones estacionales que se producen en el ciclo vital del parásito, discutidas en el apartado 11.3.1. 250 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Tabla 11.8. Prevalencias de infección (%) por L. cyprinacea según el estado reproductivo (freza) del hospedador estratificadas según las distintas especies de peces Especie En freza Reposo reproductivo Total p Barbo 8,33 (0,00-23,97) 12,31 (6,66-17,96) 11,97 (6,63-17,31) 0,685X2 Bermejuela 0,00 (0,00-52,71) 0,00 (0,00-9,21) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 0,00 (0,00-12,73) 7,25 (1,13-13,36) 5,49 (0,81-10,18) 0,091RV Bordallo 0,00 (0,00-77,64) 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 0,00 (0,00-8,68) 1,42 (0,00-3,37) 1,15 (0,00-3,66) 0,358RV Piscardo 0,00 (0,00-3,67) 0,00 (0,00-2,23) 0,00 (0,00-1,40) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-2,84) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 0,61 (0,00-1,81) 3,72 (2,23-5,21) 3,07 (1,86-4,28) 0,041X2 P 0,506RV <0,001RV <0,001RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Aunque la intensidad de parasitación aumentó ligeramente durante este período de reposo reproductivo (Figura 11.15), no lo hizo de una forma significativa. Figura 11.15. Intensidad de infestación por L. cyprinacea según el estado reproductivo (freza) del hospedador 4,4 8,7 100,0 87,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% En freza Reposo reproductivo Intensidad L. cyprinacea Ba j a Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,872 El último de los factores considerados, la longitud, está íntimamente ligado con la edad del hospedador. En nuestro caso, aquellos ciprínidos de más de 13 cm presentaron una probabilidad 24 veces mayor de estar parasitados (Tabla 11.9). Tenemos que considerar varios aspectos, mencionados por algunos autores. En primer lugar, se ha constatado que, especialmente en los peces de hábitats naturales, la parasitofauna se hace mucho más diversa con la edad (Polyanski y Shulman, 1956). En el caso de L. cyprinacea y de otros copépodos parásitos, la explicación la podemos encontrar en el hecho de que los peces de mayor tamaño ocupan los ambientes de menor velocidad de corriente 11. Lernaea cyprinacea 251 (lénticos) (Harvey y Stewart, 1991) y de mayor profundidad (Lobón-Cerviá y Elvira, 1981; Herrera y Fernández-Delgado, 1994), condición que podría estar favoreciendo el anclaje de los nauplios planctónicos del parásito (Hoffman, 1976; Bulow y cols., 1979; Schäperclaus y cols., 1991). Tabla 11.9. Papel de las variables intrínsecas del pez como factor de riesgo asociado con la presencia de L. cyprinacea en distintas especies Estrato Prevalencia (%) pX2 OR Expuestos No expuestos Total > 13 cm ≤ 13 cm <0,001 23,890 (5,570-102,400) 8,43 (5,06-11,80) 0,384 (0,000-0,915) Barbos Hembra Macho 0,009 4,404 (1,339-14,490) 20,34 (10,07-30,61) 5,48 (0,26-10,70) X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Para algunos autores, como Schäperclaus (1954), el tamaño del hospedador y de su superficie respiratoria son dos de los factores que pueden determinar los efectos de dichos copépodos sobre sus hospedadores. Otro factor a considerar, por lo tanto, es el hecho de que los copépodos lernaeidos son particularmente patógenos para los peces más pequeños (Kabata, 1970; Lester y Roubal, 1995). Se ha encontrado L. cyprinacea haciendo presión con sus anclas en el intestino, hígado y cerebro de tilapia (Paperna y Thurston, 1968), deformaciones en las mandíbulas de peces juveniles (Bauer, 1959) e incluso sus copepoditos pueden causar daño mecánico en pequeños ciprínidos (Khalifa y Post, 1976). Aunque no se ha podido comprobar, no descartamos la hipótesis de que los pequeños ciprínidos (alevines y juveniles) que han sido parasitados durante la época estival hayan podido morir en los meses siguientes como consecuencia de las heridas producidas por el parásito, desapareciendo así de la población diana. Sin embargo, van a ser los peces de mayor tamaño (>13 cm), tal y como ya hemos señalado, los que van a mostrar una mayor capacidad de resistencia frente al parásito, y por lo tanto las probabilidades de encontrar a éste en la superficie corporal del huésped van a ser mayores. Además, en el caso de L. cyprinacea, hay evidencias de inmunidad adquirida por parte del hospedador, ya que los peces que han sido infectados con anterioridad tienen un menor nivel de infestación y una supervivencia menor de los parásitos (Shariff y Sommerville, 1986c; Shariff y Roberts, 1989). Este hecho ha sido observado en el carpín dorado (Shields, 1978; Shields y Goode, 1978), en la carpa cabezona (Shariff, 1981), en especies de acuarios de exhibición (Shariff y cols., 1986) y en el gurami besucón (Woo y Shariff, 1990) frente a L. cyprinacea, así como en la perca americana frente a L. cruciata (Noga, 1986). En este caso, las actividades dañinas de los copépodos sobre la superficie corporal siguen una respuesta uniforme: la reacción defensiva del epitelio y del tejido conectivo (Kabata, 1970), produciéndose un infiltrado mononuclear con contenido de células granulares eosinófilas (Noga, 1986), con fibrosis granulomatosa crónica altamente vascularizada, deposición de fibras de colágeno y encapsulación de los cuernos del parásito (Joy y Jones, 1973; Lester y Daniels, 1976; Khalifa y Post, 1976; Shields y Goode, 1978; Shariff, 1981; Berry y cols., 1991; Lester y Roubal, 1995). Algunos autores (Shariff y Sommerville, 1986c) han observado que, en algunas especies como la carpa cabezona, los individuos infectados con L. polymorpha presentaban un menor índice de condición que aquellos no infectados, aunque este hecho no ha sido constatado en nuestro estudio. 252 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 11.3. Factores dependientes del medio 11.3.1. Estacionalidad A partir de nuestros resultados, el verano se ha revelado como la estación del año durante la cual este parásito ha encontrado las condiciones más favorables para su desarrollo, aumentando, en general, las prevalencias observadas (Tablas 11.10, 11.11 y 11.12), y duplicándose el riesgo de parasitación de los ciprínidos capturados en los ríos muestreados (Tabla 11.13). Como ocurre con otros copépodos parásitos (Ergasilus sp.), se ha comprobado que en zonas de clima templado, y debido a que todo su ciclo vital está condicionado por la temperatura del agua (Lester y Roubal, 1995), L. cyprinacea se hace más común hacia finales del verano (Shields y Tidd, 1968), mientras que, cuando llega el invierno, las bajas temperaturas del agua hacen que los peces se liberen del parásito (Stolyarov, 1936). Por otro lado, y al igual que ocurría con E. sieboldi, la sequía estival estaría creando las condiciones más favorables, de forma directa (régimen hidrológico) o indirecta (mayor hacinamiento de los potenciales peces hospedadores), en el desarrollo de L. cyprinacea (Dogiel y cols., 1961; Markov, 1961; Esch y cols., 1990). Tabla 11.10. Prevalencias de infección (%) por L. cyprinacea en las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría) Estación Río Piscifactoría Total p Primavera 1,05 (0,00-3,33) 0,00 (0,00-25,89) 0,99 (0,00-2,37) 0,651RV Verano 5,91 (2,91-8,91) 0,00 (0,00-5,30) 4,79 (2,34-7,25) 0,014RV Otoño 3,33 (1,06-5,60) 0,00 (0,00-5,93) 2,77 (0,88-4,66) 0,082RV Total 3,59 (2,18-5,00) 0,00 (0,00-2,59) 3,07 (1,86-4,28) 0,006RV p 0,026RV nc 0,052X2 X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 11.11. Prevalencias de infección (%) por L. cyprinacea en las distintas estaciones del año estratificadas según los tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Estación Tramo alto Tramo medio Total (Río) p Primavera 0,00 (0,00-3,82) 1,75 (0,00-4,16) 1,05 (0,00-3,33) 0,148RV Verano 0,00 (0,00-6,88) 7,18 (3,56-10,80) 5,91 (2,91-8,91) 0,017RV Otoño 0,00 (0,00-3,27) 5,33 (1,74-8,93) 3,33 (1,06-5,60) 0,006RV Total 0,00 (0,00-1,42) 5,23 (3,19-7,27) 3,59 (2,18-5,00) 0,001X2 p nc 0,118X2 0,026RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 11. Lernaea cyprinacea 253 Tabla 11.12. Prevalencias de infección (%) por L. cyprinacea en las distintas estaciones del año estratificadas según las diferentes especies capturadas Especie Primavera Verano Otoño Total p Barbo 3,45 (0,00-10,09) 13,70 (5,81-21,59) 15,00 (3,93-26,07) 11,97 (6,63-17,31) 0,201RV Bermejuela 0,00 (0,00-28,31) 0,00 (0,00-19,26) 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 0,00 (0,00-11,29) 9,38 (0,00-19,47) 5,88 (0,00-13,79) 5,49 (0,81-10,18) 0,165RV Bordallo 0,00 (0,00-45,07) 0,00 (0,00-34,82) - 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 2,08 (0,00-6,12) 1,52 (0,00-4,46) 0,00 (0,00-4,87) 1,15 (0,00-3,66) 0,416RV Piscardo 0,00 (0,00-3,97) 0,00 (0,00-6,44) 0,00 (0,00-3,14) 0,00 (0,00-1,40) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-5,30) 0,00 (0,00-5,93) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 0,99 (0,00-2,37) 4,79 (2,34-7,25) 2,77 (0,88-4,66) 3,07 (1,86-4,28) 0,052X2 p 0,825RV 0,001RV <0,000RV <0,001RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 11.13. Papel de la estacionalidad como factor de riesgo asociado con la presencia de L. cyprinacea Estrato Prevalencia (%) pX2 OR Expuestos No expuestos Río Verano Resto estaciones 0,026 2,643 (1,155-6,047) 5,91 (2,91-8,91) 2,32 (0,90-3,74) X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado Aunque, en general, durante el verano se apreció un aumento en la intensidad de parasitación por L. cyprinacea, tanto en el conjunto de los ríos estudiados (Figura 11.16) que corresponden exclusivamente con tramos medios, como entre la población de barbos (Figura 11.17), este incremento no fue significativo. Figura 11.16. Intensidades de infestación por L. cyprinacea para las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo 100,0 7,1 7,1 12,5 85,7 87,5 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad L. cyprinacea Tramo medio Alta Media Ba j a Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,805 254 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 11.17. Intensidades de infestación por L. cyprinacea para las distintas estaciones del año estratificadas según las especies capturadas 10,0 10,0 16,7 100,0 80,0 83,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad L. cyprinacea Barbo Baja Media Alta 100,0 100,0 0% 20% 40% 60% 80% 1 00% Primavera Verano Otoño Boga 100,0 100,0 0% 20% 40% 60% 80% 00% Primavera Verano Otoño Gobio pRV=0,831 nc nc RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: Significación estadística no calculable 11.3.2. Ubicación Los ciprínidos capturados en los tramos medios de los ríos muestreados presentan una mayor prevalencia de parasitación por L. cyprinacea (5,23% frente a 0,0% en los tramos altos) (Tabla 11.3). En primer lugar, y como factor más significativo, destacamos el régimen hidrológico: a medida que se aproximan a las llanuras, las aguas de los ríos pierden velocidad (García de Jalón y González del Tánago, 1988), factor que favorece el anclaje del parásito, como ponen de manifiesto algunos autores (Hoffman, 1976; Bulow y cols., 1979) al constatar que la prevalencia de L. cyprinacea es mayor en cursos de agua lentos que en arroyos de flujo más rápido. Además, como se expone en el capítulo anterior (apartado 10.3.2), el desarrollo de las larvas planctónicas, de vida libre, requiere la existencia de este tipo de ambientes (Schäperclaus y cols., 1991). En segundo lugar, la temperatura del agua es mayor (Cummins, 1977), factor de carácter estacional que, como se ha explicado anteriormente, tiene una gran influencia sobre el ciclo vital de este tipo de crustáceos copépodos, posibilitando la realización de un mayor número de ciclos realizados por año, y por lo tanto aumentando sus probabilidades de multiplicación y dispersión (Hoole y cols., 2001). Recordemos, además, que las comunidades de ciprínidos son más abundantes en estos tramos de los ríos (Encina y cols., 2006) y que una mayor abundancia podría estar favoreciendo la transmisión del ectoparásito entre unos ejemplares y otros (Bykhovski, 1957; Dogiel y cols., 1961; Cone, 1995). En ningún caso se observó una intensidad de parasitación significativamente mayor en ninguno de los ambientes muestreados (Figuras 11.18 y 11.19). 12. Nemátodos 261 Figura 12.3. Nemátodo sin identificar en el tubo digestivo de un gobio (río Duratón) (microscopía óptica). Los adultos son sexualmente dimórficos y después de la última muda presentan ya bien desarrollado el sistema reproductor (Dick y Choudhury, 1995); normalmente, los machos son más pequeños que las hembras (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). El aparato copulador del macho suele consistir en un par de órganos suplementarios para la cópula en el extremo caudal (Dick y Choudhury, 1995), formado por espículas quitinoides (normalmente dobles) (Figura 12.4) y gubernaculum, ventosa pre-anal, papilas caudales y otras estructuras asociadas (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). El sistema genital femenino consiste en dos ovarios tubulares, cada uno de los cuales termina en el útero, que se une a la vagina y se abre ventralmente en el poro genital o vulva (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964) (Figura 12.5), a través del cual los huevos/larvas son liberados (Dick y Choudhury, 1995). El sistema digestivo está constituido por un estoma, esófago e intestino (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964), que se hace funcional cuando las larvas se establecen en los hospedadores intermedios adecuados (Dick y Choudhury, 1995). Probablemente los requerimientos nutricionales de los nemátodos de los peces sean los mismos de aquellos que parasitan a los animales homeotermos, basados fundamentalmente en aminoácidos, azúcares sencillos y lípidos, siendo esenciales el colesterol y las proteínas globulares (Dick y Choudhury, 1995). Los machos presentan a menudo una cloaca, que recibe los conductos genitales y el tubo digestivo posterior; muchas especies (en la Subclase de los Fasmideos) contienen glándulas caudales especiales o fasmidios en la región de la cola (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). Los Spiruridos poseen una cavidad bucal con una apertura en forma de hendidura que es reforzada por collares y placas, o estructuras longitudinales tipo costillas o espículas, estructuras que son usadas a menudo en la sujeción al tubo digestivo del hospedador, y en la internalización de trozos de tejido del hospedador en la cavidad bucal (Dick y Choudhury, 1995); el esófago es cilíndrico, con una porción anterior muscular y otra posterior glandular (Álvarez-Pellitero, 1988) (Figura 12.6). Las larvas del Suborden Spirurina presentan generalmente ganchos cefálicos o espinas y fasmidios inconspicuos (Álvarez-Pellitero, 1988). 262 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 12.4. Ejemplar macho de Rhabdochona sp. en el tubo digestivo de un barbo, mostrando las dos espículas quitinoides del aparato copulador (río Duratón) (arriba: dibujos en cámara clara; abajo: microscopía óptica). Figura 12.5. Ejemplar hembra de Rhabdochona sp. en el tubo digestivo de un barbo, mostrando la vagina y el poro genital que se abre al exterior en la zona media del cuerpo (río Duratón) (izquierda: dibujos en cámara clara; derecha: microscopía óptica). 12. Nemátodos 263 El Género Rhabdochona Raillet, 1916 fue encontrado únicamente en el tubo digestivo de los barbos del río Duratón (punto de muestreo Dur). Como características distintivas presenta una apertura bucal provisto de dos labios, con una cápsula oral a lo largo de cuyas paredes existen engrosamientos que terminan en dientes afilados en el extremo anterior (Figura 12.6); los machos presentan un extremo caudal cónico y curvado, con espículas desiguales (Figura 12.4); la vulva de las hembras se encuentra situada en la zona media del cuerpo (Figura 12.5) (Bykhovskaya-Pavlovskaya y cols., 1964). Figura 12.6. Rhabdochona sp. en el tubo digestivo de un barbo, mostrando, a la izquierda, los detalles de la cavidad bucal: estoma reforzado por espículas longitudinales quitinosas y primer tramo del esófago; a la derecha, detalles del tubo digestivo anterior (esófago) (río Duratón) (microscopía óptica). 12.2. Factores dependientes del hospedador 12.2.1. Rango de hospedadores y especificidad Los nemátodos de peces están distribuidos por todo el mundo, concentrándose aquellos de mayor importancia económica en el hemisferio norte, en su mayoría en el medio marino (Dick y Choudhury, 1995). Algunos de los grupos taxonómicos establecidos no presentan hospedadores específicos (Hoole y cols., 2001). Los Spiruridos infectan a los peces principalmente en fase adulta y muestran cierta especificidad (Dick y Choudhury, 1995), pudiendo parasitar peces marinos y de agua dulce (Álvarez-Pellitero, 1988). Los ciprínidos pueden ser hospedadores finales o intermedios, dependiendo de la especie (Hoole y cols., 2001). El barbo (prevalencia del 4,23%) y el gobio (5,17%) han sido las únicas especies de nuestro estudio en las cuales se ha detectado la presencia de nemátodos intestinales, cuyas prevalencias se muestran en las Tablas 12.1. y 12.2, respectivamente. Los 264 Tesis Doctoral Gonzalo Illán resultados observados podrían ser explicados a la vista de la preferencia de ambas especies por los tramos medios de los ríos (Velasco y cols., 2005), así como por sus hábitos alimenticios, marcadamente bentónicos y basados principalmente en el consumo de invertebrados (Docampo y Vega, 1990; Doadrio, 2002; Oscoz y cols., 2003). En este sentido, difieren de otras especies como la boga, cuya dieta tiene un marcado componente vegetariano (Doadrio, 2002) y, por lo tanto, está prácticamente libre de parásitos intestinales (Dogiel y cols., 1961) (Tablas 12.1 y 12.2), tal y como ha sido puesto de manifiesto a lo largo de nuestro estudio. Tabla 12.1. Prevalencias de infección (%) por nemátodos en las distintas especies estratificadas según los distintos tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Especie Tramo alto Tramo medio Total p Barbo 0,00 (0,00-63,16) 4,32 (0,94-7,70) 4,23 (0,97-7,53) 0,609RV Bermejuela 0,00 (0,00-95,00) 0,00 (0,00-8,43) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga - 0,00 (0,00-3,24) 0,00 (0,00-3,24) nc Bordallo - 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 0,00 (0,00-95,00) 5,20 (1,89-8,51) 5,17 (1,88-8,46) 0,744RV Piscardo 0,00 (0,00-1,46) 0,00 (0,00-28,31) 0,00 (0,00-1,40) nc Total 0,00 (0,00-1,42) 3,27 (1,64-4,89) 3,17 (1,83-4,50) 0,001RV p nc 0,036RV <0,001RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 12.2. Prevalencias de infección (%) por nemátodos en las distintas especies estratificadas según los distintos puntos de muestreo Especie Arl Dur Er Uc-M Rev Uc-A Total p Barbo 0,00 (0,0-20,58) 12,12 (0,99-23,26) 0,00 (0,0-5,30) 5,26 (0,0-12,36) 0,00 (0,0-63,16) - 4,23 (0,92-7,53) 0,046RV Bermejuela 0,00 (0,0-77,64) 0,00 (0,0-31,23) 0,00 (0,0-39,30) 0,00 (0,0-15,33) - 0,00 (0,0-95,00) 0,00 (0,0-8,20) nc Boga 0,00 (0,0-5,21) - 0,00 (0,0-9,81) 0,00 (0,0-39,30) - - 0,00 (0,0-3,24) nc Bordallo 0,00 (0,0-45,07) 0,00 (0,0-95,00) 0,00 (0,0-39,30) - - - 0,00 (0,0-22,09) nc Gobio 0,00 (0,0-20,58) 6,06 (1,99-10,13) 10,00 (0,0-28,59) 0,00 (0,0-15,33) - 0,00 (0,0-95,00) 5,17 (1,88-8,46) 0,409RV Piscardo 0,00 (0,0-28,31) - - - 0,00 (0,0-1,99) 0,00 (0,0-5,30) 0,00 (0,0-1,43) nc Total 0,00 (0,0-3,01) 3,45 (0,74-6,16) 0,93 (0,0-2,76) 2,50 (0,00-5,92) 0,00 (0,0-1,95) 0,00 (0,0-5,12) 3,17 (1,83-4,50) <0,001RV p nc 0,458RV 0,307RV 0,386RV nc nc <0,001RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Aunque el gobio es la especie que ha mostrado una mayor intensidad de parasitación (alta en un 12,5% de los casos) (Figura 12.7), esta diferencia no ha sido significativa respecto a la otra especie parasitada, el barbo. 12. Nemátodos 265 Figura 12.7. Intensidad de parasitación por nemátodos en las distintas especies piscícolas estudiadas 12,5 12,5 100,0 75,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Gobio Intensidad nemátodos Baja Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,289 12.2.2. Localización en el hospedador La localización más frecuente de los nemátodos es el tracto digestivo, aunque también se han descrito numerosos casos en forma de quistes afectando al músculo, en la superficie de algunos órganos (hígado y bazo), en la cavidad abdominal, además del corazón, los vasos sanguíneos, los ojos y las gónadas (Dick y Choudhury, 1995). Los Spiruridos adultos se localizan generalmente en el sistema digestivo, aunque en algunas ocasiones se pueden encontrar en la vejiga natatoria (Álvarez-Pellitero, 1988). En los ciprínidos analizados en el presente trabajo, el 75% de los nemátodos se encontraban en la pared del tubo digestivo, y el resto en otras localizaciones aberrantes (como la superficie corporal e incluso las branquias) (Tabla 12.3). Tabla 12.3. Localización de los nemátodos en los ciprínidos analizados Especie Tubo digestivo Resto órganos Total n % n % n Barbo 4 57,14 3 42,86 7 Bermejuela 0 0,00 0 0,00 0 Boga 0 0,00 0 0,00 0 Bordallo 0 0,00 0 0,00 0 Gobio 8 88,89 1 11,11 9 Piscardo 0 0,00 0 0,00 0 Tenca 0 0,00 0 0,00 0 Total 12 75,00 4 25,00 16 12.2.3. Efectos sobre el hospedador Los nemátodos pueden dañar los órganos parasitados y afectar al estado de salud general, con emaciación y reducción en la tasa de crecimiento y fecundidad (Hoole y cols., 2001). La mayor parte de la literatura se refiere a efectos sobre el crecimiento y/o cambios en el comportamiento, aunque hay numerosos casos en los que se ha descrito una reducción en el tamaño de las gónadas y/o esterilidad, y mortalidad en escasas ocasiones (Dick y Choudhury, 1995). 266 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Cuando están presentes en órganos como el corazón, la cavidad abdominal, el intestino o el hígado, se pueden observar hemorragias, inflamación, adherencias, edema, necrosis, encapsulación y/o formación de granulomas, con infiltración de linfocitos, granulocitos, macrófagos y fibrocitos/fibroblastos. Aunque existe una reacción celular clara, se desconoce si esta respuesta es específica del parásito, o si la extensión de la patología está relacionada con una infección primaria o numerosas reinfecciones (Dick y Choudhury, 1995). Hasta la fecha, no se han constatado efectos patógenos importantes de los Spiruridos en sus peces hospedadores (Álvarez-Pellitero, 1988). 12.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica Los nemátodos son considerados como los helmintos parásitos económicamente más importantes del mundo, y actualmente reciben más atención debido al declive en las capturas comerciales, y el aumento de la producción acuícola (Dick y Choudhury, 1995). Algunos grupos (ascaroideos, capillaridos y gnathostomátidos) son capaces de infectar a los humanos durante la fase larvaria (Dick y Choudhury, 1995), con implicaciones en la salud pública, especialmente en aquellos de origen marino (Hoole y cols., 2001). La presencia de estas fases larvarias en la musculatura y el paquete vísceral de los peces es la que causa los mayores problemas económicos y un mayor impacto en la aceptación del pescado por parte del consumidor (Dick y Choudhury, 1995). 12.2.5. Factores de riesgo intrínsecos A partir del análisis de nuestros resultados, en ningún caso hemos observado diferencias significativas entre las prevalencias de infección (Tabla 12.4) y/o la intensidad de parasitación (Figura 12.8) en función del sexo de la población estudiada. Tabla 12.4. Prevalencias de infección (%) por nemátodos según el sexo del hospedador estratificadas según las distintas especies de peces Especie Machos Hembras Total p Barbo 2,74 (0,00-6,48) 3,39 (0,00-8,01) 3,03 (0,11-5,95) 0,829RV Bermejuela 0,00 (0,00-34,82) 0,00 (0,00-15,33) 0,00 (0,00-11,29) nc Boga 0,00 (0,00-4,95) 0,00 (0,00-10,15) 0,00 (0,00-3,38) nc Bordallo 0,00 (0,00-34,82) 0,00 (0,00-63,16) 0,00 (0,00-25,89) nc Gobio 5,26 (0,00-11,06) 10,17 (2,46-17,88) 7,76 (2,89-12,63) 0,319RV Piscardo 0,00 (0,00-9,50) 0,00 (0,00-2,04) 0,00 (0,00-1,70) nc Tenca 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-5,40) 0,00 (0,00-3,27) nc Total 1,96 (0,24-3,47) 2,19 (0,69-3,68) 2,05 (0,95-3,15) 0,774X2 p 0,244RV 0,002RV <0,001RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 12. Nemátodos 267 Figura 12.8. Intensidad de infestación por nemátodos según el sexo del hospedador 12,5 12,5 100,0 75,0 0% 20% 40% 60% 80% 100% Macho Hembra Intensidad nemátodos Ba j a Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,403 Sin embargo, en el caso particular de los gobios muestreados, durante la freza hemos observado una mayor prevalencia de parasitación por nemátodos (12,12% frente a un 3,55% en la época de reposo reproductivo) (Tabla 12.5). Una posible influencia de la estacionalidad sobre el ciclo del propio parásito (Dogiel y cols., 1961; Dogiel, 1964; Chubb, 1977), de sus hospedadores intermedios (Dogiel y cols., 1961; Ginetsinskaya, 1961) y/o de los propios gobios (como hospedadores definitivos), podrían explicar nuestros resultados; debemos señalar también que esta especie presenta una alta fecundidad en este tipo de ambientes (Lobón-Cerviá y Torres, 1983; Froese y Pauly, 2004) y es durante la primavera cuando se concentra a un gran número de ejemplares (Encina y cols., 2006) que podrían favorecer la diseminación de los huevos, permitiendo así la realización completa de su ciclo vital. Tabla 12.5. Prevalencias de infección (%) por nemátodos según el estado reproductivo (freza) del hospedador estratificadas según las distintas especies de peces Especie En freza Reposo reproductivo Total p Barbo 0,00 (0,00-22,09) 4,62 (1,01-8,22) 4,23 (0,92-7,53) 0,447X2 Bermejuela 0,00 (0,00-52,71) 0,00 (0,00-9,21) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 0,00 (0,00-12,73) 0,00 (0,00-4,25) 0,00 (0,00-3,24) nc Bordallo 0,00 (0,00-77,64) 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 12,12 (0,99-23,26) 3,55 (0,49-6,60) 5,17 (1,88-8,46) 0,045X2 Piscardo 0,00 (0,00-3,67) 0,00 (0,00-2,31) 0,00 (0,00-1,43) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-2,84) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 2,45 (0,08-4,83) 1,79 (0,74-2,84) 1,93 (0,96-2,90) 0,585X2 p 0,040RV 0,010RV <0,001RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 268 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Es, sin embargo, en la etapa posterior a la reproducción cuando se ha producido un aumento en el nivel de parasitación de la población ciprinícola estudiada, con un 9,1% de los ejemplares infectados, mostrando una alta intensidad, aunque dicho incremento no ha sido estadísticamente significativo (Figura 12.9). Figura 12.9. Intensidad de infestación por nemátodos según el estado reproductivo (freza) del hospedador 9,1 33,3 66,7 90,9 0% 20% 40% 60% 80% 100% En freza Reposo reproductivo Intensidad nemátodos Ba j a Media Alta Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,155 12.3. Factores dependientes del medio 12.3.1. Estacionalidad Aunque en ningún caso se ha encontrado una prevalencia de parasitación significativamente mayor en ninguna de las estaciones del año (Tablas 12.6 y 12.7), ni una influencia de la estacionalidad como posible factor de riesgo, nuestros resultados han puesto de manifiesto que la primavera (y en menor medida, el otoño) ha sido la época del año en la cual hemos encontrado una mayor prevalencia de infección, principalmente en el punto de muestreo Dur (Tabla A12.1) y entre la población de gobios, en cuyo caso este hecho sí es significativo (Tabla 12.8). Estos resultados están de acuerdo con los obtenidos por algunos autores, quienes han observado un aumento en la incidencia de ciertos parásitos con el aumento de la temperatura durante los meses cálidos (Chubb, 1977). En ocasiones, estas variaciones estacionales en la prevalencia de parasitación pueden ser explicadas por el carácter estacional del ciclo de los propios parásitos involucrados (Dogiel y cols., 1961; Dogiel, 1964; Chubb, 1977), cuyo desarrollo y reproducción, ajustados a los cambios de temperatura, se aceleran en la época estival (Dogiel y cols., 1961; Cattadori y cols., 2005). Como se ha descrito de forma detallada en capítulos precedentes, la estacionalidad influye en el comportamiento gregario de los peces (Blaxter, 1970; Jacobsen, 1979), en su nivel de actividad (Frost, 1943; Lobón-Cerviá y de Diego, 1988; Maia y cols., 2006), tipo de alimento (Encina, 1991; Granado, 1992; Magalhães, 1992, 1993; CollaresPereira y cols., 1996; Granado y cols., 2000) y en su frecuencia de alimentación (mayor en los meses cálidos) (Frost, 1943; Lobón-Cerviá y Rincón, 1994). En el caso del gobio, su alimentación está compuesta principalmente por macroinvertebrados bentónicos (Doadrio, 2002; Oscoz y cols., 2003), y el tipo de parasitofauna intestinal va a depender de la disponibilidad de invertebrados en las distintas estaciones (Ginetsinskaya, 1961). 12. Nemátodos 269 Tabla 12.6. Prevalencias de infección (%) por nemátodos en las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría) Estación Río Piscifactoría Total p Primavera 3,14 (0,67-5,62) 0,00 (0,00-25,89) 2,99 (0,63-5,34) 0,430RV Verano 1,27 (0,00-2,69) 0,00 (0,00-5,30) 1,03 (0,00-2,18) 0,262RV Otoño 2,55 (0,54-4,57) 0,00 (0,00-5,93) 2,11 (0,44-3,79) 0,129RV Total 3,17 (1,83-4,40) 0,00 (0,00-2,59) 1,93 (0,96-2,90) 0,028RV p 0,402X2 nc 0,288X2 X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 12.7. Prevalencias de infección (%) por nemátodos en las distintas estaciones del año estratificadas según los tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Estación Tramo alto Tramo medio Total (Río) p Primavera 0,00 (0,00-3,82) 5,26 (1,16-9,36) 3,14 (0,67-5,62) 0,012RV Verano 0,00 (0,00-6,88) 1,54 (0,00-3,27) 1,27 (0,00-2,69) 0,278RV Otoño 0,00 (0,00-3,46) 4,00 (0,86-7,14) 2,55 (0,54-4,57) 0,019RV Total 0,00 (0,00-1,42) 3,27 (1,64-4,89) 3,17 (1,83-4,40) 0,001RV p nc 0,151RV 0,402X2 X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 12.8. Prevalencias de infección (%) por nemátodos en las distintas estaciones del año estratificadas según las diferentes especies capturadas Especie Primavera Verano Otoño Total p Barbo 3,45 (0,00-10,09) 4,11 (0,00-8,66) 5,00 (0,00-11,75) 4,23 (0,92-7,53) 0,949RV Bermejuela 0,00 (0,00-28,31) 0,00 (0,00-19,26) 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga 0,00 (0,00-11,29) 0,00 (0,00-8,94) 0,00 (0,00-8,43) 0,00 (0,00-3,24) nc Bordallo 0,00 (0,00-45,07) 0,00 (0,00-34,82) - 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 10,42 (1,77-19,06) 0,00 (0,00-4,44) 6,67 (0,35-12,98) 5,17 (1,88-8,46) 0,009RV Piscardo 0,00 (0,00-3,97) 0,00 (0,00-6,44) 0,00 (0,00-3,31) 0,00 (0,00-1,43) nc Tenca 0,00 (0,00-25,89) 0,00 (0,00-5,30) 0,00 (0,00-5,93) 0,00 (0,00-2,59) nc Total 2,99 (0,63-5,34) 1,03 (0,00-2,18) 2,11 (0,44-3,79) 1,93 (0,96-2,90) 0,288X2 p 0,068RV 0,209RV 0,024RV <0,000RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable 270 Tesis Doctoral Gonzalo Illán En este sentido, se ha comprobado que los ciclos anuales y las estaciones reproductivas de los parásitos están relacionados, no sólo con la temperatura, sino también con la hidrología y calidad del agua del hábitat, que tienen un efecto sobre las fluctuaciones estacionales en la abundancia del plancton y el bentos que les sirven como hospedadores intermedios, y por lo tanto sobre el ciclo vital de los propios parásitos (Bykhovski, 1936; Loot y cols., 2007). A su vez, durante la primavera, en las migraciones reproductivas, los ciprínidos, que concentran a gran número de ejemplares (Encina y cols., 2006), van a diseminar los huevos de estos endoparásitos en las zonas de freza, lo que va a favorecer la infección de los hospedadores intermedios, los cuales a su vez van a ser ingeridos por los peces en freza (Bykhovski, 1957). En definitiva, la explicación de estos resultados parece radicar en la importancia que tiene la época del año y la temperatura en algunas de las fases del ciclo de desarrollo del parásito (ciclo reproductivo indirecto), bien disminuyendo o favoreciendo la presencia de hospedadores intermedios (crustáceos, artrópodos y peces) y/o de hospedadores definitivos (aves, mamíferos y peces). La presencia o no de este tipo de hospedadores, el comportamiento y/o la actividad de los mismos y los hábitos alimenticios van a condicionar de una forma u otra el grado de infección de las poblaciones piscícolas (Reichenbach-Klinke, 1982; Byrne y cols., 2002). El otoño, y en menor medida la primavera, fueron las estaciones del año en las cuales aumentó ligeramente la intensidad de parasitación, tanto en los ríos (exclusivamente tramos medios) (Figura 12.10), como entre la población de gobios (Figura 12.11), si bien dichas variaciones no fueron significativas. Figura 12.10. Intensidades de infestación por nemátodos para las distintas estaciones del año estratificadas según la localización de los puntos de muestreo (río vs. piscifactoría) 16,7 20,0 80,0 100,0 83,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Primavera Verano Otoño Intensidad nemátodos Río Alta Media Baja Significación estadística según razones de verosimilitud, pRV=0,427 13. Caryophyllaeus sp. 277 Figura 13.2. Ejemplar adulto de Caryophyllaeus sp. extraído del tubo digestivo de un barbo (río Arlanza), mostrando detalles de su escolex (microscopía electrónica de barrido, SEM) Las especies de Caryophyllaeus sp. difieren de las especies de Khawia sp., otro miembro de la familia, en la localización de las glándulas vitelógenas (vitellaria) y de los testículos, que en el caso de las primeras es medular. En peces ciprínidos, las más representativas son las siguientes: C. fimbriceps (32 mm de longitud y 2,3 mm de anchura), C. laticeps (hasta 30 mm de longitud y 1,5 mm de anchura), caracterizada por la forma de H que presenta el ovario y C. fennica con un ovario en forma de A (Hoole y cols., 2001). En la Tabla 13.1 podemos observar la longitud media (32,06 mm) obtenida a partir de 33 ejemplares de cestodos estudiados; destacan los valores máximos alcanzados por alguno de ellos. Tabla 13.1. Características morfométricas de los ejemplares de cestodos estudiados n Media SD Mínimo Máximo Longitud total (mm) 33 32,06 9,60 15 60 13.2. Factores dependientes del hospedador 13.2.1. Rango de hospedadores y especificidad Los cestodos tienen una distribución cosmopolita, y todas las especies piscícolas pueden estar parasitadas tanto por la fase larvaria como por la fase adulta del parásito; la mayoría de las especies identificadas con una cierta relevancia económica se encuentran descritas en las regiones templadas, del norte, y zona ártica, donde 278 Tesis Doctoral Gonzalo Illán además se han observado las mayores intensidades de parasitación (Dick y Choudhury, 1995). Los géneros pertenecientes al Orden Caryophyllidea están presentes únicamente en peces de agua dulce (Hoole y cols., 2001). De hecho el Género Caryophyllaeus se ha descrito principalmente asociado al sistema digestivo de especies Cipriniformes y Siluriformes de Eurasia y Norteamérica (Dick y Choudhury, 1995). En España se han citado varias especies de Cariofilideos en ciprínidos, como C. laticeps y C. fennica (Álvarez-Pellitero y cols., 1978; Pereira-Bueno, 1980). Algunas especies como C. brachycollis se ha encontrado en leucisco y vimba en Bulgaria (Kakacheva-Avramova, 1973). C. fennica está diseminado entre los ciprínidos, parasitando de forma especial al rutilo (Hoole y cols., 2001). Caryophyllaeus fimbriceps está presente de forma habitual en carpa, tenca, leucisco, barbo y, ocasionalmente, en la brema (Hoole y cols., 2001); en la antigua URSS, parasita a los ciprínidos cultivados y silvestres (Dubinina, 1949; Ivasik, 1952; Bauer y cols., 1961). Caryophyllaeus laticeps es una especie específica de ciprínidos del Género Abramis (Bauer y cols., 1961), como la brema en la antigua URSS (Izyumova, 1958; Komarova, 1964), pero también en el rutilo (Hoole y cols., 2001; Komarova, 1964), en la carpa en Polonia (Wunder, 1939) y la antigua Yugoslavia (Kažić, 1970), en leucisco en Suiza (Zschokke, 1884), y en varias especies ciprinícolas de la antigua Checoslovaquia (Šrámek, 1901), Polonia (Ruszkowski, 1926) y España (cuenca del Duero y Sil) (Álvarez-Pellitero, 1978). En nuestro estudio, el barbo ha sido la única especie, en el conjunto de la población analizada, en la cual se ha registrado la presencia de cestodos (14,8%), si bien su prevalencia ha variado significativamente dependiendo del punto de muestreo considerado (Tablas 13.2 y 13.3). Ya que ciertos parásitos pueden ser específicos, no sólo de un grupo particular de hospedadores, sino de un taxón entero, hay que mencionar que los cestodos del Género Caryophyllaeus están asociados con los peces de la Familia Cyprinidae y que, a la hora de evaluar dicha especificidad, es necesario dilucidar qué hospedador determina las condiciones de vida, sobre o dentro del mismo, así como las condiciones ecológicas bajo las que éste vive (Shulman, 1961). La diferencia, respecto a otras especies, podría estar en la marcada tendencia detritívora (micrófaga) y bentónica de los hábitos alimenticios del barbo (Docampo y Vega, 1990; González Fernández, 1999; Doadrio, 2002), ya que es en ese detrito donde encontramos anélidos tubifícidos, hospedadores intermedios de los cariofilideos (Dick y Choudhury, 1995). El carácter de la dieta, además, ejerce una influencia directa sobre la parasitofauna, pudiendo determinar la fisiología y los procesos químicos en las diferentes partes del canal alimentario (Markov, 1961). A nivel comparativo exponemos el caso contrario. Aunque la alimentación en la boga es muy variada, ésta presenta un marcado componente vegetariano (Doadrio, 2002). En este sentido, los peces depredadores (como el barbo) y herbívoros (como la boga) difieren, hasta cierto punto, en el tipo de parasitofauna, de tal forma que estos últimos pueden estar completamente libres de parásitos intestinales, tal y como se ha comprobado en el caso de otras especies de boga, como Chondrostoma nasus (Dogiel y cols., 1961) o en nuestro caso en la boga del Duero (Tablas 13.2 y 13.3). 13. Caryophyllaeus sp. 279 Tabla 13.2. Prevalencia de infección (%) por Caryophyllaeus sp. en las distintas especies estratificadas según los distintos tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) Especie Tramo alto Tramo medio Total p Barbo 100,00 (100,00-100,00) 12,95 (7,37-18,53) 14,79 (8,95-20,63) 0,001RV Bermejuela 0,00 (0,00-95,00) 0,00 (0,00-8,43) 0,00 (0,00-8,20) nc Boga - 0,00 (0,00-3,24) 0,00 (0,00-3,24) nc Bordallo - 0,00 (0,00-22,09) 0,00 (0,00-22,09) nc Gobio 0,00 (0,00-95,00) 0,00 (0,00-1,72) 0,00 (0,00-1,71) nc Piscardo 0,00 (0,00-1,46) 0,00 (0,00-28,31) 0,00 (0,00-1,40) nc Total 1,47 (0,00-3,12) 3,92 (2,15-5,70) 1,51 (0,58-2,44) 0,095X2 p <0,001RV <0,001RV <0,001RV X2 Significación estadística según prueba de Chi-cuadrado; RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Tabla 13.3. Prevalencia de infección (%) por Caryophyllaeus sp. en las distintas especies estratificadas según los distintos puntos de muestreo Especie Arl Dur Er Uc-M Rev Uc-A Total p Barbo 46,15 (19,05-73,25) 18,18 (5,02-31,34) 5,45 (0,0-11,46) 7,89 (0,0-16,47) 100,00 (100,0-100,0) - 14,79 (8,95-20,63) <0,001RV Bermejuela 0,00 (0,0-77,64) 0,00 (0,00-31,23) 0,00 (0,0-39,30) 0,00 (0,0-15,33) - 0,00 (0,0-95,00) 0,00 (0,0-8,20) nc Boga 0,00 (0,0-5,21) - 0,00 (0,0-9,81) 0,00 (0,0-39,30) - - 0,00 (0,0-3,24) nc Bordallo 0,00 (0, 0-45,07) 0,00 (0,00-95,00) 0,00 (0,0-39,30) - - - 0,00 (0,0-22,09) nc Gobio 0,00 (0,0-20,58) 0,00 (0,00-2,24) 0,00 (0,0-25,89) 0,00 (0,0-15,33) - 0,00 (0,0-95,00) 0,00 (0,0-1,71) nc Piscardo 0,00 (0,0-28,31) - - - 0,00 (0,0-1,99) 0,00 (0,0-5,30) 0,00 (0,0-1,43) nc Total 6,12 (47,34-66,94) 3,45 (0,74-6,16) 0,00 (0,0-2,76) 3,75 (0,0-7,91) 1,97 (0,0-4,18) 0,00 (0,00-5,12) 1,51 (0,58-2,44) 0,258RV p <0,001RV <0,001RV 0,404RV 0,204RV 0,065RV nc <0,001RV RV Significación estadística según razones de verosimilitud; nc: No calculable Debemos señalar que no hemos observado diferencias significativas con respecto a la intensidad de parasitación en ninguna de las especies piscícolas estudiadas (barbo) ni en función de los distintos tramos de muestreo analizados (Figuras 13.3 y 13.4). 280 Tesis Doctoral Gonzalo Illán Figura 13.3. Intensidad de parasitación por Caryophyllaeus sp. en las distintas especies piscícolas estudiadas 38,1 28,6 33,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Barbo Intensidad Caryophyllaeus sp. Alta Media Baja Significación estadística no calculable Figura 13.4. Intensidad de parasitación por Caryophyllaeus sp. en las distintas especies piscícolas estudiadas estratificadas según los distintos tramos de muestreo (tramo alto vs. tramo medio) 33,3 38,9 33,3 27,8 33,3 33,3 0% 20% 40% 60% 80% 100% Tramo Alto Tramo Medio Intensidad Caryophyllaeus sp. Barbo Alta Media Baja Significación estadística no calculable 13.2.2. Localización en el hospedador Como ya hemos señalado, las formas adultas de los cestodos del Orden Caryophyllidea han sido descritas por multitud de autores únicamente en el tracto digestivo de los peces (Álvarez-Pellitero, 1988; Dick y Choudhury, 1995). Estas observaciones coinciden con nuestros resultados puesto que en el 100% de los casos estudiados, los barbos parasitados contenían Caryophyllaeus sp. en el intestino (Tabla 13.4 y Figuras 13.5 y 13.6). 13. Caryophyllaeus sp. 281 Tabla 13.4. Localización de los cestodos en los ciprínidos analizados Especie Tubo digestivo Resto órganos Total n % n % n Barbo 21 100,00 0 0,00 21 Bermejuela 0 0,00 0 0,00 0 Boga 0 0,00 0 0,00 0 Bordallo 0 0,00 0 0,00 0 Gobio 0 0,00 0 0,00 0 Piscardo 0 0,00 0 0,00 0 Tenca 0 0,00 0 0,00 0 Total 21 100,00 0 0,00 21 Figura 13.5. Barbo del río Arlanza mostrando la cavidad visceral y el tubo digestivo abierto, del cual se han extraído multitud de cestodos del Género Caryophyllaeus. Figura 13.6. Barbo del río Ucero mostrando la cavidad visceral y el tubo digestivo, dentro del cual se observan algunos cestodos del Género Caryophyllaeus. 282 Tesis Doctoral Gonzalo Illán 13.2.3. Efectos sobre el hospedador En general, los cestodos presentes en el tubo digestivo de los peces pueden causar alteración o destrucción del tejido infectado, bloqueo mecánico y/o absorción de nutrientes a expensas del hospedador (Bauer, 1961), lo que puede provocar diferentes efectos de carácter fisiológico: alteraciones en los niveles de enzimas y hormonas, efectos sobre la nutrición, el crecimiento y la reproducción, disminución del índice de condición, deterioro del estado físico y mayor susceptibilidad al estrés ambiental (Dick y Choudhury, 1995). Ya que la extensión del daño al tubo digestivo está relacionada con la morfología de los órganos de fijación del parásito, en el caso de las especies de cariofilideos, que poseen órganos de fijación bien desarrollados y especializados, pero que no son invasivos, los efectos patológicos son menores que en otros grupos (Mackiewicz, 1972). Sin embargo, se han observado signos clínicos, como emaciación y anemia (Scott y Grizzle, 1979), que pueden causar un descenso en el contenido de hemoglobina y en el recuento eritrocitario, así como cambios en la fórmula leucocitaria (Bauer, 1961). Como es lógico, los efectos también van a depender de la intensidad de parasitación. Así por ejemplo, C. fimbriceps, cuando se encuentra en las carpas juveniles en un número de hasta 40 ejemplares por individuo, puede llegar a obstruir completamente el tubo digestivo (Ivasik, 1952). 13.2.4. Efectos sobre las poblaciones de peces e importancia económica Las grandes mortalidades debidas a la infección por Caryophyllaeus sp. o Khawia sp. son poco frecuentes, teniendo lugar cuando nos encontramos con al menos 300 parásitos obstruyendo su tubo digestivo (Hoole y cols., 2001). Se ha observado en algunas lagunas dedicadas al cultivo de carpas que intensidades superiores a 100 parásitos puede provocar un deterioro de la condición de los peces asociado a una alta tasa de mortalidad, principalmente en animales de 0+ años (Petrushevski y Kogteva, 1954). El gran tamaño y, por lo tanto, la naturaleza conspicua de estos parásitos, hace que tanto los pescadores como los piscicultores hayan podido observar una bajada en la condición de las poblaciones afectadas e incluso la muerte de las mismas, con la posterior pérdida de beneficio económico (Hoole y cols., 2001). Se ha observado que algunas especies pertenecientes al Género Caryophyllaeus, como C. fimbriceps, constituyen un serio problema sanitario y económico en el cultivo de algunas especies ciprinícolas como la carpa, tanto en Europa como en Norteamérica (Lawler, 1970; Bauer y cols., 1973). Incluso si no hay mortalidad, la presencia de ciertas especies de cestodos en la carne de los peces puede reducir notablemente su valor comercial, como ha ocurrido, por ejemplo, en las pesquerías de Nueva Zelanda, donde la gran incidencia de estos parásitos llegó a reducir la demanda y el número de capturas de barracuda (Sphyraena sp.) (Hoole y cols., 2001). [Document text truncated for crawler view.]