Panagrellus-redivivus-como-indicador-ecotoxicologico-de-aguas

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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO 
MAESTRIA EN MICROBIOLOGIA 
Panagrellus redivivus como indicador 
 ecotoxicológico de aguas. 
 TESIS 
QUE PARA OPTAR POR EL GRADO DE 
MAESTRIA EN MICROBIOLOGIA 
PRESENTA: 
ADRIANA LUCILA GARULO FUENTES 
 TUTORES 
D. EN C. ENRIQUE SALAS TELLEZ 
FACULTAD DE ESTUDIOS SUPERIORES CUAUTITLÁN C-4 
DRA. EN C. MARIBEL QUEZADA CRUZ 
UNIVERSIDAD TECNOLÓGICA DE TECÁMAC 
CUAUTITLÁN IZCALLI, SEPTIEMBRE 2016. 
 
 
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ABSTRACT ...................................................................................................................................... 1 
RESUMEN ...................................................................................................................................... 2 
1.0. INTRODUCCIÓN .................................................................................................................. 3 
2.0 JUSTIFICACIÓN ......................................................................................................................... 6 
3.0. MARCO TEÓRICO .................................................................................................................... 7 
3.1. Contaminación del agua por nitratos ................................................................................... 7 
3.1.1. Fuentes de nitratos vinculadas a la Actividad Humana .................................................. 7 
3.1.2. Enfermedades relacionadas a la ingestión de nitratos ................................................... 9 
3.1.2.1. Metahemoglobinemia (cianosis infantil). ................................................................... 9 
3.1.2.2. Carcinogénesis ..................................................................................................... 10 
3.2. Contaminación del agua por metales pesados. .................................................................. 10 
3.2.1. Daños por plomo ........................................................................................................ 12 
3.2.2. Daños por otros metales pesados, entre ellos el Zinc. ................................................. 13 
3.3. Ensayos de toxicidad ......................................................................................................... 15 
3.3.1. Toxicidad aguda .......................................................................................................... 15 
3.3.2. Toxicidad crónica: ....................................................................................................... 15 
3.4. Bioindicadores y/o Biomonitores ....................................................................................... 16 
3.4.1. Microorganismos utilizados como bioindicadores y/o biomonitores ........................... 18 
3.5. Panagrellus redivivus ......................................................................................................... 22 
3.5.1. Descripción general de los nematodos ........................................................................ 24 
3.5.2. Características Panagrellus redivivus ........................................................................... 24 
3.5.3. Ciclo de vida. .............................................................................................................. 26 
3.5.4. Hábitat. ...................................................................................................................... 27 
 
 
3.5.5. Crecimiento de Panagrellus redivivus. ......................................................................... 27 
4.0. ANTECEDENTES (estado del arte) .......................................................................................... 28 
5.0. OBJETIVOS ............................................................................................................................ 34 
6.0. HIPÓTESIS ............................................................................................................................. 34 
7.0. METODOLOGÍA ..................................................................................................................... 34 
7.1.1. Obtención de los organismos estadío J2......................................................................... 35 
7.1.2. Control del cultivo .......................................................................................................... 36 
7.2. Determinación de características físicas (tinción simple). .................................................. 36 
7.2.1. Determinación del contenido de proteína. .................................................................. 37 
7.2.2. Prueba de toxicidad en presencia de N-NO3 ................................................................ 37 
7.2.3. Prueba de toxicidad en presencia de metales pesados. ............................................... 40 
7.2.4. Prueba de medición del crecimiento ........................................................................... 40 
7.2.6. Inhibición y diferencia del crecimiento. ....................................................................... 42 
7.2.6. Maduración ................................................................................................................ 43 
8.0. RESULTADOS Y DISCUSIÓN .................................................................................................... 44 
8.1. Selección del medio de cultivo. .......................................................................................... 44 
8.2 Determinación de características físicas (tinciones). ........................................................... 45 
8.3. Prueba toxicológica en presencia de N-NO3 ....................................................................... 47 
8.3.1. Medición de la sobrevivencia ...................................................................................... 47 
8.3.2. Medición del crecimiento ........................................................................................... 48 
8.4. Prueba toxicológica en presencia de plomo y zinc.............................................................. 53 
8.4.1. Medición de la sobrevivencia en Pb y Zn ..................................................................... 53 
8.4.2. Medición del crecimiento y maduración en Pb y Zn .................................................... 57 
 
 
9.0. CONCLUSIONES ..................................................................................................................... 63 
10.0. RECOMENDACIONES ........................................................................................................... 64 
BIBLIOGRAFÍA .............................................................................................................................. 65 
ANEXOS ....................................................................................................................................... 71 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
INDICE DE FIGURAS 
Figura 1. Morfología de macho y hembra de Panagrellus redivivus .............................................. 25 
Figura 2. Metodología para la prueba de toxicidad ..................................................................... 398 
Figura 3. Metodología parala pruebe de toxicidad. (Continuación) .............................................. 39 
Figura 4. P. redivivus en presencia de tóxico (Rojo Congo) ........................................................... 46 
Figura 5. Crecimiento de P. redivivus en presencia de nitratos ..................................................... 49 
Figura 6. Concentración letal de nitratos para P. redivivus.8.3.3. Medición de la maduración. ...... 51 
Figura 7. Concentración letal de plomo en P. redivivus ................................................................. 55 
Figura 8. Concentración letal de Zn en P. redivivus ....................................................................... 56 
Figura 9. Crecimiento de P. redivivus en presencia de plomo ....................................................... 58 
Figura 10. Crecimiento de P. redivivus en presencia de Zinc ......................................................... 60 
 
 
 
INDICE DE TABLAS 
Tabla 1. Listado de especies candidatas de ambientes dulceacuícolas .......................................... 19 
Tabla 2. Listado de especies candidatas de ambientes salobres y marinos .................................... 20 
Tabla 3. Listado de especies candidatas de ambientes terrestres ................................................. 21 
Tabla 4. Comparación proteíca de P. redivivus en diferentes sustratos ........................................ 45 
Tabla 5. Porcentaje de sobrevivencia de P. redivivus en presencia de nitratos ............................. 47 
Tabla 6. Diferencia significativa del crecimiento entre el control y el tóxico (nitratos) .................. 50 
Tabla 7. Diferencia significativa de la maduración entre el control y el tóxico (nitratos)................ 52 
Tabla 8. Sobrevivencia del nematodo en presencia de plomo ....................................................... 54 
Tabla 9. Sobrevivencia del nematodo en presencia de zinc ........................................................... 56 
Tabla 10. Diferencia significativa de crecimiento y maduración en presencia de Pb ...................... 57 
Tabla 11. Diferencia significativa en crecimiento y maduración en presencia de Zn ...................... 59 
1 
 
ABSTRACT 
 
The management of wastewater from different industries in Mexico has been a constant 
problem, most of the human, animal and industry wastes are generally poured into static 
or moving water bodies, then, most of these waters are used for irrigation in agriculture 
without any treatment. The proximity of aquifers, rivers or wells to the contaminated waters 
allows the contamination of it for simple contact or filtration, and any living population is 
susceptible to acquire a myriad of diseases with different etiologies. 
The presence of various pollutants such as nitrates, pesticides, heavy metals and 
hydrocarbons, among others, require the analysis to avoid damages. However, it is not 
economically feasible to determine the toxicity of all substances in contaminated water. 
Assays for identifying toxic inorganic pollutants provide results using biological agents 
useful for the protection of public health. Therefore, the aim of this study was to determine 
the feasibility of using Panagrellus redivivus as bioindicator of water pollution by nitrates 
and heavy metals (lead and zinc) in a research period of 96 hours. Two culture media 
were tested for growth of microworm (bread + yeast, and oat + yeast) to get the best 
massive culture of microworm. Different dyes were tested to obtain the best stain and to 
observe adequately to P. redivivus. A bioassay was performed, it involved the exposure of 
P. redivivus to the test samples prepared in the laboratory and the biological effects were 
determined by measuring the survival, growth and maturation in each problem group and 
the control. 
 
The medium yeast-oatmeal was the best to get Panagrellus redivivus massive growth. The 
Congo red and methylene blue were the appropriate dyes to look clearly and definitely the 
microworms. The goals set at the beginning of this project were successfully achieved, it is 
feasible to use Panagrellus redivivus as bioindicator of pollution by nitrates, lead and zinc. 
For higher concentrations of nitrate 30 mg / L N-NO3 and for lead and zinc to a 
concentration of 0.05 mg lead / L and 10 mg Zn / L. In addition to that, the tests are cheap, 
accessible and easy to carry out in the laboratory, which allow to see the P. redivivus as a 
potential microworm to be considered as a good bioindicator of contamination. 
 
 
2 
 
RESUMEN 
 
El manejo de las aguas residuales de diferentes industrias en México ha sido un problema 
constante ya que la mayoría, son empleadas sin previo tratamiento para riego en la agricultura. La 
cercanía de mantos acuíferos, ríos o pozos potables con estas aguas contaminadas permiten por 
simple contacto o filtración la contaminación del agua potable, y cualquier población de seres vivos 
es susceptible de adquirir un sin fin de enfermedades con diversas etiologías. 
La presencia de diversos contaminantes como nitratos, plaguicidas, hidrocarburos y metales 
pesados entre otros, hace necesario el análisis de las mismas para evitar daños masivos. Sin 
embargo, es poco viable, económicamente hablando, el determinar la toxicidad de todas las 
sustancias que aparecen en el agua contaminada. Los ensayos que utilizan agentes biológicos 
proporcionan resultados útiles para la protección de la salud pública. Por lo anterior, el objetivo de 
este estudio fue determinar la factibilidad de utilizar Panagrellus redivivus como bioindicador de 
contaminación de agua por nitratos y metales pesados (plomo y zinc). Se probaron dos medios 
para crecimiento del microgusano (uno de pan más levadura y otro de avena más levadura) para 
obtener el mejor cultivo masivo del microgusano. Se probaron diferentes colorantes para obtener la 
mejor tinción y observar de manera adecuada a Panagrellus redivivus. Se llevaron a cabo 
bioensayos que consistieron en la exposición de Panagrellus redivivus a concentraciones de 5 a 50 
y control negativo mg/L N-N03, de 0.01 a 0.8 mg/L de plomo y control negativo, de 3 a 10 mg/L de 
Zinc y control negativo. 
Se determinaron los efectos biológicos a través de la medición de la sobrevivencia, crecimiento y 
maduración en cada uno de los grupos problema y el control. El medio avena-levadura fue el más 
adecuado para obtener un mejor crecimiento masivo de Panagrellus redivivus. El rojo Congo fue el 
colorante adecuado para observar de manera más clara y nítida al microgusano. 
En el caso de nitratos se tuvo diferencia significativa en sobrevivencia a una concentración de 37 
mg/L N-N03 (Nitrógeno en forma de nitrato) y en crecimiento y maduración a concentraciones 
superiores a 5 y 10 mg/L N-N03 respectivamente. Para plomo se tuvo diferencia significativa en 
sobrevivencia a una concentración superior a 0.01 mg/L y para crecimiento y maduración con 
concentraciones de 0.01 y 0.03 mg/L respectivamente. Para zinc, la diferencia significativa en 
sobrevivencia fue a una concentración superior a 5 mg/L y para crecimiento y maduración se tuvo 
diferencia significativa en todas las concentraciones probadas (3, 4, 5 y 10 mg/L). Panagrellus 
redivivus se puede utilizar como bioindicador de efectos subletales en presencia de contaminación 
por nitratos, plomo y zinc ya que presentó sensibilidad ante estos contaminantes. 
 
 
 
3 
 
 
1.0. INTRODUCCIÓN 
El agua es la vida del planeta. Por ello, luchar por recuperar la salud de nuestros ríos, 
lagos y humedales es luchar por la salud y la vida de los pueblos que habitamos. 
Actualmente se estiman en más de 1100 millones las personas que no tienen garantizado 
el acceso al agua potable; y como consecuencia de ello, unas 10 000 mueren cada día, 
en su mayoría niños, al ser ellos los más vulnerables. Frente a esta situación, desde las 
institucioneseconómicas y financieras internacionales, se viene promoviendo un modelo 
de globalización basado en el libre mercado que propugna la mercantilización del medio 
ambiente, de los servicios y patrimonios ambientales y en particular de los servicios 
públicos de agua y saneamiento (Arrojo, 2006). 
Biológicamente el agua constituye el medio esencial para el desarrollo de los procesos 
químicos que se producen en el interior de los seres vivos (metabolismo). Todos los 
organismos contienen agua como principal elemento constituyente de su cuerpo, desde 
un 50% en algunos insectos hasta más del 90% en las medusas y en los seres humanos 
existe un 65 a 75% de agua. Geológicamente, el agua surgió en la Tierra por 
condensación de las nubes de vapor de la atmósfera primitiva que al caer enfrió poco a 
poco la corteza del planeta. Constituye uno de los principales agentes modeladores de la 
morfología terrestre y actúa como medio en el que se producen reacciones químicas y 
como elemento erosionador por su acción mecánica. En su mayor parte (98.72%) se 
encuentra en los mares en forma líquida; el resto se distribuye entre los hielos polares, 
ríos, lagos y el vapor de la atmósfera. Químicamente el agua es un compuesto formado 
por dos átomos de hidrógeno y uno de oxígeno que constituyen una molécula polar, 
alcanza el punto de ebullición a los 100° C y a los 0° C el de congelación. Tiene un calor 
específico alto, por lo que conserva muy bien el calor y es un mal conductor de la 
corriente eléctrica. El agua es una sustancia inodora, insípida e incolora en pequeñas 
cantidades y verdosa azulada en grandes masas. Su fórmula química es (H2O). Todos 
los seres vivos vertebrados o invertebrados, vegetales y animales en el planeta Tierra 
deben su existencia al agua. El agua es esencial en toda célula, es el medio donde se 
disuelven todos los elementos sólidos y se producen las reacciones químicas. El agua es 
imprescindible para la digestión ya que la desintegración de los hidratos de carbono, 
proteínas y grasas necesitan de agua. El agua disuelve los desechos, regula el 
4 
 
metabolismo y distribuye el calor orgánico, a la vez que enfría el cuerpo con el sudor. El 
promedio de agua perdida por un ser humano al día es de dos litros, aunque varía según 
el clima y las actividades. El ser humano puede vivir muchas semanas sin alimentos pero 
sin agua sólo unos días por lo que el agua perdida por el cuerpo debe ser reemplazada 
prontamente. Los vegetales, las frutas y otros alimentos contienen aproximadamente el 
95% de agua. El agua es esencial, sin embargo si se encuentra contaminada, afecta a 
todos los seres vivos y el medio ambiente; se contamina con compuestos como ácidos, 
bases, aromáticos, colorantes y metales pesados (Ortega, 2004). 
Los nitratos son el contaminante más conocido debido a la contaminación de agua 
subterránea, producto de la fertilización excesiva en tierras cultivables de forma orgánica 
e inorgánica o de la inadecuada disposición de las aguas residuales, tanto industriales 
como domésticas las cuales son vertidas en cuerpos de agua que posteriormente se 
utilizan como riego, se ha constituido en un problema de salud pública en los países 
considerados desarrollados y en vías de desarrollo sobre todo en la población infantil y en 
comunidades cercanas a áreas agrícolas (Larios, 2009). 
 
Contaminación del agua por metales pesados. 
 
Los altos niveles de metales pesados como plomo, níquel, cadmio y manganeso, 
presentes en agua negras utilizadas para riego agrícola, pueden acumularse en los 
suelos, estos sistemas de suma importancia para la agricultura. Por su carácter no 
biodegradable, la toxicidad que ejercen sobre los diferentes cultivos y su biodisponibilidad, 
puede resultar peligrosa. Los metales pesados son de cuidado porque tienden a 
bioacumularse en diferentes cultivos. La bioacumulación significa un aumento en la 
concentración de un producto químico en un organismo vivo en cierto plazo de tiempo, 
comparada a la concentración de dicho producto químico en el ambiente. Algunos 
metales pesados son esenciales para mantener un correcto metabolismo en los seres 
vivos y en particular en el cuerpo humano. Sin embargo, en concentraciones más altas 
pueden conducir al envenenamiento (Prieto et al., 2009). 
 
Para detectar contaminantes en el agua se han diseñado diferentes métodos y técnicas 
entre los que se encuentran la espectrofotometría de absorción atómica, 
5 
 
espectofotometría de plasma de acoplamiento inductivo o colorimétricos, los cuales al ser 
utilizados para la realización de análisis son de muy alto costo y se requiere personal 
altamente calificado para la interpretación. En la actualidad, en México, los parámetros 
establecidos para la vigilancia y control de la contaminación de descargas de aguas 
residuales, se basan en la medición de contaminantes individuales que no representan el 
potencial toxicológico de las mismas, y proporciona información de poca utilidad para la 
protección del ambiente. Es por ello que se ha considerado el desarrollo de métodos de 
evaluación biológica de la toxicidad (Pica et al., 2000). El uso de estos micrométodos 
toxicológicos con invertebrados representa una reducción significativa en costo tiempo y 
espacio de experimentación (Aoki et al., 2005). 
 
 Se están desarrollando técnicas alternativas (Bioensayos), relativamente sencillas y 
económicas a partir de la reproducción de microorganismos acuáticos, los cuales 
modifican su ciclo de vida normal al ser afectados con determinados compuestos 
presentes en el agua contaminada. El principal valor de estos métodos radica en su 
capacidad para evidenciar la toxicidad resultante de las interacciones de los innumerables 
constituyentes que componen a las descargas, característica que ha contribuido a su 
amplia aceptación en diversos sectores de la investigación y agencias responsables de la 
contaminación ambiental. Esta cualidad, hasta el momento es exclusiva de los métodos 
biológicos de evaluación toxicológica, los cuales proporcionan una medición holística de la 
toxicidad y permiten hacer pronósticos de mayor certidumbre sobre el riesgo ambiental 
(Pica et al., 2000). 
 
Una de las especies utilizadas para este tipo de evaluaciones de toxicidad es un 
nematodo acuático de vida libre denominado Panagrellus redivivus, en los ensayos de 
toxicidad aguda no se asocian con el contenido de los contaminantes, sin embargo, se 
observa efecto tóxico crónico sobre el crecimiento y maduración del nematodo (Salazar, 
2008). 
 
 
 
 
 
6 
 
2.0 JUSTIFICACIÓN 
El agua es un elemento esencial para todos los seres vivos, ya que de ésta depende la 
vida. La disponibilidad y acceso al agua potable segura previene enfermedades, lo 
esperado es que se encuentre libre de bacterias peligrosas, metales tóxicos disueltos o 
productos químicos dañinos, lo que ha despertado el interés y ocupación de científicos, 
tecnólogos y gobernantes en todo el mundo ya que es importante mantenerla apta para el 
consumo humano y animal, así como para la agricultura y piscicultura (Arrojo, 2006). 
El agua procedente de la industria minera, la de recubrimientos metálicos, las fundidoras, 
los cultivos agrícolas masivos, las producciones pecuarias intensivas y otras más, 
contaminan el agua con diversos compuestos químicos como son los nitratos, las sales 
de metales con plomo, zinc, mercurio, plata, níquel, cadmio y arsénico que son tóxicas 
para la flora y fauna tanto terrestre como acuática (Jiménez, 2001). 
Debido a la poca viabilidad económica para determinar la toxicidad específica de cada 
una de las sustancias contaminantes presentes en el agua por los métodos 
convencionales como lo son la cromatografía o espectrofotometría es necesario 
implementar alternativas que permitan determinar la concentración de dichas sustancias a 
un costo mucho menor (aunque no pueden sustituira las pruebas antes mencionadas 
dada la precisión de éstas) y que además proporcionen una visión integral de la afección 
de un pequeño ecosistema. Los ensayos de toxicidad se emplean con diferentes fines 
como es, el establecimiento de concentraciones aceptables de diferentes parámetros o la 
determinación del cumplimiento de la legislación, entre otras, y proporcionan resultados 
útiles para la protección de la salud pública y de la vida acuática, frente al impacto 
causado por la introducción de contaminantes en las aguas. Así surgen los bioensayos 
de toxicidad de los efluentes globales mediante la utilización de organismos vivos para la 
observación de cambios en su desarrollo o metabolismo normal. Una especie viable a ser 
utilizada en este tipo de bioensayos es el nematodo Panagrellus redivivus. Éste se ha 
empleado en pruebas de sensibilidad en el medio acuático para diversos contaminantes 
como los metales pesados, plaguicidas, fertilizantes, mezclas orgánicas, sedimentos 
urbanos y descargas industriales (Pica et al., 2000). 
http://www.miliarium.com/Paginas/Prontu/Tablas/Aguas/ContaminantesAgua.htm
7 
 
3.0. MARCO TEÓRICO 
El agudo deterioro de los ecosistemas impone a la sociedad adoptar no sólo medidas de 
reordenamiento ecológico, sino también hacer estudios que permitan comprender en qué 
medida y cuáles actividades del hombre contribuyen a tal deterioro y que, al mismo 
tiempo, ayuden a evaluar si está en peligro la salud del hombre (López et al., 2010). 
3.1. Contaminación del agua por nitratos 
 Distribución Natural de los Nitratos 
Los nitratos presentes tanto en el suelo como en las aguas subterráneas son resultado de 
la degradación microbiana de sustancias orgánicas nitrogenadas (como proteínas) en 
iones amónicos (NH4+), que luego son biológicamente oxidados hasta convertirse en 
nitritos y nitratos en un proceso de dos etapas: 
2 NH4+ + 2 OH + 3 02 2N02 + 2 H+ + 4 H20 (1) 
2 N02- + 02 2 N03- (2) 
Las anteriores dos reacciones son realizadas por diferentes bacterias: de la reacción (1) 
se encargan las nitrosomonas; y de la reacción (2) las nitrobacterias. Ambos organismos 
son quimolitótrofos aeróbicos (Madigan et al., 1984). 
 3.1.1. Fuentes de nitratos vinculadas a la Actividad Humana 
Las principales fuentes de nitratos en la zona rural son las relativas a los desechos de 
granjas y a ciertas prácticas de evacuación de excretas humanas. Los desechos animales 
son ricos en sustancias nitrogenadas que pueden convertirse en nitratos, y este problema 
se agudiza cuando las actividades pecuarias son de producción intensiva. La cantidad de 
nitrógeno en los desechos humanos se calcula en unos 5 kg por persona al año. Por otra 
parte, los iones amónicos de los efluentes se pueden convertir rápidamente en nitratos y 
penetrar libremente en el subsuelo (Martínez y Skender, 2002; Pacheco et al., 2002). 
El uso generalizado de fertilizantes en las actividades de producción agrícola intensivas, 
ha contribuido a elevar las concentraciones de nitratos en las aguas subterráneas 
8 
 
situadas debajo de zonas de cultivo (Lewis et al., 1998; Martínez y Skender, 2002; 
Pacheco et al., 2002; Pérez y Pacheco, 2002 y Larios, 2009). 
 
El uso de fertilizantes ha incrementado y modificado algunos compuestos en los suelos; 
en el caso de los nitrogenados que incluyen los nitratos de amonio (NH4NO3) y de sodio 
(NaNO3); la urea CO(NH2)2; el fosfato de amonio (NH4H2PO4) y los polifosfatos amónicos, 
entre otros, aportan al suelo los nutrientes básicos, pero en exceso para el desarrollo de 
las plantas (Martínez et al., 2010 y Prieto et al., 2009). 
 
Los lagos son especialmente vulnerables a la contaminación por nitratos, se genera un 
proceso llamado eutrificación, que es cuando el agua se enriquece de modo artificial con 
nutrientes (nitratos y fosfatos), lo que produce un crecimiento anormal de las plantas. Los 
fertilizantes químicos arrastrados por el agua desde los campos de cultivo pueden ser los 
responsables. El proceso puede ocasionar problemas estéticos, como mal sabor y olor del 
agua, y un cúmulo de algas o verdín desagradable a la vista, así como un crecimiento 
denso de las plantas con raíces, que provoca el agotamiento del oxígeno en las aguas 
más profundas y la acumulación de sedimentos en el fondo de los lagos, así como otros 
cambios químicos, tales como la precipitación del carbonato de calcio en las aguas duras. 
Otro problema cada vez más preocupante es la lluvia ácida, que ha dejado muchos lagos 
del Norte y Este de Europa así como del Noreste de Norteamérica totalmente 
desprovistos de vida (Pérez y Pacheco, 2004). 
El aumento de la población y de los sistemas productivos intensivos ha traído consigo un 
problema de manejo de excretas y un aumento de la contaminación ambiental. Es así que 
es imprescindible la aplicación de tecnologías alternativas para superar los inevitables 
inconvenientes que la producción de residuos genera. La liberación de diversos desechos 
y contaminantes en el ambiente provoca problemas en la salud pública humana, animal y 
vegetal, sobre todo cuando hay florecimientos de cianobacterias, que pueden impedir el 
aprovechamiento de tierras y acuíferos. La calidad de los recursos hídricos para diversos 
usos se ve afectada en diferentes grados para varias cuencas del país. Las causas del 
deterioro incluyen entre otras, la descarga a los cursos de aguas superficiales de líquidos 
de drenaje y pluviales, el vertido de efluentes industriales con nulo o escaso tratamiento, 
el aporte del arrastre de suelo con contenido de plaguicidas, fertilizantes, vertido de 
9 
 
desechos orgánicos pecuarios y otras sustancias, cuyas aguas experimentan cambios 
físicos y químicos, afectando por consiguiente las distintas comunidades que en ellos 
viven (Martínez et al., 2010; Pérez y Pacheco, 2002 y Pérez, 2004). 
La materia orgánica aportada en exceso altera el equilibrio químico natural del agua, al 
igual que el enriquecimiento de nutrientes inorgánicos como el nitrógeno y fósforo, que 
tienen como consecuencia un aumento no programado de la producción primaria. 
(Pacheco et al., 2002 y Jiménez, 2001). 
3.1.2. Enfermedades relacionadas a la ingestión de nitratos 
El uso extensivo de sistemas de saneamiento de disposición local de desechos puede 
conducir a elevadas concentraciones de nitratos en el nivel friático subyacente. Existen 
dos tipos de enfermedades cuyo origen tienen relación con el consumo de agua 
contaminada con elevadas concentraciones de nitratos: 
3.1.2.1. Metahemoglobinemia (cianosis infantil). 
Se trata de una enfermedad que afecta principalmente a los niños pequeños. Las 
probables consecuencias respecto a la salud de los niños que ingieren cantidades 
excesivas de nitratos (mayor a 10 mg/L) son un tópico que actualmente es objeto de 
constante preocupación desde el punto de vista médico La toxicidad del nitrato proviene 
de su reducción a nitrito, proceso que puede ocurrir bajo condiciones específicas en el 
estómago y en la saliva. El ión de nitrito que se forma oxida el hierro en las moléculas de 
la hemoglobina, transformándolo de ferroso (Fe2+) a férrico (Fe3+). La metahemoglobina 
así producida vuelve a la sangre incapaz de fijar de manera reversible el oxígeno, la cual 
da como resultado una anoxia y consecuentemente la muerte, cuando tal situación no se 
corrige a tiempo. Se ha descubierto que las mujeres gestantes que han consumido agua 
excedida de los límites han presentado abortos espontáneos, es importante enfatizar en 
que los nitratos son solubles en agua por lo que fácilmente se filtran hasta las fuentes 
subterráneas de agua y permanecer ahí por décadas (Lewis et al., 1988; Larios 2004 y 
Larios 2009). 
 
10 
 
3.1.2.2. Carcinogénesis 
En los últimos años ha aumentado el interés en determinar el riesgode cáncer provocado 
por el consumo de grandes cantidades de nitratos en el agua potable. Los nitritos (e 
indirectamente los nitratos) pueden reaccionar con aminas y amidas para formar 
nitrosaminas y nitrosamidas. Se ha comprobado que la mayoría de estos compuestos son 
carcinogénicos en un gran número de especies animales, y muchos de ellos han sido 
considerados mutagénicos. Las evidencias epidemiológicas sugieren que la abundante 
ingestión de nitratos puede contribuir al surgimiento del cáncer gástrico. Sin embargo, se 
dispone aún de muy poca información como para afirmar específicamente que existe una 
relación entre la elevada ingestión de nitratos y algún tipo de cáncer humano (Larios, 
2009). 
3.2. Contaminación del agua por metales pesados. 
Los metales pesados pueden incorporarse a un sistema de abastecimiento de agua por 
medio de residuos industriales que son vertidos sin previos tratamientos, los que 
posteriormente se depositan en lagos, ríos y distintos sistemas acuíferos (Prieto,2009). 
Cuando el contenido de metales pesados alcanzan el suelo y alcanzan niveles que 
rebasan los límites máximos permitidos, causan efectos inmediatos como inhibición del 
crecimiento y desarrollo de las plantas, un disturbio funcional en otros componentes del 
ambiente así como la disminución de las poblaciones microbianas del suelo, el término 
que se usa o se emplea es “polución de suelos” (Prieto et al., 2009). 
 
En el suelo, los metales pesados como iones libres, pueden tener acción directa sobre los 
seres vivos lo que ocurre a través del bloqueo de las actividades biológicas, es decir, la 
inactivación enzimática por la formación de enlaces entre el metal y los grupos –SH 
(sulfhidrilos) de las proteínas, causando daños irreversibles en los diferentes organismos. 
La contaminación en suelos por metales pesados ocurre cuando estos son irrigados con 
aguas procedentes de desechos de minas, aguas residuales contaminadas de parques 
industriales, desechos municipales y filtraciones de presas. Los metales pesados 
contribuyen fuertemente a la contaminación ambiental, la cantidad de metales disponibles 
en el suelo está en función del pH, el contenido de arcillas, contenido de materia orgánica, 
la capacidad de intercambio catiónico y otras propiedades que las hacen únicas en 
términos de manejo de la contaminación. Por otra parte, en lugares donde se han venido 
11 
 
utilizando aguas residuales para el riego agrícola, se reporta una tendencia creciente en 
las concentraciones de metales en los suelos, por efecto en el tiempo (años) de uso de 
esta agua, donde las cantidades de metal que se extraen y se miden en estos suelos, se 
han asociado positivamente con el tiempo de uso de agua residual; mostrando una mayor 
tasa anual de acumulación el níquel (Ni) y plomo (Pb) (Prieto et al., 2009). 
 
El término calidad del agua se refiere al grado de salubridad y pureza de ésta para el 
consumo humano. En muchos países se ha constatado que la actividad agrícola puede 
afectar la calidad tanto del agua superficial (ríos y lagos) como subterránea (acuíferos). 
Los contaminantes del agua más importantes, relacionados con la actividad agrícola son 
los nitratos (NO3 -) y otros agroquímicos. La Environmental Protection Agency (EPA) ha 
establecido estándares de seguridad para más de 80 contaminantes que pueden 
encontrarse en el agua y presentan un riesgo a la salud humana. 
Estos contaminantes se pueden dividir en dos grupos de acuerdo a los efectos que 
pudiesen causar: 
Efectos agudos. Los efectos agudos ocurren dentro de unas horas o días posteriores al 
momento en que la persona consume un contaminante. Casi todos los contaminantes 
pueden tener un efecto agudo si se consume en niveles extraordinariamente altos en el 
agua potable, en esos casos los contaminantes más probables que causen efectos 
agudos son las bacterias y virus. La mayoría de los cuerpos de las personas pueden 
combatir estos contaminantes microbianos de la misma forma que combaten los 
gérmenes, y típicamente, estos contaminantes agudos no tienen efectos permanentes. 
Efectos crónicos. Los efectos crónicos ocurren después que las personas consumen un 
contaminante a niveles sobre los estándares de seguridad de la EPA, durante muchos 
años. Entre los ejemplos de efectos crónicos de los contaminantes del agua potable, 
están el cáncer, problemas hepáticos, renales y dificultades en la reproducción. El riesgo 
a la salud por contaminación de metales pesados depende principalmente de su nivel de 
acumulación en el cuerpo. Los riesgos son mayores si el tiempo de exposición del 
organismo a dicha contaminación es prolongado (Paredes, 2001). 
 
 
 
12 
 
3.2.1. Daños por plomo 
Se consideran entre los metales pesados elementos como el plomo (Pb), cadmio (Cd), 
cromo (Cr), mercurio (Hg), zinc (Zn), oro (Au) cobre (Cu), plata (Ag) y níquel (Ni), entre 
otros; algunos de los cuales constituyen un grupo de gran importancia, por ser esenciales 
para las células , pero en altas concentraciones pueden resultar tóxicos para los seres 
vivos, organismos del suelo, plantas y animales, incluido el hombre (Ramírez 2006; 
Hernández et al., 2007 y López et al., 2010). 
 
En bebés y niños, el plomo (Pb), puede manifestarse con retardo en el desarrollo físico o 
mental; sufrir leve déficit de atención y de capacidad de aprendizaje; en adultos trastornos 
renales e hipertensión. En el ser humano, el plomo puede tener una amplia variedad de 
efectos biológicos según el nivel y la duración de la exposición. Se han observado efectos 
en el plano subcelular y efectos en el funcionamiento general del organismo, que van 
desde la inhibición de las enzimas hasta la producción de evidentes cambios morfológicos 
y la muerte. Dichos cambios se producen a dosis muy diferentes; en general, el ser 
humano que se está desarrollando es más sensible que el adulto. Se ha mostrado que el 
Plomo tiene efectos en muchos procesos bioquímicos; en particular, en la síntesis del 
grupo hemo. En adultos y niños se observan niveles más altos de porfirina eritrocitaria 
sérica y mayor excreción urinaria de coproporfirina y de ácido delta-aminolevulínico 
cuando las concentraciones de Plomo-Hemo (Pb-H) son elevadas. Con niveles más bajos 
se observa inhibición de las enzimas dehidratasa del ácido delta-aminolevulínico y 
reductasa de la dihidrobiopterina. Como resultado de los efectos del plomo en el sistema 
hematopoyético disminuye la síntesis de hemoglobina y se ha observado anemia en niños 
a concentraciones de Pb-H superiores a 40 μg/dl (Hernández et al., 2007 y López et al., 
2010). 
 
Por razones neurológicas, metabólicas y comportamentales, los niños son más 
vulnerables a los efectos del plomo que los adultos (López et al., 2010). Se sabe que el 
plomo provoca en los tubos proximales del riñón lesiones que se caracterizan por 
aminoaciduria generalizada, hipofosfatemia con hiperfosfaturia relativa y glucosuria; 
acompañada de cuerpos de inclusión nuclear, modificaciones mitocondriales y citomegalia 
de las células epiteliales de los tubos proximales. Los efectos tubulares se manifiestan 
después de una exposición relativamente breve y suelen ser reversibles, mientras que los 
13 
 
cambios escleróticos y la fibrosis intersticial, que dan lugar a una disminución de la 
función renal y a una posible insuficiencia renal, requieren una exposición crónica a 
niveles elevados de plomo (López et al., 2010). 
 
El plomo no parece tener efectos nocivos en la piel, en los músculos, ni en el sistema 
inmunitario (Blanco et al., 1998; López y Lozano, 2008; Ramírez, 2006 y López et al., 
2010). Sin embargo, los efectos del plomo en la función reproductora masculina se limitan 
a la morfología y el número de los espermatozoides. En cuanto a la femenina, se han 
atribuido al plomo algunos efectos en el embarazo (López et al., 2010). 
 
3.2.2. Daños por otros metales pesados,entre ellos el Zinc. 
Las actividades industriales generan una contaminación a gran escala con metales 
pesados (Cu, Zn, Pb, Cd, Cr, Ni, Hg, Co, Ag, Au) y radionúclidos como el uranio (U) y 
Torio (Th) en el medio ambiente. En el caso particular de los suelos, suelen afectar la 
fertilidad y/o el uso posterior de los mismos; mientras que, en el caso de los acuíferos y 
aguas superficiales, pueden comprometer seriamente el uso de este recurso como fuente 
de agua para el consumo humano (Morton-Bermea, 2006 y López et al., 2010). 
 
Los metales pesados están presentes en el suelo como componentes naturales del 
mismo o como consecuencia de las actividades antropogénicas. En los suelos se pueden 
encontrar diferentes metales, formando parte de los minerales propios; como son silicio 
(Si), aluminio (Al), hierro (Fe), calcio (Ca), sodio (Na), potasio (K) y magnesio (Mg). 
También, puede encontrarse manganeso (Mn), que generalmente se presenta en el suelo 
como óxido y/o hidróxido, formando complejos junto con otros elementos metálicos. 
Algunos de estos metales son esenciales en la nutrición de las plantas, como el Mn, 
imprescindible en el fotosistema y activación de algunas enzimas para el metabolismo 
vegetal. Sin duda la presencia de metales es importante para la vida en nuestro planeta, 
si se encuentran en concentraciones adecuadas. Durante siglos, los metales han sido 
utilizados en industrias importantes y son fundamentales en el funcionamiento de las 
mismas, pero perjudican la salud humana y transforman el equilibrio de los sistemas 
ambientales, si se permite que alcancen concentraciones excesivas en agua, suelo y aire. 
La presencia en los recursos hídricos con metales y sus derivados, así como sustancias 
14 
 
orgánicas diversas, entre otras, son responsables de innumerables situaciones de 
impacto sobre los ecosistemas y la salud pública en general. El vertimiento indiscriminado 
de grandes volúmenes de aguas y lodos residuales (con altas concentraciones de 
metales) por parte de las industrias, población e instituciones científicas, provocan, daños 
irreparables en los ecosistemas(Vullo, 2003; Prieto et al., 2009 y López et al., 2010). 
La falta de implementación de buenas prácticas en diferentes procesos industriales ha 
desembocado en la contaminación de las aguas de desecho y con ello, el ecosistema con 
metales como cadmio, cobre, plomo y zinc, entre otros. La contaminación en suelos por 
metales pesados ocurre cuando estos son irrigados con aguas procedentes de desechos 
de minas, aguas residuales contaminadas de parques industriales y municipales y 
filtraciones de presas. En lugares donde se han venido utilizando aguas residuales para el 
riego agrícola, se reporta una tendencia creciente en las concentraciones de metales en 
los suelos, por efecto en el tiempo (años) de uso de esta agua, donde las cantidades de 
metal que se extraen y se miden en estos suelos, se han asociado positivamente con el 
tiempo de uso de agua residual; mostrando una mayor tasa anual de acumulación de Ni y 
Pb. Los residuos de metales pesados, presentes en ambientes contaminados, pueden 
acumularse en los microorganismos, flora y fauna acuática; y, de esta manera, entrar en 
las cadenas alimentarias humanas y dar como resultado trastornos tales como: 
enfermedades de la piel, daños en el hígado y riñones, trastornos diarreicos agudos y 
enfermedades neurológicas; pueden llegar a ocasionar un potencial efecto nocivo sobre la 
salud (González et al., 2009; López et al., 2010). 
La contaminación ambiental por Zn y sus efectos en la población no son tan conocidos 
como en el caso de los producidos por los elementos anteriormente comentados. Sin 
embargo, cada vez son más numerosos los estudios que ponen de manifiesto su elevada 
concentración en aguas subterráneas y de superficie, y en las destinadas al consumo 
humano, siempre acompañado de concentraciones elevadas de otros elementos (Blanco 
et al., 1998 y Almaguer, 2011). 
En el caso de intoxicación aguda por Fosfuro de zinc se desencadena una insuficiencia 
orgánica (pulmón, riñón, hígado, corazón) fulminante. Si la ingesta del compuesto químico 
fue en concentraciones menores se puede esperar diaforesis, visión borrosa, nauseas, 
15 
 
vómito grisáceo, dolor abdominal, disnea de medianos esfuerzos y rubicundez facial 
(López y Lozano, 2008). 
3.3. Ensayos de toxicidad 
Un ensayo de toxicidad es la determinación del efecto de un material o mezcla sobre un 
grupo de organismos seleccionados bajo condiciones definidas. Mide las proporciones de 
organismos afectados (efecto cuantitativo) o el grado de efecto (graduado) luego de la 
exposición a la muestra. La toxicidad que experimentan los organismos tras los ensayos 
puede ser de dos tipos: 
3.3.1. Toxicidad aguda: efecto adverso (letal o subletal) inducido sobre los organismos 
de ensayo en prueba durante un periodo de exposición del material de ensayo, 
usualmente de pocos días. Esta toxicidad es suficientemente alta como para producir una 
respuesta rápida en los organismos (48 a 96 horas) y no implica necesariamente la 
muerte. 
3.3.2. Toxicidad crónica: efectos tóxicos a largo plazo, que pueden mantenerse en 
alrededor de la décima parte de la vida media de la especie. Están relacionados con 
cambios en el metabolismo, crecimiento o capacidad de supervivencia (muerte y 
reducción de la capacidad reproductora) (Pica et al., 2000). 
Los efectos biológicos que se producen en los ensayos se pueden definir de varias formas 
y serán los parámetros que se utilicen para determinar la toxicidad. A continuación se 
definen los parámetros más usados: 
1. Concentración efectiva (CEx): concentración del efluente que produce efectos 
negativos apreciables en un porcentaje "x" de la población de ensayo. Se usa el CE50 o 
EC50, que sería la concentración efectiva que afecta al 50 % de la población. 
2. Concentración letal (CLx): concentración del efluente que produce la muerte de un 
porcentaje "x" de la población de ensayo. Se usa el CL50 o LC50, que sería la 
concentración letal que mata al 50 % de la población. 
16 
 
3. NEANO (nivel de efectos agudos no observados): mayor concentración del efluente 
para la cual la mortalidad registrada es del 10 % o menor. 
4. CENO (concentración de efectos no observables): mayor concentración continua 
medida de un efluente para la cual no se observa reacción crónica alguna en las especies 
ensayadas. 
5. MCEO (menor concentración que produce efectos observables): se define como la 
menor concentración del efluente, en la que puede observarse algún efecto sobre la 
especie ensayada. Se determina con técnicas de análisis de varianzas (Metcalf y Eddy, 
2002). 
3.4. Bioindicadores y/o Biomonitores 
Las especies bioindicadoras son consideradas aquellas que por sus características 
biológicas, presencia y/o abundancia en el ambiente, denotan una o varias propiedades 
del ecosistema al cual pertenecen. De los bioindicadores para la evaluación de la salud 
del ambiente, existen dos tipos de especies: las bioacumuladoras y las centinelas. Por sus 
características fisiológicas, metabólicas y tipo de vida las especies bioacumuladoras tiene 
la habilidad de acumular ciertos contaminantes directamente del medio ambiente o 
indirectamente (a través del alimento) a niveles superiores a los que se encuentran en el 
medio y son organismos tolerantes. Los centinelas, son indicadores de la presencia o 
toxicidad de al menos un contaminante y pueden utilizarse para evaluar efectos 
potenciales de los contaminantes para el humano y/o la salud ambiental. Los indicadores 
ópticos muestran la reducción en el crecimiento de una especie, la decoloración y el 
cambio en la abundancia y/o comportamiento de los seres vivos. Los indicadores 
físicoquímicos muestran, por ejemplo, la reducción de la actividad enzimática o la 
inhibición de algunas funciones fisiológicas. Los biomonitoressensitivos son utilizados en 
ecosistemas acuáticos como indicadores de estrés por contaminación. Las evaluaciones 
de calidad de los sedimentos, tradicionalmente emplean análisis químicos para identificar 
y cuantificar contaminantes, sin embargo el empleo paralelo de ensayos de toxicidad 
proporciona una manera directa de evaluar el potencial de efectos adversos. 
Las evaluaciones ecotoxicológicas proveen la medición de efectos combinados de los 
compuestos en muestras complejas; ya que, integran efectos aditivos, antagónicos o 
17 
 
sinérgicos e incluyen un grado de relevancia biológica. En estudios ambientales es 
deseable el uso y desarrollo de pruebas múltiples de toxicidad que contemplen varios 
parámetros de evaluación tóxica en diversas especies que representan diferentes niveles 
tróficos, a fin de observar la toxicidad potencial en varios niveles de organización 
biológica. Las pruebas ecológicas usan análisis basados en las comunidades biológicas, 
diversidad numérica, etc. comparan entre las áreas afectadas y las de control, y 
evidencian que tan saludable quedó un ecosistema expuesto a la contaminación (Salazar, 
2008). 
Algunos microorganismos vivos de origen animal o vegetal han evidenciado, al ser 
cultivados en laboratorio y evaluados en medios realizados artificialmente con elementos 
contaminantes, que son afectados en su fertilidad, crecimiento y reproducción (Hoss et al., 
2009). Se han realizado investigaciones comparándolos entre ellos, buscando la 
coincidencia de las afecciones respecto a las concentraciones o tipos de contaminantes, 
siendo variable el grado de afección entre especies pero significativo para considerar los 
resultados como confiables para tomar medidas respecto a las muestras analizadas 
(Leitgib, 2007 y Sochová et al., 2007). 
En diferentes países en vías de desarrollo se ha utilizado un sistema denominado “water 
tox” que busca dar una batería tecnológicamente simple y de bajo costo para determinar 
niveles de contaminación de metales y compuestos orgánicos, como pueden ser los 
pesticidas, esta prueba se basa en los criterios de la “International Development Research 
Centre” (Beauregard y Ridal, 2000). 
Los resultados han sido satisfactorios cuando la batería “water tox” se aplicó en Argentina, 
Costa Rica, Chile y México. Sin embargo, se sugiere realizar mayores estudios para 
validar los criterios, en cuanto a niveles de selección para confiar en los resultados 
arrojados con algunos nematodos (Ronco et al., 2000; Castillo y Schäfer, 2000; Boyd y 
Williams, 2003). 
 
 
 
18 
 
3.4.1. Microorganismos utilizados como bioindicadores y/o biomonitores 
A continuación se enlistan algunas especies o pruebas con las que a la fecha se ha 
trabajado de manera rutinaria y exitosa, así como aquellas que por su importancia 
ecológica o por ser especies estándar en otros países pudieran utilizarse en México, el 
resultado son tres listas (una por cada ambiente) de especies o pruebas candidatas. La 
lista de agua dulce (Tabla 1) incluyó 6 especies fitoplanctónicas, 18 especies de 
zooplancton, 10 especies nectónicas, 15 especies de hábitos bentónicos, 10 especies de 
plantas superiores y 2 especies bacterianas. La de ambientes marinos y salobres 
comprendió 5 especies fitoplanctónicas, 8 especies de zooplancton, 4 especies 
nectónicas, 20 especies de hábitos bentónicos y la bacteria Vibrio fischeri (Tabla 2). El 
listado de ambientes terrestres (Tabla 3) abarcó 5 pruebas de metabolismo microbiano, 5 
especies de bacterias, 11 especies de mono y dicotiledonias y 7 otras especies/pruebas 
microbianas (UAM-INE, 2005). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
19 
 
Tabla 1. Listado de especies candidatas de ambientes dulceacuícolas 
FITOPLANCTON 
 
ZOOPLANCTON NECTON 
 
BENTOS 
 
PLANTAS 
SUPERIORES 
(Monocotiledoneas 
y Dicotiledoneas) 
BACTERIAS 
 
 
Selenastrum 
capricornutum 
Scenedesmus 
quadricauda 
Scenedesmus 
incrassatulus 
 
Scenedesmus 
acutus 
 
Chlorella vulgaris 
 
Ankistrodesmus 
falcatus 
 
Daphnia exilis 
Daphnia similis 
Daphnia magna 
Daphnia laevis 
Daphnia pulex 
 
Ceriodaphnia 
dubia 
 
Moina macrocopa 
 
Diaphanosoma 
birgei 
 
Simocephalus 
vetulus 
 
Brachionus 
angularis 
 
Brachionus 
patulus 
 
Brachionus 
calyciflorus 
 
Brachionus 
havanaensis 
 
Brachionus rubens 
Asplanchna 
brightwelli 
 
Asplanchna girodi 
 
Asplanchna 
sieboldi 
Eucyclops 
Onchorhynchus 
mykiss 
 
Poecilia 
reticulata 
 
Poeciliopsis 
gracilis 
 
Bufo 
occidentalis 
(larvas) 
 
Xiphophorus sp. 
 
Petenia 
splendida 
 
Oreochromis sp 
. 
Cyprinus carpio 
(juveniles) 
 
Chirostoma sp. 
 
Cichalosoma 
urophtalmus 
 
Hyalella 
azteca 
Chironomus 
tetans 
Cypridopsis 
vidua 
Machrobrachiu
m rosenbergii 
Ambystoma 
mexicanum/pr
oteg. 
Macrothrix 
triserialis 
Simocephalus 
vetulus 
Hydra 
attenuata 
Cambarelus 
moctezumae 
Pomacea 
flagellata 
Limnodrillus 
hofmeisteri 
Heterocypris 
incongruens 
Cypris sp. 
Panagrellus 
redivivus 
(específico) 
Caenorhabditi
s elegans 
 
Lemna minor 
 
Lactuca sativa 
 
Allium cepa 
 
Glicine sp. 
 
Hordeum sp. 
 
Avena sativa 
 
Lepidium sativum 
 
Amaranthus 
hypochondriacus 
 
Carthamus 
tinctorius 
 
 
Vibrio fischeri 
Spirillum 
volutans 
 
20 
 
serrulatus 
Tabla 2. Listado de especies candidatas de ambientes salobres y marinos 
FITOPLANCTON 
 
ZOOPLANCTON 
 
NECTON 
 
BENTOS 
 
BACTERIAS 
 
Tetraselmis suecica 
 
Isochrisis galbana 
 
Dunaliella tertiolecta 
 
Chaetoceros mulleri 
 
Spirulina platensis 
 
Brachionus plicatilis 
 
Artemia franciscana 
 
Calanus sp. 
Litopenaeus setiferus 
(larvas) 
 
Litopenaeus vannamei 
(larvas) 
 
Larvas de erizo 
Brachionus 
rotundiformis 
 
Acartia tonsa 
 
Mugil sp. 
 
Lutjanus gutatus 
 
Sphoeroides 
annulatus 
 
Paralabrax sp. 
 
Mysidopsis bahia 
 
Neanthes 
arenaceodentata 
 
Tisbe sp. 
 
Gamarus sp. 
 
Litopenaeus setiferus 
 
Litopenaeus vannamei 
 
Uca sp. 
 
Mytella sp. 
 
Capitella sp. 
 
Nereis sp. 
 
Nephtys sp. 
 
Farfantepenaeus 
duorarum 
 
Crassostrea virginica 
 
Argopecten 
ventricosus 
Callinectes sp. 
 
Leptocheirus 
plumulosus 
 
Erizos 
Haliotis sp. 
 
Nematodos 
Vibrio fischeri 
 
21 
 
Crassostrea gigas 
(larvas) 
 
Tabla 3. Listado de especies candidatas de ambientes terrestres 
METABOLISMO 
MICROBIANO 
 
MESOFAUNA 
 
PLANTAS 
SUPERIORES 
(Monocotiledoneas y 
Dicotiledonias) 
BACTERIAS 
 
Tasa Respiratoria 
 
Lipasas 
 
Deshidrogenasas 
 
Tasa de 
mineralización de 
nitrógeno 
 
Trifosfato de 
adenosina (ATP) 
 
Panagrellus 
redivivus 
 
Caenorhabditis 
elegans 
 
Eisenia andrei/foetida 
 
Colembolos 
 
Enchitreidos 
 
Isópodos 
 
Lactuca sativa 
 
Allium cepa 
 
Glycine soja 
 
Hordeum vulgare 
 
Avena sativa 
 
Lepidium sativum 
 
Amarantus 
hipochondriatus 
 
Phaseolus sp. 
 
Zea mays 
 
Triticum aestivum 
 
Carthamus tinctorius 
 
Pseudomonas putida 
 
Pseudomonas 
fluorescens 
 
Vibrio fischeri 
 
Bacillus cereus 
 
Salmonella 
typhimurium 
(Microfluctuación) 
 
Escherichia coli 
 
 
 
 
 
22 
 
3.5. Panagrellus redivivus 
Los nombres comunes que recibe el nematodo objeto de estudio son, microgusano, 
anguililla, anguililla del engrudo, nematodo de pasta agria y nemátodo del suelo. Su 
nombre científico actual y válido es Panagrellus redivivus descrito por Goodney en 1945. 
(De Lara, 2005). 
La ubicación taxonómica según Nieto (1991), basado en el trabajo de Thorne (1961) para 
el Panagrellus redivivus es: 
Phyllum Nemátoda (Cobbs 1919) Potts, 1932 
Clase Secementea (von Linstow, 1905) Dougherty, 1958. 
SubclasePhasmidia (Chitwood and Chitwood 1933) 
Superfamilia Rhabditoidea (Orley, 1880) 
Familia Cephalobidae (Chitwood and McIntosh 1934) 
Género Panagrellus (Thorne, 1938) 
Especie P. redivivus (Linnaeus, 1767) Goodey (1945) 
 
 
 
 
 
 
 
23 
 
P. redivivus, fue clasificado a lo largo de la historia como: (De Lara, 2005) 
Chaos redivivum Linnaeus, (1767). 
Vibrio anguílula Muller,(1773). 
Vibrio glutinus Muller (1783), Linnaeus,1767). 
Anguillula rediviva Linnaeus,(1767). 
Turbatrix rediviva Linnaeus,(1767), Goodey (1945) 
Turbator redivivus Linnaeus,(1767) Goodey(1945). 
Gordius glutinous Okem,(1815). 
Rhabditis glutinous Dujarin (1845) 
Leptodera oxophila Scheneider (!866) 
Cephalobus parasiticus Sandground, (1939). 
Neocephalus, Steiner,(1936).Goodey,(1943) 
Panagrellus leucocephalus Steiner,(1936) Goodey,(1945) 
Anguillula silusiae de Man, (1913). 
Turbatrix silusiae de Man, (1913). 
Turbator silusuae de Man (1913),Goodey (1943) 
Panagrellus silusiae de Man, (1913) Goodey (1945) 
 
 
24 
 
3.5.1. Descripción general de los nematodos 
Los integrantes del Phylum Nematoda, tienen una figura corporal cilíndrica, delgada y 
alargada, los extremos se aguzan gradualmente; presentan una cutícula flexible e inerte 
que cubre todo el cuerpo, incluso faringe, la parte posterior del aparato digestivo y otras 
oberturas del cuerpo, carecen de cilios o flagelos para la locomoción. La boca se ubica en 
el extremo anterior, rodeada de seis labios ligeramente separados. En el extremo 
posterior se ubica la cloaca que es el único poro que comunica con el exterior. En los 
machos aloja las espículas copulatorias que son pareadas, curvas y separadas; en las 
hembras la cloaca aloja a la vulva; y en los machos, la región posterior está curvada en 
forma de gancho como característica sexual secundaria (Figura 1) (De Lara et al., 2007). 
3.5.2. Características Panagrellus redivivus 
Las características anatómicas particulares para esta especie, son descritas por De Lara 
(2005), el cuerpo de P. redivivus está cubierto con una cutícula delgada, estriada de 
menos de una micra, con cuatro estrías profundas, longitudinales a la mitad del cuerpo y 
escasas en las papilas cervicales. La cabeza ligeramente sobresale del cuerpo y tiene 
seis labios escasamente separados. El prostomium está parcialmente rodeado con el 
collar esofágico. La boca es triangular, atrás del prostomium, en donde la pared dorsal es 
ligeramente protuberante, con una pequeña verruga central, la cual tiene tres dientes 
angostos en la parte dorsal y dos pares de dientes subventrales. Un tubo circular se 
extiende desde la boca hasta el ano. En cuanto al tamaño, las hembras son más grandes 
que los machos, así De Lara (2005) registra para P. redivivus la longitud total para cuatro 
diferentes poblaciones, midiendo en cada una de ellas a distinto número de individuos, el 
tamaño para los machos fue de 0.705 a 1.806 milímetros de longitud total y para las 
hembras de 1.11 a 2.090 milímetros. 
El aparato reproductor femenino tiene un saco post-vulvar largo, casi como la mitad de la 
distancia desde la vulva al ano o ligeramente mayor, generalmente se observa con 
esperma. La vulva y el ano tienen aberturas transversales, ligeramente curvadas en la 
parte anterior. La cola de la hembra tiene forma cónica alargada. En el caso de los 
machos, la cola tiene una forma de gancho en donde sobresale el flagelum, en la parte 
final de la cola, existen siete pares de papilas: un par subventral, anterior a la espícula 
25 
 
manubrium, un par subventral adanal; dos pares subventrales, entre el ano y el inicio del 
flagelum de la cola, un par subdorsal, atrás del ano y un par suboral anterior a la cola. 
Otras estructuras que sirven para clasificar a las diferentes especies del género 
Panagrellus son las espículas, que para la especie P. redivivus, además de ser curvas, 
pareadas y separadas, éstas llegan a engrosarse cerca de la parte distal son cortas y se 
bifurcan. 
En relación al número de cromosomas sexuales en el macho es de nueve y en la hembra 
son de diez pares, La diferenciación de sexos se distingue a partir de la segunda muda de 
desarrollo. Las hembras de esta especie presentan un útero bastante alargado. Los 
huevos se producen posterior a la cópula y eclosionan en el útero (De Lara, 2005). 
 
 
 
 
Figura 1. Morfología de macho y hembra de Panagrellus redivivus 
 
 
 
 
 
 
26 
 
3.5.3. Ciclo de vida. 
El ciclo reproductivo de Panagrellus redivivus es corto; son gusanos ovovivíparos, los 
huevos se desarrollan en la hembra hasta el estadío jóven 2 (J2), cuando son expulsados 
al medio, las larvas incrementan su tamaño 3 veces durante el primer día y de 5 a 6 veces 
en los tres días siguientes, cuando alcanzan la madurez sexual. A continuación se 
presentan las etapas de desarrollo de P. redivivus, basados en su tamaño, (González, 
2000). 
Estadío 1 o Huevo 
Estadío 2 0.250-0.350 mm 
Estadío 3 0.351-0.550 mm 
Estadío 4 0.551-0.750 mm 
Estadío 5 (Adulto) 0.750-2.00 mm 
Panagrellus redivivus, se localiza en medios húmedos en estado de fermentación y son 
organismos que se les puede ver a simple vista ya que su tamaño oscila de 0.5 a 2.0 mm 
de largo y 0.05 mm de diámetro. La hembra es más grande que el macho, ya que puede 
llegar en medir en promedio 1.63 mm, mientras que el macho alcanza una talla promedio 
de 1.38 mm. 
J1: el primer estadio de desarrollo que ocurre en el útero de las hembras y en el que se 
desarrolla la embriogénesis con una duración aproximada de 20 horas. 
J2: Cuando el J1 muda, da lugar a los juveniles que emergen del huevo y son expulsados 
de la vulva de la hembra como libres nadadores. 
J3 y J4: los recién nacidos (J2) continúan su crecimiento pasando por estos dos estadios 
juveniles, hasta alcanzar el estado adulto a las 96 horas de su nacimiento. 
27 
 
Tiene un intervalo amplio a la temperatura en donde puede desarrollarse, puede tolerar 
salinidades de hasta 40 g/L y poder mantenerse vivo en el agua por periodos mayores de 
72 horas (Castro et al., 2001). 
Las hembras adultas producen de 1 a 16 crías en cada puesta y su madurez sexual 
comienza aproximadamente en el 4º día de haber nacido. La vida de estos organismos es 
hasta de16 días (Nieto, 1991). 
3.5.4. Hábitat. 
En el medio natural, Panagrellus redivivus se localiza en suelos húmedos y con gran 
cantidad de materia orgánica, así como en medios en procesos de fermentación ácida y 
en donde las larvas de Drosophila sp. Actúan como dispersores de estos gusanos (. 
1971). Diversas especies de Panagrellus se han colectado en una gran variedad de 
hábitats como son exudados de árboles, hojas de plantas acirculares y en recipientes de 
cerveza y sidra fermentada. A Panagrellus redivivus también se le conoce como 
nematodo de la pasta o masa fermentada, por ser en las panaderías donde se le 
encuentra con frecuencia (De Lara, 2005). 
3.5.5. Crecimiento de Panagrellus redivivus. 
Para el cultivo de P. redivivus se han empleado como medio de cultivo a las harinas de 
cereales, debido a que estos granos ofrecen una fuente importante de almidón que se 
fermenta y permite la proliferación de bacterias y levaduras de las cuales se alimentan los 
nematodos. La literatura cita cultivos de estos nematodos en harina de maíz, trigo o 
combinadas, en harina de arroz y en harina de avena. En todas ellas crece el organismo. 
Para este trabajo se utilizó harina de avena por ser la más utilizada en trabajos similares. 
En acuicultura se utiliza como alimento vivo sustituyendo nauplios de Artemia sp. 
Los ensayos de toxicidad se emplean para diferentes fines y proporcionan resultados 
útiles para la protección de la salud pública y de la vida acuática frente al impacto 
causado por la introducción de contaminantes en las aguas. Panagrellus redivivus se ha 
empleadopara pruebas de sensibilidad a diversos contaminantes como son metales 
pesados, plaguicidas, mezclas orgánicas, sedimentos urbanos y descargas industriales 
http://www.miliarium.com/Paginas/Prontu/Tablas/Aguas/ContaminantesAgua.htm
28 
 
entre ellas las de las refinerías del petróleo. Sin embargo, los estudios son escasos, por 
ejemplo en presencia de nitratos y metales pesados. Los nitratos y nitritos, así como los 
metales pesados son contaminantes frecuentes, por lo que es importante determinar la 
presencia de dichos compuestos en el agua (Pica, 2007). 
 
4.0. ANTECEDENTES (estado del arte) 
El microgusano P. redivivus por sus características biológicas de rápido crecimiento, ciclo 
de vida corto, alta fecundidad y gran tolerancia a condiciones ambientales cambiantes, así 
como su fácil manejo, es considerado, a nivel mundial como un buen recurso para la 
investigación científica en diferentes campos (De Lara, 2005). En estudios biológicos han 
estudiado la evolución de mecanismos del desarrollo embrionario en nematodos; el 
número variable de células en nematodos; la tolerancia a aclimatación de P. redivivus a 
bajas temperaturas, entre otros (De Lara, 2005). En estudios bioquímicos se han realizado 
aislamiento y caracterización de péptidos en P. redivivus en comparación con otros 
nematodos; caracterización de péptidos neuroactivos que sugieren un papel importante 
en la fisiología hipodermal; identificación de enzimas sintetizadas por P. redivivus en el 
catabolismo de aminoácidos sin diferencia significativa con los mamíferos, entre otros (De 
Lara, 2005). 
Estudios genéticos han determinado efectos a diferentes dosis de rayos X, radiaciones 
gamma, protones y neutrones de tal manera que se ha estimado variación de mutación 
inducida en el cromosoma X (De Lara, 2005). 
En estudios agrícolas se utiliza a este nematodo para probar sustancias nematicidas o el 
efecto de hongos nematófogos que pueden utilizarse como control de nematodos 
parásitos de plantas de interés comercial. Cultivo de camarón y carpa. Otra modalidad es 
cuando se utiliza como vehículo en tratamiento terapeúticos (De Lara, 2005). 
En el campo de la toxicidad-contaminación, que es el que compete en este trabajo, el 
estudio de P. redivivus cobra gran importancia por el camino de publicaciones al respecto. 
En la toxicología ambiental destacan los bioensayos realizados en el programa “water tox” 
con la participación de ocho países (Argentina, Canadá, Colombia, Costa Rica, India, 
México y Ucrania), donde se utilizan diferentes sustancias contaminantes y diversos 
29 
 
organismos, pero siempre está presente P. redivivus. En estudios toxicológicos en el 
medio acuático con bioensayos de metales pesados, plaguicidas, mezclas orgánicas, 
sedimentos urbanos y descargas industriales y urbanas; además de estudios relacionados 
con efluentes de refinerías (De Lara, 2005). 
Los investigadores han reportado que los datos químicos por si solos no son suficientes 
para evaluar los efectos tóxicos de los contaminantes porque no son capaces de proveer 
información de la interacción entre contaminantes, matriz y biota. Es decir, que para 
estimar los riesgos de los contaminantes y elementos ambientales contaminados, los 
métodos químicos deben ser complementados con métodos biológicos y toxicológicos 
(Molnár et al., 2005). 
Dentro de los métodos toxicológicos se tienen los ensayos de toxicidad, que se emplean 
para diferentes fines, por ejemplo el establecimiento de concentraciones aceptables de 
diferentes parámetros, determinación del cumplimiento de la legislación y proporcionar 
resultados útiles para la protección de la salud pública y de la vida acuática frente al 
impacto causado por la introducción de contaminantes en agua y/o suelo. Por otra parte, 
es poco viable económicamente hablando (por el costo de los análisis de laboratorio) 
determinar la presencia y toxicidad específica de cada sustancia que aparece en el agua 
y suelo contaminados, por esto los bioensayos de toxicidad se han convertido en una 
alternativa real. Estos ensayos proporcionan además, una base para considerar a los 
organismos como elementos importantes para detectar la presencia, concentración e 
impacto en el agua contaminada de diversos compuestos químicos y sus efectos en el 
medio ambiente (Sánchez-Moreno et al., 2006). 
Se han realizado pruebas de toxicidad en agua y suelo con contaminantes orgánicos e 
inorgánicos, entre ellos se pueden mencionar algunos metales pesados como Zinc, 
Cadmio, Cobre, Plomo, Arsénico, Cromo, Mercurio, Aluminio, Fierro, Níquel y Plata; 
pesticidas como Aldrín, metolacloro y lindano y compuestos orgánicos como dinitrofenol, 
anilina, nitroquinolina, nonilfenol y pentaclofenol (Arkhipchuk et al., 2000; Castillo y 
Schäfer, 2000; Sánchez-Moreno et al., 2006; Leitgib et al., 2007; Shen et al., 2009 y Yeon 
et al., 2009). Los bioensayos emplean diferentes organismos de prueba como bacterias, 
protozoarios, crustáceos, algas, crustácesos, nematodos, lombrices, peces, plantas 
vasculares y semillas entre otros. En dichos bioensayos se miden diferentes 
30 
 
características como la inhibición de la bioluminiscencia de Vidrio ficheri (bacteria), la 
inhibición de la actividad deshidrogenasa de Azomonas agilis (bacterias), la inhibición de 
la reproducción de Tetrahymena pyriformis (protozoario) y Panagrellus redivivus 
(nematodo), la mortalidad de Folsomia candida (colémbolo), la inhibición de la elongación 
de las raíces y retoños de Sinapis alba (planta: mostaza blanca) (Lannacome, 1999; 
Molina-Barahona et al., 2004; Leitgib et al., 2007; Höss et al., 2009 y Salazar-Coria et al., 
2010). 
 A continuación se explican algunos estudios que se han realizado con los diferentes 
organismos ya mencionados. 
Leitgib et al., (2007) realizaron pruebas de toxicidad de suelos contaminados, el primer 
suelo derivado de un sitio contaminado con aceite de transformadores (PCB libre); el 
segundo contaminado con gasolina y el tercero contaminado con metales tóxicos (Zn, Cd, 
Cu, Pb, As). Los autores midieron la inhibición de la bioluminiscencia en Vibrio fischeri, la 
inhibición de la reproducción en Tetrahymena pyriformis y Panagrellus redivivus, la 
ihnibición de la actividad deshidrogenasa de Azomonas agilis, la mortalidad de Folsomia 
candida y la inhibición dela elongación de la raíz de Sinpis alba. Todos los organismos 
mostraron alta toxicidad en el suelo contaminado con el aceite de transformador. En el 
caso del suelo contaminado con aceite combustible se consideró muy tóxico porque 
afectó la reproducción de T. pyriformis y P. redivivus. Los autores mencionan que las 
pruebas de contacto directo son capaces de cumplir con los requisitos de la toxicidad 
ambiental como es: la fiabilidad, sensibilidad, reproducibilidad rapidez y bajo costo. 
Algunos investigadores han realizado pruebas toxicológicas para evaluar la toxicidad de 
dieciséis hidrocarburos aromáticos policíclicos en ocho sedimentos recogidos cerca de los 
lugares de procesamiento de petróleo en la costa mexicana. Los contaminantes más 
destacados fueron acenaftileno, acenafteno y fenantreno. En las pruebas de toxicidad 
aguda utilizaron a Vibrio fischeri y Daphnia magna y para la toxicidad crónica a 
Panagrellus redivivus. Los resultados mostraron que hubo una inhibición moderada de la 
bioluminiscencia en el caso de Vibrio fischeri, en el caso de Daphnia magna no hubo 
mortalidad o inmovilidad por lo que el efecto tóxico se clasificó como moderado. Con 
respecto a Panagrellus redivivus se puede comentar que se mantuvo la sobrevivencia 
pero los contaminantes inhibieron la maduración y el crecimiento (Salazar-Coria, 2010). 
31 
 
De todos los organismos anteriormente mencionados, algunos autores coinciden en que 
Daphnia magna es uno de los organismos más sensibles para pruebas de toxicidad 
(Arkhipchuk et al., 2000; Ronco et al., 2000 y Molina-Barahonaet al., 2004). Sin embargo, 
otros autores mencionan que en los bioensayos se debe considerar un número adecuado 
y diferente de organismos de tal modo que se tenga una batería de organismos debido a 
que su respuesta puede ser complementaria (Arkhipchuk et al., 2000; Castillo y Schäfer, 
2000). Por otra parte, otros autores mencionan que se deben considerar organismos de 
los diferentes niveles tróficos (Castillo et al., 2000) por lo que sería indispensable 
adicionar a las baterías de los bioensayos a algunos ejemplares de nematodos como es el 
caso de Panagrellus redivivus o Caenorhabditis elegans. 
Los nematodos son organismos acuáticos no parasitarios que en estos últimos años se ha 
demostrado son útiles para los bioensayos de toxicidad acuática y suelo debido a su 
abundancia y diversidad, así como su facilidad de cultivo y mantenimiento en el 
laboratorio (Boyd y Williams, 2003; Sochová et al., 2007). Algunas especies de 
nematodos utilizados en los bioensayos son Caenorhabditis elegans, Panagrellus 
redivivus, Aphelenchus evenae, Cephalobus persegnis, Pristionchus pacificus, 
Panagrellus rigidus, Rhbditophanes sp., Steinerma carpocapsae y Ditylenchus dipsaci 
(Debus y Niemann, 1994; Boyd y Williams, 2003; Leitgib et al., 2007; Sánchez-Moreno et 
al., 2006 y Salazar-Coria et al., 2007). 
Sánchez–Moreno et al. (2006) trabajaron con nematodos de las especies Aphelenchus 
avenae y Cephalobus persegnis en presencia de metales pesados (Cu, Pb, Zn y Ni) en 
suelo. Las concentraciones de metales pesados fueron para Cu de 0.125 a 1 mg/L, Zn de 
1 a 245 mg/L, Ni de 2-3400 mg/L y plomo de 0.25 a 15 mg/L. Los resultados mostraron 
que la secuencia de toxicidad en C. persegnis fue Cu>Pb>Ni>>Zn y para A. avenae fue 
Cu>Pb>Zn>>Ni. Estos nematodos pueden ser buenos indicadores de contaminación, sin 
embargo los autores mencionan que la ausencia de estas especies en ambientes 
naturales los hace bioindicadores inapropiados en procesos naturales y antropogénicos. 
Yeon et al. (2009) estudiaron la toxicidad de nanopartículas de plata en suelo con el 
nematodo Caenorhabditis elegans, se midió la sobrevivencia, crecimiento y reproducción 
así como la expresión de los genes en respuesta al estrés. La pruebas de microarreglos 
mostraron que el potencial de reproducción de C. elegans disminuye dramáticamente en 
32 
 
presencia de nanopartículas de plata. Se considera que el tamaño extremadamente 
pequeño de las nanoparticulas da como resultado propiedades diferentes a los iones de 
plata, debido a su relativamente gran área superficial y reactividad alta. Los autores 
mencionan que se ha demostrado que las nanopartículas desprenden iones de plata y 
subsecuentemente radicales superoxidados, los cuales son parcialmente responsables de 
los efectos biocidas. 
Sochová et al., (2007) utilizaron a Caenorhabditis elegans como modelo para las pruebas 
de toxicidad en las que se investigó la toxicidad de siete contaminantes orgánicos, 
quinoleina, acridina, fonazina, 1,10-fenantrolina, parafinas cloradas de cadena corta y dos 
plaguicidas organoclorados (toxafeno y hexaclorobenceno). La prueba se llevó a cabo en 
tres medios (suelo, agar y medio acuático) y la mortalidad de los adultos se evaluó a las 
24 y 48 horas. El toxafeno fue la sustancia más tóxica con una LC50 (48h) de 379 mg/Kg 
en el suelo y 0.2 mg/L en el medio acuático. La quinoleina fue el producto más tóxico en la 
prueba de agar con una LC50 (48h) de 10 mg/L; el hexaclorobenceno mostró una 
toxicidad muy baja en todas las pruebas. Los investigadores mencionan que C. elegans 
fue menos sensible que otros invertebrados de suelo pero comparable por lo que se 
sugieren debe ser incluido en la batería de las pruebas. En la conclusión se preguntan si 
otras especies de nematodos más sensibles y relevantes ecológicamente deben ser 
utilizados en lugar de C. elegans. 
Recientemente la toxicidad crónica por la exposición a compuestos tóxicos como 
pesticidas y metales ha tenido cada vez más atención en estudios de bioensayos, para 
ello se han utilizado nematodos de vida libre como Caernohabditis elegans y Panagrellus 
redivivus, los cuales son microorganismos de vida libre y presentan la ventaja de generar 
abundantes cultivos a bajo costo y ciclos de vida cortos. En 1994 fue investigado 
Panagrellus redivivus para ser empleado en una prueba para determinar la toxicidad del 
lindano, pentaclorofenol y un “fluortensides”. La exposición del nematodo se llevó a cabo 
en soluciones acuosas en un periodo de 96 horas. Los resultados mostraron que para 
lindano disminuyó la tasa de sobrevivencia con una LC50 después de 96h a 0.4 mg/L; 
para pentaclorofenol se tuvo una LC50 (96 h) con 13 mg/L y para fluortenside un valor de 
110 mg/L (Debus y Niemann, 1994). Es decir que el microgusano si presenta sensibilidad 
ante este tipo de compuestos. Los nematodos pueden cambiar sus velocidades de 
reproducción, ciclos de vida y otras propiedades mientras se exponen a metales tóxicos 
33 
 
(Shen et al., 2009). Algunos de los estudios realizados con estos microorganismos en 
presencia de metales pesados son los siguientes. 
Boyd y Williams (2003) realizaron uno estudio en el que se comparó la sensibilidad y 
facilidad de uso de dos nematodos Panagrellus redivivus y Pristionchus pacificus con 
respecto a Caenorhabditis elegans. Se evaluaron los efectos del cobre (Cu) en la 
sobrevivencia, reproducción, movimiento y comportamiento de alimentación. P. pacificus 
fue el más sensible en todas las pruebas y P. redivivus fue el menos sensible. La 
reproducción y movimiento de C. elegans y la reproducción de P. pacificus disminuyeron 
un 50% en concentraciones similares de Cu (2 mg/L) pero el movimiento de P. pacificus 
fue menos sensible al Cu (8 mg/L). 
En un estudio realizado por Castillo et al. (2000) con Panagrellus redivivus y otros 
organismos en presencia de metales y pesticidas se observó que P. redivivus fue más 
sensible que las semillas y plantas de cebolla. También, se observó en Panagrellus 
redivivus que la detección de mutagenicidad por metales pesados como arsénico, cadmio, 
cromo, cobre, mercurio y zinc, así como para compuestos orgánicos y pesticidas en 
algunos casos es similar y en otros complementaria comparado con Lacuta sativa, Allium, 
Hydra y Daphnia (Castillo y Schäfer, 2000). 
Como se observa, a través del tiempo se ha estudiado el potencial que tiene el nematodo 
P. redivivus en las pruebas de toxicidad en presencia de diversos compuestos, sin 
embargo no se observa de manera clara su sensibilidad aún cuando pareciera ser un 
organismo prometedor para facilitar los bioensayos; por lo anterior en el presente trabajo 
se plantearon los siguientes objetivos. 
 
 
 
 
 
 
 
 
34 
 
 
5.0. OBJETIVOS 
 Objetivo general 
 
• Determinar la capacidad de Panagrellus redivivus para detectar contaminación por 
nitratos y metales pesados en agua sintética a través de una prueba de toxicidad. 
 
Objetivos específicos 
 
• Determinar la capacidad de Panagrellus redivivus para detectar contaminación por 
nitrógeno en forma de nitratos en agua sintética. 
 
• Determinar la capacidad de Panagrellus redivivus para detectar contaminación con 
metales pesados, particularmente plomo y zinc en agua sintética. 
 
6.0. HIPÓTESIS 
Panagrellus redivivus se ha utilizado como bioindicador de contaminación en agua y 
suelo contaminados con hidrocarburos y pesticidas por lo que puede tener la capacidad 
de detectar contaminación por nitrógeno en forma de nitratos y algunos metales pesados 
como plomo y zinc. 
 
7.0. METODOLOGÍA 
 
7.1. Crecimiento masivo de Panagrellus redivivus 
El presente estudio se basó en la metodología propuesta por Pica (2008) (Figura 2). 
 
• El cultivo de microgusano se realizó en frascos de boca ancha aproximadamente 
de 500 ml estériles. 
• Se preparó una mezcla con 80 gr. de avena previamente pesada y 200 ml de agua 
y