Efecto-de-la-cafena-sobre-la-demografa-de-moina-macrocopa-cladocera-y-plationus-patulus-rotifera

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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE 
MÉXICO 
 
 
FACULTAD DE ESTUDIOS SUPERIORES IZTACALA 
 
 
EFECTO DE LA CAFEÍNA SOBRE LA DEMOGRAFÍA DE Moina macrocopa 
(Cladocera) Y Plationus patulus (Rotifera) 
 
TESIS 
 
QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE: 
BIÓLOGA 
 
PRESENTA: 
MAYRA CAROLINA REYES SANTILLÁN 
 
DIRECTORA DE TESIS: DRA. NANDINI SARMA 
 
LOS REYES IZTACALA, ESTADO DE MÉXICO, 2016 
 
 
 
UNAM – Dirección General de Bibliotecas 
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RESUMEN 
 
La eutrofización es común en varios cuerpos de agua en México, principalmente 
porque reciben agua parcialmente tratada o directa, es decir, sin tratamiento. Uno 
de los problemas centrales, es el deficiente tratamiento del agua la cual contiene 
una alta carga de nutrientes que alimenta o mantiene el nivel de los sistemas 
acuáticos. Otras fuentes de contaminación son las aguas residuales domésticas y 
de actividades productivas como la ganadería, la agricultura y las actividades de 
traspatio. Uno de los indicadores de la entrada de aguas residuales domésticas es 
la presencia de cafeína. Esta sustancia es de uso común en todas las ciudades y 
tiende a persistir en el agua, y aun cuando se conoce que puede tener un efecto 
negativo sobre los organismos acuáticos, hay poca información sobre el tema. 
Los organismos zooplanctónicos son importantes en la transferencia de energía 
hacia niveles tróficos superiores en las redes acuáticas, particularmente los 
rotíferos y los cladóceros (crustáceos pequeños). Ambos grupos son sensibles 
indicadores de calidad de agua y se utilizan comúnmente en estudios de 
ecotoxicología. Los cladóceros aceptados para pruebas de ecotoxicología son: 
Daphnia magna Straus, y Ceriodaphnia dubia Richard, mientras que los rotíferos 
aceptados son: Brachionus calyciflorus Pallas y Plationus patulus (Müller). Sin 
embargo, uno de los cladóceros más comunes en los sistemas tropicales es Moina 
macrocopa (Straus). 
Se han hecho estudios profundos con efectos agudos y crónicos de la cafeína 
tanto en cladóceros como en rotíferos. 
Aunque hay registros de cafeína en aguas de desechos, hay muy poca 
información sobre el tema. En este estudio presentamos datos del efecto de la 
cafeína en pruebas agudas y crónicas con Moina macrocopa y Plationus patulus. 
Los resultados mostraron que M. macrocopa es resistente a la cafeína; 
la Concentración Letal Media (CL50) fue 141 mg L-1. Otros estudios muestran 
también que M. macrocopa es resistente a varios tóxicos y crece muy bien en 
aguas parcialmente tratadas, mientras que Plationus patulus tiene una CL50 mayor 
a 250 mg L-1, lo que confirma que es más tolerante al efecto de ciertos tóxicos 
como la cafeína. Los resultados en la demografía de ambas especies en 
concentraciones subletales de cafeína muestran un efecto adverso a largo plazo 
en tasas de crecimiento poblacional y de reproducción. 
Palabras clave: cafeína, cladócero, rotífero, tabla de vida, crecimiento poblacional 
 
 
 
 
 
 
 
 
INTRODUCCIÓN 
Agua 
El agua es vital para la existencia de todos los organismos vivos, ya que es 
indispensable en los procesos biológicos y es hábitat de múltiples comunidades 
acuáticas (SEMARNAT, 2007). Se calcula que en la Tierra existen 
aproximadamente 1´385,000,000 km3 de agua, de los cuales el 97.5 % es salada, 
el 2.5 % se encuentra congelada en los polos y solo una pequeña parte está 
disponible para nuestras necesidades (Jiménez, 2001; SEMARNAT, 2007). 
Figura 1. Modificada de SEMARNAT 2007. 
En general se considera como contaminante al exceso de materia que provoque 
daño a los animales y plantas o bien que perturbe negativamente las actividades 
que normalmente desarrollan cerca o dentro del agua, mientras que un tóxico es 
cualquier sustancia química capaz de causar daño, debilitar o matar organismos 
(Sánchez et al., 2010; Gil et al., 2012). El origen de la contaminación es muy 
variado e incluye; desechos urbanos e industriales, los drenados de la agricultura 
y de minas, la erosión, los derrames de sustancias tóxicas, los efluentes de 
plantas depuradoras, entre otros, es decir, el alto grado de contaminación acuática 
por contaminantes orgánicos que no se degradan fácilmente (Sánchez et al., 
2010). 
Desde el año 2000, en México se han identificado 22 cuerpos de agua, en 12 
cuencas, fuertemente contaminados (Rosales et al., 2011). Estos cuerpos de agua 
tienen altas concentraciones de metales pesados, pesticidas y fármacos. 
Recientemente han sido documentados contaminantes emergentes orgánicos en 
ecosistemas acuáticos especialmente provenientes de aguas de desecho y 
plantas de tratamiento que usan el agua para rellenar lagos y estanques (Fraker y 
Smith, 2004). De acuerdo a la CONAGUA (2011), sólo se trata el 30 % de aguas 
residuales y 9 % de las aguas industriales, sin embargo, no ha sido definida una 
lista de compuestos que constituyen una prioridad para el control de 
contaminación la acuática (CONAGUA, 2011). 
 
Los compuestos que se encuentran presentes en el agua se clasifican de la 
siguiente manera de acuerdo a su naturaleza (Tabla 1). 
Tabla 1. Clasificación de compuestos presentes en el agua según su naturaleza. 
(Jiménez, 2001). 
Químicos Compuestos de origen 
natural o sintético 
 Metales pesados 
 Detergentes 
 Fertilizantes 
 Plaguicidas 
Biológicos Seres vivos que provocan 
enfermedades en el 
hombre u otros animales 
 Bacterias 
 Virus 
 Protozoos 
 
Físicos 
 
Alteraciones en las 
propiedades del agua 
 
 Color 
 Temperatura 
 
Contaminantes emergentes 
Actualmente existe un creciente interés por el estudio de contaminantes químicos 
en su mayoría apolares, tóxicos, persistentes y bioacumulables potencialmente 
peligrosos, denominados contaminantes emergentes (Barceló y de Alda, 2008). 
Son compuestos de distinto origen y naturaleza química, cuya presencia en el 
ambiente, o las posibles consecuencias de la misma, han pasado en gran medida 
inadvertidas, causando problemas ambientales y de riesgo a la salud (OMS, 
2015). 
Los contaminantes emergentes son compuestos de los cuales se sabe 
relativamente poco o nada acerca de su presencia, impacto y tratamiento, razón 
por la cual no han sido regulados, suelen ser productos comunes como pesticidas, 
productos farmacéuticos, drogas ilícitas y productos de aseo personal, entre otros. 
La lista de contaminantes emergentes incluye una amplia variedad de productos 
de uso diario con aplicaciones tanto industriales como domésticas (Gil et al., 
2012), debido a su elevada producción, consumo y continua introducción al 
ambiente no necesitan ser persistentes para ocasionar efectos negativos, estos 
compuestos se encuentran diseminados en el ambiente y se han detectado en 
fuentes de abastecimiento de agua potable y en aguas subterráneas (Fraker y 
Smith, 2004). 
Estos compuestos entran en el ambiente a través de aguas residuales de tipo 
domésticoe industrial, de los residuos de plantas de tratamiento, de efluentes 
hospitalarios, de actividades agrícolas, de actividades ganaderas y de tanques 
sépticos (Barceló y de Alda, 2008), los cuales contienen un gran número de 
componentes orgánicos y contaminantes emergentes que se descargan a 
diferentes concentraciones en las aguas superficiales; además de las que 
provienen de las plantas de tratamiento convencionales de aguas residuales, las 
cuales no están diseñadas para eliminarlos (Jiménez, 2001). 
Se han descrito 200 fármacos distintos que superan los 6.5 mg L-1 en diferentes 
cuerpos de agua (Petrie et al., 2014), incluso existen diversos trabajos que 
identifican más de 147 compuestos químicos que contaminan el agua de manera 
constante, entre ellos se encuentra la cafeína, la cual está presente en 
abundantes concentraciones en los cuerpos de agua (Vryzas et al., 2008). 
 
Cafeína 
La cafeína es un alcaloide perteneciente al grupo de las metaxantinas (1, 3, 7-
trimetilxantina) (Figura 2), es uno de los derivados más importantes de la xantina, 
su peso molecular es de 194.19 g/mol y fue aislada por primera vez en 1820 por 
Friedrich Ferdinand Runge (Calle, 2011). Es un constituyente natural presente en 
gran diversidad de plantas, e incluso, puede encontrarse en bebidas comunes 
como el té, café, chocolate, refresco y medicamentos (Pardo et al., 2007). 
En estado puro es un sólido cristalino ( Tabla 2) y se encuentra en forma natural 
en las hojas, semillas y frutos de más de 60 plantas, entre las que se pueden 
mencionar, hojas de té, nueces, café y granos de cacao (Calle, 2011). 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 2. Estructura química de la cafeína (Calle, 2011). 
Tabla 2. Propiedades físicas de la cafeína (Calle, 2011). 
Propiedades físicas de la cafeína 
Fórmula C8H10N4O2 
Masa molar 194,19 g/mol 
Punto de fusión 238 ºC 
Punto de ebullición 178 ºC 
Densidad 1.23 g/cm3 
 
Es un estimulante que actúa sobre el sistema nervioso central, incrementando la 
actividad motora, el rendimiento intelectual y disminuyendo la fatiga y el sueño. 
Dosis altas producen ansiedad y trastornos del sueño. En el sistema 
cardiovascular actúa estimulando el corazón, incrementando la frecuencia 
cardiaca y la fuerza de contracción, y además aumenta la presión arterial de forma 
transitoria (Pardo et al., 2007). 
El café como infusión es el principal aporte de cafeína a la dieta del adulto, el 80 % 
de la población adulta consume entre 200 y 300 mg de cafeína por persona por 
día, lo que equivale a dos o tres tazas de café. En el mundo se consumen 
alrededor de 2,500 millones de tazas de café al día y en promedio los mexicanos 
consumimos de 800 a 1,400 g anuales de café, es decir, 2.6 tazas al día (Barreda, 
2011). 
El 100 % de la cafeína ingerida, es rápidamente absorbida a partir del tracto 
gastrointestinal, una vez integrada al torrente sanguíneo, la cafeína se introduce 
rápidamente en los tejidos y el periodo para su excreción, es decir el tiempo 
requerido para que el cuerpo elimine a la mitad del producto presente en el plasma 
sanguíneo, oscila entre 3 y 7 horas sin embargo, puede variar entre horas y días 
dependiendo de la edad, el sexo y las condiciones de salud (Calle, 2011), Se 
metaboliza en el hígado casi en su totalidad, excretándose por la orina como 
metabolito en muy pequeñas cantidades (Pardo et al., 2007), al igual que los 
fármacos y otras sustancias, estos metabolitos llegan a efluentes y aguas de 
desecho (Barceló y de Alda, 2008). 
******* 
La cafeína y algunos otros componentes se han propuesto como marcadores de 
contaminación antropogénica, ya que tienen un alto grado de consumo, su registro 
se asocia a superficies con alta densidad poblacional, es usual encontrarlos en 
desechos urbanos, agua tratada, herbicidas y pesticidas, entre otros compuestos 
(Lawrence et al., 2011; Zarelli et al., 2014), además, se han encontrado en la 
superficie de diferentes cuerpos de agua alrededor del mundo, en concentraciones 
que van de los 11 µg L-1 a los 135 µg L-1 (Zarelli et al., 2014). 
En la naturaleza la cafeína no es diferente a cualquier otra droga o fármaco que 
llega a los cuerpos de agua ya que se trata de sustancias de consumo humano 
(Gil et al., 2012). Es importante considerar el efecto de la cafeína en los cuerpos 
de agua debido a que más del 90 % de la población consumen alrededor de 300 
mg al día de cafeína (Vryzas et al., 2009; Rosales 2010) de los cuales excretamos 
solo el 3.9 mg (Vryzas et al., 2009; Barreda et al., 2011; Calle 2011). 
La cafeína no es totalmente removida en plantas de tratamiento de agua, lo que 
provoca que ríos y lagos sean constantemente contaminados con este y otros 
tóxicos incluidos en las descargas de agua tratada, de acuerdo con Vryzas (2009), 
la cafeína se encuentra de 0.005 a 2.35 µg L-1 en ríos, por estas razones se 
considera muy importante evaluar el efecto de los contaminantes emergentes en 
especies acuáticas haciendo uso de la ecotoxicología, ya que esta se basa en la 
sensibilidad de ciertas especies (Sánchez y Rico, 2010). 
 
Ecotoxicología 
La ecotoxicología se puede definir como la ciencia que estudia la contaminación, 
su origen y efectos sobre los seres vivos y su ecosistema (Capó, 2007) 
De acuerdo con Capó (2007), los efectos toxicológicos suelen ser diferentes, 
dependiendo de las sustancias y sus propiedades, los cuales pueden ser: 
Tabla 3. Posibles efectos toxicológicos de tóxicos en seres vivos (Capó, 2007). 
Locales La lesión solo se presenta en la zona 
de contacto. 
Sistémicos Afecta uno o varios órganos posterior a 
la absorción y distribución. 
Reversibles El efecto del toxico desaparece al 
mismo que el toxico desaparece. 
Inmediatos Aparece tras su ingestión. 
Retardados Se manifiesta su acción después de un 
periodo de espera. 
Morfológicos Son observables en los tejidos, suelen 
ser irreversibles y graves. 
Funcionales Afecta la función del órgano blanco y 
suelen aparecer a dosis bajas. 
 
La evaluación de la contaminación del agua con estudios de toxicidad son 
necesarios, ya que las pruebas físicas y químicas nos son suficientes para valorar 
los efectos potenciales de ciertas sustancias (García-García et al., 2004). Los 
compuestos solubles pueden llegar a contaminar aguas subterráneas debido a su 
movilidad, sin embargo, los compuestos no solubles tienden a acumularse en 
sedimentos (Isidori et al., 2005). 
Las descargas locales contribuyen a la contaminación ambiental en altas 
concentraciones. Debido a su aporte continuo y el uso persistente de tóxicos ha 
ocasionado efectos no deseados en los ambientes acuáticos, como daños a las 
comunidades microbianas, variación del ritmo de vida, reducción de la fertilidad, 
así como efectos tóxicos reproductivos. Por esta razón es de suma importancia 
detectar y conocer los efectos de los tóxicos en comunidades acuáticas (Knee, 
2010). 
Una prueba de toxicidad es el proceso en el cual se miden respuestas en: la 
morfología, tiempo de vida, edad reproductiva, crecimiento poblacional y algunos 
otros datos demográficos de los organismos. Se utiliza para medir el efecto de una 
o más sustancias, actuando aisladamente o en combinación (García-García et al., 
2004). 
El uso del zooplancton en evaluaciones ecotoxicológicas con pruebas crónicas y 
agudas bajo diferentes tóxicos (Santos-Medrano y Rico, 2013) ha ganado gran 
importancia en México y alrededor del mundo (Sarma et al., 2014). Se ha 
demostrado que el uso de zooplancton en evaluaciones toxicológicas permite 
tener ventajas ya que poseen ciclos de vida cortos, susceptibilidad a tóxicos, altas 
tasas de crecimiento poblacional, además, algunas especies son reconocidas por 
la Asociación Americana de Salud Pública (APHA por sus siglas en Inglés) 
(Dahms et al., 2010; Walsh el al., 2014). Existen pruebas in vivo e in vitro, que 
muestran generalmente los efectos tóxicos de estos compuestosaunque no sean 
los niveles o concentraciones presentes en el ambiente (Sarma et al., 2014). 
Uno de los principales factores que incentiva la regulación y la preocupación 
científica, es que el agua tratada que no está libre de compuestos orgánicos y 
contaminantes emergentes es usada para relleno de lagos y ríos, ecosistemas 
acuáticos que sostienen la vida de diferentes organismos. 
 
Zooplancton 
Dentro de los sistemas de agua dulce se encuentra el zooplancton epicontinental, 
(Conde-Porcuna et al., 2004), el cual contempla, cuatro grupos principales: 
protozoos, rotíferos, copépodos y cladóceros. Sin embargo, es importante aclarar 
la existencia de más organismos microscópicos que forman parte de esta 
comunidad, como otros taxones de microcrustáceos como son los ostrácodos y 
anfípodos y otros grupos como los ácaros (Elías-Gutiérrez, 2014). 
Los organismos zooplanctónicos están dotados de periodos de vida cortos, 
reproducción partenogenética sensibilidad a ciertas sustancias, marcadores 
biológicos y facilidad de manipulación debido a su tamaño (Conde-Porcuna et al., 
2004). Estas características han permitido la formulación, a partir de hipótesis 
experimentales basadas en interacciones biológicas y/o físicas, de modelos sobre 
la estructura de comunidades más fácilmente que en los sistemas terrestres. 
Además, el zooplancton de agua dulce está compuesto por animales con altas 
tasas de crecimiento, un rasgo que permite responder rápidamente a ambientes 
cambiantes (Dahms et al., 2010). 
Los rotíferos y los cladóceros son organismos microscópicos que forman parte 
importante de la comunidad zooplanctónica debido al aporte energético que 
brindan a la comunidad , además, se caracterizan por tener un papel fundamental 
en las redes tróficas pelágicas (Sánchez et al., 2010), incluso, la composición 
específica del zooplancton puede ser un excelente criterio para caracterizar el 
estado trófico de los sistemas acuáticos y para deducir la estructura de las 
comunidades acuáticas (Conde-Porcuna et al., 2004). 
Estos organismos son utilizados para realizar evaluaciones toxicológicas 
exponiéndolos a compuestos o sustancias para obtener valores como 
Concentración Letal Media (CL50) y Concentración Efectiva Media (CE50) (Wallace, 
2002). 
Los organismos zooplanctónicos son sensibles a los cambios ambientales, lo cual 
los hace útiles como bioindicadores de la calidad del agua debido a que se puede 
obtener información reproducible en poco tiempo, por su corto ciclo de vida, sin 
obviar la distribución cosmopolita, la producción de huevos de resistencia, amplio 
intervalo de temperatura para su desarrollo y más características que los hacen 
apropiados para llevar a cabo estos estudios (Dahms et al., 2010). 
Actualmente ha aumentado el interés a nivel mundial, de la detección de los 
residuos de sustancias tóxicas en los ambientes acuáticos. El uso de cladóceros y 
rotíferos en evaluaciones ecotoxicológicas ha ganado gran importancia en México 
y alrededor del mundo, la Norma Oficial Mexicana NOM recomienda el uso de 
ciertas especies para hacer bioensayos (Sarma et al., 2006). Los cladóceros y 
rotíferos han sido establecidos como un modelo para la ecotoxicología y para la 
investigación de impacto ecológico de sustancias toxicas en cuerpos de agua 
(Campbell et al., 2004). 
Antecedentes 
Moore y colaboradores (2008), midieron el efecto de la cafeína en Ceriodaphnia 
dubia, Pimephales promelas y Chironomus dilutus, estos organismos acuáticos 
fueron expuestos 48 h por siete días a soluciones acuosas de cafeína. Los 
resultados obtenidos de CL50 fueron de 60 mg L-1 para C. dubia 100 mg L-1 para P. 
promelas y para C. dilutus 1,230 mg L-1. Lo que nos indica que C. dubia es más 
sensible a la cafeína en comparación con P. promelas o C. dilutus. 
 
Baylor y colaboradores (1942), realizaron un experimento para observar el efecto 
de la acetilcolina sobre el ritmo cardiaco de Daphnia que va de 4 a 10 
palpitaciones por segundo. Se ha demostrado que la acetylcolina incrementa la 
velocidad del ritmo cardiaco de diferentes crustáceos decápodos Sus datos 
muestran una disminución de la frecuencia cardiaca de los organismos hasta en 
un 25 % con una concentración de 10-9. 
 
Lawrence y colaboradores (2011), examinaron los efectos de tres contaminantes 
comunes; cafeína, acetaminofén y diclofenaco, así como las mezclas en el 
desarrollo, funcionamiento y biodiversidad de las comunidades, imágenes digitales 
revelaron una variedad de efectos de biomasa en algas, cianobacterias y 
bacterias. Entre los resultados de este experimento, no se registró ningún efecto 
en cuanto a biomasa de algas, cianobacterias y bacterias sometidas a 
tratamientos en los cuales se incluía la cafeína, sin embargo, se observó un 
incremento de protozoos y micrometazoos. 
 
Campbell y colaboradores (2004), evaluaron el efecto de la cafeína, lactosa, 
isoproteronol, adrenalina, propanolol y carbachol en el corazón de Daphnia pulex, 
el promedio del ritmo cardiaco es aproximadamente de 195.9 ± 27.0 latidos/min. El 
resultado nos muestra que la lactosa inhibe el ritmo cardiaco del 30 al 100 %, 
generando una severa arritmia mientras que la cafeína incrementa, en los 
primeros minutos, el ritmo cardiaco, sin embargo, los efectos suelen ser 
reversibles. 
 
Corotto y colaboradores (2010), determinaron el efecto de tres concentraciones 
de cafeína, nicotina y etanol en el ritmo cardiaco de Daphnia magna comprobando 
que el etanol al 5 y 10 % reduce el ritmo cardiaco de entre ~50 y ~20 % del valor 
inicial, por el contrario la nicotina incrementa en promedio ~20 % mientras que la 
cafeína al 0.1, 0.5 y 2 % no muestran un efecto concreto en el ritmo cardiaco. 
 
Fraker y Smith (2004), examinaron los efectos de tres contaminantes orgánicos 
provenientes de aguas de desecho; cafeína, acetaminofén y triclosan en el nivel 
de actividad, supervivencia y crecimiento de la rana leopardo (Rana pipiens). En 
los experimentos con acetaminofén no se observó ningún efecto en la actividad, 
respuesta al estímulo, supervivencia o masa final. Con triclosan tuvieron menos 
actividad que el control, baja supervivencia y baja respuesta al estímulo, mientras 
que los organismos bajo el efecto de cafeína mostraron la mayor actividad. Con 
estos datos los investigadores concluyen que la presencia de contaminantes 
afectan de manera ecológica a los organismos ya que tienen efectos fisiológicos y 
de comportamiento. 
 
Martínez y colaboradores (2014), obtuvieron dos poblaciones de Plationus patulus 
de lugares diferentes, de un sitio remoto en México (SR) y de una zona urbanizada 
de Rio Grande (RG) para hacer pruebas toxicológicas agudas y crónicas de cuatro 
sustancias (acetaminofenol, cafeína, fluoxentina y triclosan). Las pruebas agudas 
mostraron que ambas poblaciones son más sensibles a fluoxentina. La exposición 
crónica a acetaminofenol (10, 15 y 20 mg L-1) inhibió el crecimiento poblacional de 
los organismos de SR mientras que el crecimiento de RG fue inhibido solo por las 
concentraciones de 15 y 20 mg L-1. En cuanto a la cafeína, ambas poblaciones 
tuvieron un efecto de inhibición en concentraciones de 200 y 300 mg L-1. 
 
Ferreira (2005), evaluó la concurrencia de cafeína, su extensión y la influencia en 
comparación con otros parámetros de calidad de agua como microbiológicos y 
físico-químicos. Como resultado el investigador pudo observar que el exceso de 
nutrientes como el fósforo, nitrógeno y materia orgánica causa la eutrofización del 
agua y niveles bajos de oxígeno disuelto lo que afecta a la fauna acuática. La 
cafeína fue detectada en todas las muestras donde se encontraba en 
concentraciones entre 160 y 357 µg L-1. 
 
García-García y colaboradores (2007), probaron la respuesta de Brachionus 
patulus (Plationus patulus) a diferentes concentraciones de plomo (Pb). Realizaron 
pruebas agudas (CL50) y crónicas (tablade vida, crecimiento poblacional y 
demografía) en las pruebas de toxicidad se usaron sedimentos y Pb en 
concentraciones de 0, 0.06 y 0.6 mg L-1. La concentración letal media de Pb B. 
patulus (P. patulus) fue de 6.15 ± 1.08 mg L-1. Teniendo como resultado un efecto 
tanto en supervivencia como en la etapa reproductiva, a mayor concentración de 
Pb hay una diminución mayor en reproducción y supervivencia, de igual manera 
las variables estadísticas como promedio de vida, expectativa de vida, 
reproducción bruta y neta, y la tasa de crecimiento poblacional son influenciadas 
por la concentración del tóxico. 
 
García-García y colaboradores (2004), probaron el efecto del cadmio (Cd) en la 
dinámica poblacional de Moina macrocopa y Macrothrix triserialis (Cladocera) 
basados en las pruebas preliminares seleccionaron siete concentraciones finales; 
0, 0.5, 0.1, 0.2, 0.4, 0.8 y 1.6 mg L-1 de Cd para M. triserialis y 0.0106, 0.0212, 
0.0425, 0.085, 0.17 y 0.34 mg L-1 de Cd para M. macrocopa. Los datos muestran 
que M. triserialis fue más sensible que M. macrocopa, el crecimiento poblacional 
de M. triserialis se vio afectado por el incremento del cadmio en el medio, el alto 
nivel de alga contribuye a incrementar el pico de densidad sin embargo 
eventualmente ambas poblaciones tienden a cero a los ocho días. 
Estadísticamente, hubo un impacto significativo en ambas poblaciones, sin 
embargo existe la posibilidad de que el alga reduce el efecto tóxico del cadmio. 
 
Justificación 
En los últimos años han aumentado los niveles y tipos de sustancias xenobióticas 
y contaminantes emergentes en los sistemas de agua dulce, contaminantes 
provenientes de agua tratada o descargas de agua de desecho. La legislación 
ambiental y las normas ecológicas en materia que regulan los límites de 
contaminación no son tan rigurosas, lo que provoca la incidencia de contaminación 
regular en ecosistemas acuáticos. Las sustancias reconocidas como 
contaminantes antropogénicos entran de manera natural a los cuerpos de agua 
por medio de efluentes de plantas de tratamiento y afectan a la comunidad 
zooplanctónica, como los rotíferos y cladóceros; estos organismos son altamente 
sensibles, es por eso que suelen ser usados para bioensayos probando el grado 
de toxicidad de sustancias comunes en cuerpos de agua. Actualmente se han 
detectado sustancias conocidas como marcadores antropogénicos, tóxicos que 
son comunes en cuerpos de agua pero no se saben sus efectos debido a que se 
encuentran presentes en bajas concentraciones, sin embargo, la incidencia es 
constante. La cafeína es uno de esos contaminantes se ha detectado en 
diferentes cuerpos de agua, sin embargo, no se ha probado el daño que puede 
causar a organismos acuáticos. 
 
 
Hipótesis 
Si existe una presencia de altas concentraciones de cafeína en el medio, entonces 
podríamos observar efectos adversos en la reproducción, crecimiento poblacional 
y supervivencia de Moina macrocopa y Plationus patulus. 
 
Objetivos 
General 
 
 Evaluar el impacto y la toxicidad de cafeína sobre características 
demográficas (reproducción, crecimiento poblacional y supervivencia) 
mediante bioensayos crónicos con cladócero Moina macrocopa y el rotífero 
Plationus patulus. 
 
 
Particulares 
 
 Determinar la CL50 de la cafeína sobre M. macrocopa y P. patulus. 
 
 Evaluar el efecto de las concentraciones sub-letales de cafeína sobre el 
crecimiento poblacional de M. macrocopa y P. patulus. 
 Cuantificar el efecto de concentraciones sub-letales de cafeína en la 
supervivencia y reproducción de Moina macrocopa y Plationus patulus. 
 
Material y métodos 
Las dos especies de zooplancton, Moina macrocopa y Plationus patulus, se 
obtuvieron a partir de una población clonal cultivada en medio EPA y alga verde 
Chlorella vulgaris como alimento. El medio EPA fue preparado disolviendo 96 mg 
NaHCO3, 60 mg Ca SO4, 60 mg MgSO4, y 4mg KCL en agua destilada (Weber, 
1993). C. vulgaris fue cultivada usando el medio basal Bold (Borowitzka y 
Borowitzka, 1998). La densidad de alga se estimó usando cámara de Neubauer y 
microscopio óptico. La cafeína pura (1, 3, 7 – Trimetilxantina) fue obtenida de la 
cadena comercial SIGMA – ALDRICH. (resgistro del quimico) 
Para establecer la concentración letal media, se preparó una solución madre con 5 
mg de cafeína en 1000 ml de agua destilada, de la cual obtuvimos las diferentes 
concentraciones de cafeína (25, 50, 100, 150, 200 y 250 mg L-1). Cada tratamiento 
se estableció en recipientes con 10 individuos y 40 ml de medio EPA, preparado 
con cafeína en diferentes concentraciones y 0.5x106 céls ml-1 de C. vulgaris 
incluyendo 4 repeticiones por cada tratamiento y el grupo control. 
Después de 24 horas de estar expuestos al toxico se hizo un conteo de los 
organismos para determinar el CL50. El valor de CL50 fue determinado por el 
Análisis de Probit en el programa estadístico Sigma Plot versión 11. 
Para el estudio del crecimiento poblacional se incluyeron 10 individuos 
representantes de una mezcla de la población en 40 ml de EPA con cafeína en 
diferentes concentraciones (0, 7.5, 15, 30 y 40 mg L-1 para M. macrocopa y 0, 50, 
100, 150, 200 y 250 mg L-1 para P. patulus) y 0.5x106 céls ml-1 de C. vulgaris, el 
conteo de individuos se realizó cada 24 horas para ambas especies. 
Los experimentos terminaron después de que la densidad poblacional comenzara 
a declinar. Este dato nos permitió calcular la tasa de crecimiento poblacional por 
día (r) para cada replica de acuerdo a la siguiente ecuación (Krebs, 1985): 
𝑟 = (ln 𝑁𝑡 − ln 𝑁0) / 𝑡 
Donde: 
𝑟 = tasa de crecimiento poblacional 
𝑁0 = densidad inicial 
𝑁𝑡 = densidad final (ind. ml-1) 
𝑡 =tiempo en días 
En cuanto a la tabla de vida, se tomaron cohortes de 10 neonatos, los cuales 
fueron distribuidos al azar en 40ml de medio EPA, preparado con cafeína en las 
diferentes concentraciones establecidas y 0.5x106 cels ml-1 de C. vulgaris, los 
conteos se realizaron cada 24hrs para M. macrocopa y cada 12 horas para P. 
patulus. 
De acuerdo a los datos colectados obtuvimos parámetros demográficos como 
supervivencia, esperanza de vida, variables reproductivas, fecundidad, tasa 
reproductiva neta y bruta, tiempo generacional y tasa intrínseca de crecimiento 
poblacional. 
 Supervivencia (lx): 
𝑙𝑥 = 
𝑛𝑥
𝑛0
 
Dónde: 
𝑛𝑥 = sobrevivientes 
𝑛0 = Numero inicial de individuos 
 Promedio de vida (Lx): 
𝐿𝑋 =
𝑛𝑥 1 + 𝑛𝑥 2
2
 
 
 Esperanza de vida (ex): 
𝑒𝑥 =
𝑇𝑋
𝑛𝑥
 
 
 Tasa de reproducción bruta (R): 
𝑅 = ∑ 𝑚𝑥
∞
0
 
 Tasa de reproducción neta (R0): 
𝑅0 = ∑ 𝑙𝑥 . 𝑚𝑥
∞
0
 
 Tiempo generacional (T): 
𝑇 =
∑ 𝑙𝑥 . 𝑚𝑥 𝑥 𝑋
𝑅0
 
 Tasa de crecimiento poblacional (r): 
∑ 𝑒− 𝑟 𝑥 . 𝑙𝑥 𝑚𝑥
𝑛
𝑥=𝑤
= 1 
Donde lx = supervivencia a una edad x (días), mx = reproducción hembra a una 
edad x, Tx = número de individuos de una edad x a la máxima edad, nx = número 
de individuos vivos a la edad x (Krebs 1985). 
Los datos obtenidos de tabla de vida y crecimiento poblacional fueron 
debidamente graficados y analizados utilizando el programa Sigma Plot versión 
11. Las diferencias significativas en el crecimiento poblacional y en aspectos de 
tabla de vida de los organismos fueron evaluadas mediante un análisis de 
varianza de una vía (ANDEVA) y para las comparaciones múltiples se usó la 
prueba post hoc (Tukey) utilizando el programa Sigma Plot versión 11. 
 
Figura 3. Cuadro de material y métodos 
Resultados 
Concentración Letal Media (CL50) 
Debido a las pruebas agudas con 24 h de exposición a la cafeína pudimos obtener 
datos como la concentración letal media, para cada una de las especies teniendo 
como resultado una CL50 de 141 mg L-1 para Moina macrocopa y en 
concentraciones mayores a 500 mg L-1 de cafeína no se observa mortalidad en 24 
h para Plationus patulus. 
Crecimiento poblacional 
De acuerdo alas pruebas crónicas se observó un decremento en el número de 
individuos de ambas especies, las curvas de crecimiento poblacional de M. 
macrocopa y P. patulus se vieron afectadas por la presencia de cafeína teniendo 
un efecto negativo, lo cual ocasionó una disminución en el número de individuos 
con respecto al tiempo en comparación con el grupo control. Conforme se 
incrementó la concentración de cafeína, el número de individuos descendió. 
Se observó que en una población de M. macrocopa sin presencia de cafeína, 
como el grupo control, los organismos tuvieron un pico de aumento de número de 
individuos alrededor del día siete y del día 13, sin embargo, los tratamientos que 
tuvieron una concentración mayor a 7.5 mg L-1 de cafeína tuvieron un pico de 
crecimiento poblacional importante, el cual no ascendió a más de 100 individuos, 
es decir, el número máximo de individuos fue menor en los tratamientos donde 
hubo cafeína, el número de organismos descendió en la mitad de tiempo, cerca de 
los ocho días, en comparación con el grupo control en el cual la población 
comenzó a decaer posterior al día 16 (Figura 4). 
Para el rotífero P. patulus se pudo observar que el tratamiento con 50 mg L-1 
mantuvo una densidad poblacional baja en comparación con el tratamiento testigo, 
el cual alcanzó la densidad máxima en el día 16. El número de individuos que 
alcanzó el tratamiento con tóxico estuvo un 35 % por debajo del número máximo 
de individuos del grupo control. Para el caso de los demás tratamientos, se pudo 
observar que el número de individuos no incrementó, lo que ocasionó que la 
población siempre se mantuviera con un número menor a diez individuos, de tal 
manera que estas concentraciones afectaron gravemente a los individuos 
propiciando la no reproducción y la muerte anticipada alrededor de los primeros 
cinco días en los tratamientos con mayor concentración de tóxico, mientras que en 
el tratamiento testigo el decaimiento de la población comenzó posterior al día 20 
(Figura 5). 
 
Figura 4. Curvas de crecimiento poblacional de M. macrocopa expuesta a diferentes 
concentraciones de cafeína durante 16 días. Los valores representan el promedio y el error 
estándar basados en cuatro repeticiones en un volumen 50 ml. 
120 CONTROL 7.5 mg L-1 
100 
80 
60 
40 
20 
-ro O ...... 
O 
~ 120 
ro 
15mgL-1 30 mg L-1 
e 100 
O 
.C) 
80 
ro 
.o 60 O 
o. 
"O 40 
ro 
"O 20 
C/) 
e 
O ID 
O O 2 4 6 8 10 12 14 16 
120 
100 
40 mg L-1 
Tiempo (días) 
80 
60 
40 
20 
O 
O 2 4 6 8 10 12 14 16 
Tiempo (días) 
 
Figura 5. Curvas de crecimiento poblacional de P. patulus expuesto a diferentes concentraciones de 
cafeína durante 30 días. Los valores representan el promedio y el error estándar basados en cuatro 
repeticiones en un volumen de 50 ml. 
30 
CONTROL 50 mg L-
1 
25 
20 
15 
10 
5 
.- O 
ro ...... 
.8 30 
100 mg L-1 150 mg L-1 --
ro 25 
e 
o .- 20 
Ü 
.25 15 
O 
Q. 10 
"O 
ro 5 "O 
(/) 
O e 
ID 
O 
30 
200 mg L-1 250 mg L-1 
25 
20 
15 
10 
5 
O 
O 5 10 15 20 25 30 O 5 10 15 20 25 30 
Tiempo (días) Tiempo (días) 
Supervivencia (lx) y fecundidad (mx) 
En la figura 6 se muestran las gráficas relacionadas con la supervivencia y la 
fecundidad de M. macrocopa bajo el efecto de la cafeína en diferentes 
concentraciones, donde se puede observar que esta especie se vio afectada tanto 
en la supervivencia como en la reproducción incluso es evidente la preferencia de 
los organismos a invertir energía en supervivencia que en reproducción. 
La tendencia de los organismos que se encuentran bajo el estímulo de más de 15 
mg L-1 de cafeína es disminuir su supervivencia, debido a que en las 
concentraciones más altas el promedio de supervivencia se redujo a partir del día 
dos y los organismos tuvieron una longevidad máxima de ocho días, mientras que 
en el tratamiento testigo comenzó a disminuir a partir del cuarto día y los 
individuos sobrevivieron hasta el día 16. 
En cuanto a la fecundidad, fue muy notorio que los organismos se vieron 
afectados por el tóxico debido a que el número de neonatos de los tratamientos 
con una mayor concentración de cafeína fue menor a un 66 % aproximadamente 
en comparación al grupo control, por ejemplo, el tratamiento de 40 mg L-1 mostró 
un número máximo de neonatos de aproximadamente tres organismos en el día 
siete, mientras que el grupo testigo tuvo un máximo de nueve neonatos en el día 
12. 
En los tratamientos con menor cantidad de tóxico, de igual manera se pudo 
observar que la reproducción del grupo control y del tratamiento con 7.5 mg L-1 de 
cafeína comenzó cerca del tercer día y continúo así hasta el fin de su ciclo de vida, 
sin embrago en los demás tratamientos el inicio de la reproducción se vio afectado 
por ejemplo, en los tratamiento de 30 y 40 mg L-1, la reproducción comenzó en el 
séptimo día y solo se extiende hasta el octavo o noveno día (Figura 6). 
Los efectos del tóxico sobre la reproducción y supervivencia de P. patulus se 
muestran en la figura 7 donde se puede observar que la supervivencia fue 
afectada debido a que el número de días que los organismos se pueden sobrevivir 
bajo la influencia de la cafeína se reduce aproximadamente el 50 % del tiempo en 
comparación al tratamiento testigo, los organismos que no estuvieron en contacto 
con el tóxico tuvieron una supervivencia mayor a 20 días, mientras que los demás 
tratamientos tuvieron una supervivencia no mayor a los diez días. En cuanto a la 
reproducción, al igual que la supervivencia, se redujo tanto en tiempo como en el 
número de neonatos, los organismos se reprodujeron en menor cantidad, en el 
grupo control el primer pico máximo de neonatos se registró en el día seis, 
mientras que en el tratamiento con 50 mg L-1 de cafeína se reportó en el día diez, 
por el contrario en el tratamiento con 250 mg L-1 no se observó un registro claro de 
reproducción (Figura 7). 
 
Figura 6. Supervivencia y fecundidad de M. macrocopa con diferentes concentraciones 
de cafeína. Media y error estándar obtenidos de cuatro repeticiones en un volumen de 50 
ml. 
CONTROL 12 CONTROL 1 ,0 
0,8 9 
0 ,6 6 
0,4 
0,2 
3 
0 ,0 O 
7.5 mg L-1 
12 
7.5 mg L-1 1 ,0 
0,8 9 
0,6 6 
0,4 ---~ 
0,2 ~3 
~ , 
0 ,0 ~ O 
..o 
E --- 15mgL-1 0)12 15 mg L-1 x 1 ,0 ..c ........-
en ro 0 ,8 O 9 
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C 0 ,6 ro 
O) c 6 
> 0,4 O 
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0,2 ..s 3 O) 
Cl. "'O 
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en 0 ,0 ro O "'O 
"'O 
30 mg L-1 
C 12 
30 mg L-1 1,0 :::::¡ ü 
0 ,8 .f.9 
0,6 6 
0,4 
0 ,2 
3 
0,0 O 
40 mg L-1 
12 
40 mg L-1 1 ,0 
0 ,8 9 
0,6 6 
0,4 
0 ,2 3 
0,0 O 
O 2 4 6 8 10 12 14 O 2 4 6 8 10 12 14 
Edad (días) 
 
Figura 7. Supervivencia y fecundidad de P. patulus con diferentes concentraciones de cafeína. 
Media y error estándar obtenidos de cuatro repeticiones en un volumen de 50 ml. 
CONTROL 3 CONTROL 1 ,0 
0 ,8 
2 
0 ,6 
0,4 1 
0 ,2 
0 ,0 ° 
50 mg L-1 
3 
50 mg L-1 1 ,0 
0 ,8 
2 
0 ,6 
0 ,4 1 
0 ,2 -0,0 -r-~ O 
~ 3 
100 mg L-1 
, 
1 ,0 ro 100mgL-1 '-..c 
0 ,8 E 2 - ID X 0 ,6 ..c. -ro 0 ,4 en 0 1 - (.) ---e 0,2 ro 
ID e 
> 0 ,0 0 o -2: ID 
-S 3 ID 1 ,0 150 mg L -1 150 mg L-1 c.. -o 
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en 0,8 :0 2 
0 ,6 -o e 
:::J 
0 ,4 (.) 1 
ID 
0 ,2 ~ 
0 ,0 ° 
200 mg L-1 
3 
200 mg L-1 1 ,0 
0 ,8 
2 
0 ,6 
0 ,4 1 
0,2 
0 ,0 ° 
250 mg L-1 
3 
250 mg L-1 1,0 
0 ,8 
2 
0 ,6 
0,4 1 
0 ,2 
0 ,0 ° °5 10 1 5 20 25 ° 5 10 1 5 20 25 
Edad (días) 
Tablas de vida 
Moina macrocopa no mostró una diferencia estadísticamente significativa (P < 
0.05) para promedio de vida, expectativa de vida y tiempo generacional, sin 
embargo se observó una ligera disminución en los tratamientos con 
concentraciones mayores a 15 mg L-1, el promedio de vida de los tratamientos con 
una concentración de cafeína mayor a 15 mg L-1 llego a un máximo de seis días, 
mientras que en los demás tratamientos se mantuvo con un máximo de ocho días. 
Se registró una diferencia estadísticamente significativa (P < 0.05) en la tasa bruta 
y neta de reproducción, donde los dos tratamientos con una mayor concentración 
de cafeína se vieron drásticamente disminuidos llegando a un mínimo de menos 
de diez neonatos, mientras que los demás tratamientos, incluido el grupo control 
tuvieron un máximo de aproximadamente 30 neonatos para la tasa de 
reproducción bruta, de igual manera en la tasa de reproducción neta los 
tratamientos más afectados fueron los dos con concentraciones más altas 
teniendo una disminución de entre 67 % y 89 %. 
La tasa de crecimiento poblacional también mostró una diferencia 
estadísticamente significativa (P < 0.05) en concentraciones de 30 y 40 mg L-1 en 
comparación con el tratamiento control, donde se observó una disminución 
aproximada del 50 % (Figura 8). 
En cuanto a las variables de P. patulus se observó que el promedio de vida y la 
expectativa de vida mostraron una disminución estadísticamente significativa (P < 
0.05) en cualquiera de los tratamientos donde los organismos se mantuvieron en 
contacto con el tóxico, teniendo un mayor efecto en concentraciones más altas de 
cafeína, donde se disminuyó aproximadamente un 63.64 %. 
En cuanto a la tasa reproductiva bruta y neta hubo una diferencia estadísticamente 
significativa (P < 0.05) en comparación al control, donde se observó que la cafeína 
tuvo un efecto mayor en la reproducción a partir de 150 mg L-1 donde la 
reproducción bruta tiene una disminución del 92.1 % es decir, el tratamiento sin 
tóxico tuvo un aproximado de 14 neonatos mientras que el tratamiento de 250 mg 
L-1 solo un neonato. 
La tasa de crecimiento poblacional fue una de las variables más afectadas con 
una diferencia estadísticamente significativa (P < 0.05) debido a que en los dos 
tratamientos con concentraciones más altas se observó una “r” negativa lo que 
significa que esa cantidad de tóxico no permitió el crecimiento de organismos 
(Figura 9). 
 
 
Figura 8. Variables demográficas de tabla de vida de M. macrocopa con diferentes 
concentraciones de cafeína. Media y error estándar obtenido de cuatro repeticiones. Las letras 
diferentes indican diferencias significativas entre los tratamientos. 
10 Promedio de vida 10 Expectativa de vida 
8 
...-... 
CJ) 
ro ,- 6 
"'C -"'C ro 4 
"'C 
W 
2 
8 
...-... 
CJ) 
ro ,- 6 
"'C -"'C 
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W 
2 
40 Tasa de reproducción bruta 14 
a 
CJ) 
o 
30 
ro 20 
e 
o 
Q.) 
Z 10 
8 
6 
~ 
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a 
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Tiempo generacional 
C 7.5 15 30 40 
o 
12 
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Q.) ~ 04 E- ' 
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CJ) Q. 
ro 
1- 0 ,1 
Tasa de reproducción neta 
a 
a 
a a 
b 
Tasa de crecimiento 
poblacional 
a 
b 
b 
C 7.5 15 30 40 
Concentración de cafeína (mg L-1) 
 
Figura 9. Variables demográficas de tabla de vida de P. patulus con diferentes concentraciones de 
cafeína. Media y error estándar obtenido de cuatro repeticiones. Las letras diferentes indican 
diferencias significativas entre los tratamientos. 
12 
10 
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CJ) 8 
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10 
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ro 
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W 
2 
Expectativa de vida 
a 
b b 
b b 
b 
18 Tasa de reproducción bruta 5 Tasa de reproducción neta 
16 
14 
12 
CJ) 
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ro 
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12 Tiempo generacional 
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o 
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Tasa de crecimiento 
poblacional 
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-0,5 '----------------
C 50 100150200 250 
Concentración de cafeína (mg L-1) 
DISCUSIÓN 
Los contaminantes emergentes tienen un efecto adverso en el sistema de diversos 
organismos, tal es el caso de los invertebrados acuáticos (Daughton y Ternes, 
1999) se ha demostrado en muchos bioensayos la sensibilidad de los rotíferos y 
cladóceros a estas sustancias (Isidori et al., 2005), sin embargo existen pocas 
publicaciones respecto a los efectos de sustancias antropogénicas. Diversas 
especies de zooplancton han sido utilizadas como indicadores biológicos en 
ensayos toxicológicos ya que cumplen con ciertas características como amplia 
distribución, tolerancia o sensibilidad a sustancias tóxicas entre otras. Los rotíferos 
son uno de los componentes zooplanctónicos más importantes en los sistemas 
acuáticos (Snell, 2007). 
Diferentes especies de rotíferos pertenecientes a la familia Brachionidae, ya han 
sido utilizadas ampliamente en estudios ecotoxicológicos debido a sus 
características intrínsecas (Wallace, 2002) y a su sensibilidad a cambios en la 
calidad del agua (Snell, 2007), la especie Plationus patulus es una especie muy 
popular en ecotoxicología y ha sido incluida como organismo de bioensayo en la 
American Society for Testing Materials (ASTM, por sus siglas en inglés) (ASTM, 
1991). 
Se ha demostrado que P. patulus es sensible a metales pesados como plomo (Pb) 
y cadmio (Cd) (García-García et al., 2007) y a algunos otros contaminantes de 
diferente orígen como son los productos farmacéuticos, antiinflamatorios y 
analgésicos comúnmente usados en México (ANAFARMEX, 2010). Los resultados 
de estos trabajos ayudan a confirmar lo obtenido y observado en esta 
investigación, donde se probó el efecto de una sustancia de uso común como es 
la cafeína, demostrando que tiene un efecto negativo en la demografía de P. 
patulus, ya que al estar en contacto con el tóxico la población no alcanzó su 
máximo desarrollo debido a la mortandad anticipada de los organismos, y al poco 
éxito reproductivo. Al igual que este trabajo, se realizó una prueba con cafeína y 
algunos otros contaminantes como fármacos, en donde se observaron resultados 
similares a los obtenidos con cafeína y P. patulus, como la sensibilidad de los 
organismos teniendo tasas de crecimiento poblacional negativas y una baja 
reproducción (Sarma et al., 2014). En un trabajo previo se demostró que existen 
diferencias significativas en las tasas de crecimiento poblacional de P. patulus 
conforme aumentaba la concentración del tóxico, donde se observarón tasas 
negativas a partir de 200 mg L-1 lo que concuerda con el presente estudio donde 
las tasas negativas y la inhibición del crecimiento poblacional se observó desde 
los 100 mg L-1 (Gómez et al., 2014). 
Se ha documentado la sensibilidad de los cladóceros a tóxicos vertidos en el 
ambiente, demostrando su eficiencia como indicadores biológicos; por ejemplo, se 
demostró que Moina macrocopa demuestra sensibilidad a la presencia de cadmio 
en cuanto a crecimiento poblacional y reproducción (García-García et al., 2004), 
no solo se han hecho pruebas para demostrar su sensibilidad a metales pesados 
también existen trabajos que prueban y reportan una alta sensibilidad a fármacos 
(Sarma et al., 2014) y a sustancias naturales como cianotoxinas (Zamora Barrios 
et al., 2014). En este ensayo se ha demostrado la sensibilidad de Moina 
macrocopa a tóxicos comunes como la cafeína, teniendo como resultado efectos 
adversos tanto en reproducción como en crecimiento poblacional. Estudios previos 
indicanque Ceriodaphnia cornuta es más resistente a metales pesados como 
cobre y cadmio en comparación con Brachionus plicatilis (Garatachia-Vargas et 
al., 2006) en este trabajo se observó claramente que la población de rotíferos es 
menos sensible a la cafeína que la población de cladóceros, esto claramente 
indica una respuesta diferente de acuerdo a la clase y el contaminante. 
Aún no se han evaluado los niveles actuales de cafeína en México, sin embargo, 
se ha demostrado el efecto de ciertos contaminantes emergentes sobre especies 
de invertebrados como para otros organismos (Gil et al., 2012). A pesar de que la 
cafeína tuvo un mayor efecto negativo en los rotíferos la CL50 fue mayor que en los 
cladóceros, lo que los hace menos sensibles al tóxico, esto concuerda con los 
antes descrito por Martínez Gómez y sus colaboradores (2014) quienes reportan 
una CL50 mayor a 250 mg/L-1 para poblaciones de Plationus patulus. 
Los resultados obtenidos concuerdan con la hipótesis establecida al inicio de esta 
investigación, dónde se esperaba que a mayor cantidad de cafeína en el medio se 
puedan observar efectos adversos en la reproducción y supervivencia de ambas 
especies. Los valores obtenidos para CL50 de ambas especies muestran un alto 
nivel de tolerancia para P. patulus (>250 mg/L-1) y alto nivel de sensibilidad para 
M. macrocopa (7.5 mg/L-1) comparado con lo reportado en la literatura para 
Daphnia magna con 182 mg/L-1 (Waiser et al., 2011). Se ha reportado que la 
tolerancia a la cafeína es menor en P. patulus en comparación a Brachionus 
calyciflorus (CL50 1018 mg/L-1 en 24 horas.) (Zarelli et al., 2014). 
En esta investigación los organismos mostraron tener diferente sensibilidad para el 
mismo toxico, ya ha sido reportado anteriormente la toxicidad y capacidad de 
bioacumulación de ciertas sustancias consideradas contaminantes 
antropogénicos, lo que ha provocado efectos adversos en especies de 
invertebrados, así como en otros organismos (Gil et al., 2012), con este trabajo y 
otras investigaciones se ha demostrado el efecto negativo de la cafeína sobre las 
tasas de crecimiento de ambos organismos, además de reducir su supervivencia y 
capacidad reproductiva, especialmente mientras se incrementó el tiempo de 
exposición en dosis altas esto concuerda con lo antes sugerido por investigadores 
como Daughton y Ternes (1999) quienes mencionaron la posibilidad de que 
ciertos tóxicos en concentraciones altas pueden llegar a ser letales. En la 
naturaleza las concentraciones de cafeína en aguas residuales van μg·L-1 a ng·L-1, 
lo que está por debajo de la concentración letal media de zooplancton (Vryzas et 
al., 2008; Knee et al., 2010), sin embargo, en concentraciones naturales y con 
tiempos de exposición largos podrían tener efectos negativos a largo plazo en las 
poblaciones de organismos tanto invertebrados como peces debido a la 
exposición prolongada (Sarma et al., 2014). 
Los resultados de la exposición crónica a cafeína muestran una inhibición en la 
reproducción de ambas poblaciones, baja producción de huevos y el incremento 
de desapego a los huevos lo que provoca un decremento en el crecimiento 
poblacional, dichas observaciones concuerdan con lo obtenido por Gómez y 
colaboradores en 2014. Si bien las concentraciones de cafeína utilizadas en esta 
investigación son mayores y un poco alejadas de las concentraciones reales 
encontradas en cuerpos de agua, es bien sabido que los contaminantes 
emergentes no están en el medio como químicos aislados, sino como una mezcla 
de muchos químicos, cuales generan un efecto distinto al que se obtiene solo con 
un toxico (Gómez et al., 2014). 
Muchos tóxicos se encuentran juntos en cuerpos de agua naturales y sus efectos 
pueden ser sinérgicos o antagónico (Santos et al., 2010). En un estudio de 
toxicidad aguda con Daphnia magna expuesta a una mezcla de fluoxetina y ácido 
clofíbrico causando una mortalidad significativa y malformación, mientras que en 
las mismas concentraciones pero con los tóxicos separados no se observan 
efectos (Gómez et al., 2014) estas observaciones confirman que la mezcla de 
tóxicos puede generar efectos adicionales. 
Es de gran importancia hacer estudios crónicos y agudos para determinar los 
efectos y el impacto que los contaminantes pueden provocar en el sistema 
acuático, algunas recomendaciones para investigaciones futuras incluyen pruebas 
con mezclas de químicos en ensayos crónicos y generacionales. Se ha registrado 
anteriormente el efecto de metales pesados a través de generaciones F1 Y F2 
como el mercurio causando anormalidades en hembras (Wescott et al., 2011) lo 
cual concuerda con lo obtenido en un ensayo con el fármaco Vinclozolin donde de 
igual manera se encontraron anormalidades en hembras y en los neonatos de la 
F1 (Alvarado-Flores et al., 2015). El monitoreo constante de varios tóxicos debería 
incluir a la cafeína en cuerpos de agua en México, especialmente los que son 
rellenados con agua de desecho parcialmente tratada. 
CONCLUSIONES 
 La cafeína es una sustancia de uso común en México, además que se 
encuentra en forma natural, sin embargo muestra un efecto negativo en la 
demografía de Moina macrocopa y Plationus patulus. 
 
 De acuerdo a los resultados se observa un efecto negativo en tasas de 
crecimiento, abundancia máxima y tasas de reproducción de ambas 
poblaciones. 
 
 Debido a esta y más investigaciones relacionadas con la cafeína, se 
considera dañina para organismos acuáticos, por lo cual es importante un 
monitoreo constante para estas y más sustancias. 
 
 
 
 
 
 
 
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