UNIVERSIDAD NACIONAL AUTONOMA 
DE MEXICO 
UNIDAD ACAOEMICA DE LOS CICLOS PROFESIONALES Y DE 
POSGRADO DEL CCH 
INSTITUTO DE ECOLOGIA 
EFECTO ECOTOXICOLOGICO DEL INSECTICIDA· 
METIL PARATION SOBRE LOS ORGANISMOS 
BENTICOS DE LA PRESA IGNACIO RAMIREZ 
T E s 1 s 
QUE PARA OBTENER EL GRADO DE: 
MAESTRA 
p R E s 
EN 
E N 
ECOLOGIA 
T A 
MARINA YOLANDA DE LA VEGA SALAZAR 
Jl 
MEXICO, D. F. 
BIBL IO TECA 
INSTITUTO DE ECOLOGIA 
l ' ""'1 
1997 
 
UNAM – Dirección General de Bibliotecas 
Tesis Digitales 
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respectivo titular de los Derechos de Autor. 
 
  
 
HONORABLE JURADO 
Presidente. 
Dr. Rodolfo Dirzo Minjarez. 
Secretario. 
Dra. Laura Martínez Tabche. 
Vocal 
M. en C. Liliana Favari Perozzi. 
Suplente 
Dr. Francisco Espinosa García. 
Suplente 
Dr. Constantino Macias García. 
Dedicada a la memoria de mi amado padre 
M. V. Z. AGEO DE LA VEGA MARTÍNEZ 
por el gran ejemplo de superación y 
tenacidad que siempre nos dio. 
A mi madre Sra. Genny Salazar S. 
A mis hermanos: Ageo, Oaudia 
Isabel, Leticia, Roberto y Sandra. 
A mis sobrinas: Paulina, Leslie, 
Genny y Tamara. 
Por su invaluable apoyo y cariñe;). 
AGRADEOMIENfOS 
Sin el apoyo extraordinario de muchas personas no habría sido posible 
elaborar este trabajo, por ello deseo dar las gracias a todos los que 
contribuyeron a este esfuerzo. 
Agradezco a la Dra. Laura Martínez Tabche por haber hecho posible 
la realización de este trabajo, al Dr. Constantino Macias García por su 
acertada dirección en el desarrollo del mismo así como al Dr. Jorge 
Carranza Fraser y M. en C. Francisco Rojo por haber sido parte del 
Comite Tutorial. A la M. en C. Liliana Favari Perozzi por su 
colaboración y las facilidades prestadas para la realización de los 
ensayos de enzimas, al Dr. Edmundo Díaz Pardo por facilitar el equipo 
de muestreo, y al Dr. Francisco Espinosa García por sus comentarios. 
Especialmente deseo agradecer al Dr. Rodolfo Dirzo Minjarez por su 
generoso apoyo y los acertados comentarios para mejorar este trabajo, 
así como al Lle. Ageo de la Vega Salazar por su valiosa ayuda con el 
equipo de computación, y a todas las persona que me alentaron para 
culminar esta meta. 
Abreviaturas 
Resumen 
Introducción 
INDICE 
CAPITuLOI 
INTRODUCOÓN 
Contaminación de cuerpos de agua 
Plaguicidas 
Descripción del área de estudio 
Hipótesis 
Bibliografía 
CAPÍIULOII 
1 
3 
4 
6 
~ 
10 
12 
FACTORES FISICOQUíMICOS QUE DETERMINAN LA ACUMULACION DEL 
METIL PARATIÓN EN EL AGUA Y SEDIMENTO DE LA PRESA IGNACIO 
RAMÍREZ 
Introducción al capítulo 
Estratificación térmica 
Diagenesis química 
Eutroficación 
Objetivos 
Resumen del artículo 
Introducción del articulo 
Descripción del área de estudio 
Metodo 
Resultados 
Tablas 
Figuras 
Discusión 
Conclusión 
Referencias 
15 
16 
19 
20 
21 
23 
24 
26 
27 
31 
39 
43 
34 
38 
49 
CAPÍTUWID 
EFECTO ECOTOXICOLóGim DE LA EXPOSIOÓN PROLONGADA AL METÍL 
PARA TIÓN SOBRE LOS ORGANISMOS ACUÁ neos DE LA PRFSA IGNAOO 
RAM1REz 
Introducción al capítulo 
Organismos Bénticos 
Ecotoxicología 
Efecto tóxico del Metil Paratión 
Objetivo 
Resumen del artículo 
Introducción del artículo 
Descripción del área de estudio 
Metodo 
Resultados 
Tablas 
Figuras 
Discusión 
Conclusión 
Referencias 
Discusión General 
54 
54 
56 
58 
60 
63 
64 
66 
67 
71 
85 
89 
74 
84 
% 
101 
ABREVIATURAS 
Acetilcolina ACh 
Acetilcolinesterasa AChE 
Fosforotionatos PI 
Gamma Glutamil Transpeptidasa GGT 
Glutatión s-Transferasa GSI 
Metil Paratión MP 
Metil Paraoxon MPoxon 
4-Nitrofenol 4-NF (4-NP) 
Organofosforados OP 
Presa Ignacio Ramírez PIR (IRD) 
Sólidos Suspendidos Totales SST 
RESUMEN. 
Los ecosistemas acuáticos han sido tradicionalmente usados como 
depósito de desechos que generan problemas de contaminación. La 
contaminación con plaguicidas, incluyendo la presencia se residuos 
químicos en organismos acuáticos, representa un potencial riesgo 
ecológico. El Metil Paratión (MP) es un insecticida y acaricida. 
Pertenece al grupo de los insecticidas Organofosforados (OP). El MP es 
un compuesto muy inestable y la molécula se oxida fácilmente, 
obteniéndose el 4-nitrofenol (4-NF) por hidrólisis o fotólisis química a 
temperaturas ambientales altas o a la exposición química de luz visible 
o UV, en condiciones neutras o alcalinas. En agua, la hidrólisis ácida es 
lenta y la absorción en sedimentos puede evitar la hidrólisis. El MP es 
rápidamente metabolizado por plantas y animales por lo que es 
considerado poco persistente, y no se espera que persista o se 
bioconcentre. 
El sistema Lerma Chapala, constituye el recurso hidrológico más 
importante de la Mesa central en México; esta zona presenta 
endemismos de fauna íctica a nivel de familia género y especie. La 
Presa Ignacio Ranúrez (PIR) pertenece a la cuenca del río Lerma y 
alberga al menos tres especies nativas, el crustáceo Cambarellus 
montezumae, y los peces Girardinichthys multiradiatus y Chrirostorna 
riojai. 
En este estudio se midió la acumulación del MP en agua y 
sedimentos de la PIR para determinar si el efecto de factores 
fisicoquímicos tales como pH ácido o la elevada turbiedad pueden 
evitar la degradación o favorecer la acumulación del MP en los 
diferentes estratos, y la bioacumulación del MP en los principales 
organismos bénticos que habitan la PIR. Para conocer el efecto tóxico 
que produce el insecticida en los organismos se evaluó la actividad de 
las enzimas Acetilcolinesterasa (AChE) y Gamma-glutamil 
transpeptidasa (GGT). Además se determinó el efecto de los factores 
fisicoquímicos y ambientales que ocurren en temporada de secas y en 
temporada de lluvias en la PIR sobre la bioconcentración de MP y el 
efecto tóxico que produce en los organismos presentes. 
Se realizaron 2 muestreos, el primero en mayo de 1996 (en época de 
estiaje) y el segundo en septiembre de 1996 (en época de lluvias). En 
2 
ambos muestreos se colectaron muestras de agua y de sedimento en 10 
sitios en la presa y se colectaron ejemplares de seis especies de 
animales y tres especies de plantas, en un solo sitio de muestreo. 
La PIR tiene las características de un sistema léntico, con la presencia 
de estratificación térmica en verano, eutroficación, disminución de 
oxígeno disuelto en el agua del fondo y la presencia de zona afótica en 
los sitios más profundos. Las principales diferencias entre las épocas 
de muestreo fueron el aumento de turbidez y concentración de sales, 
así como la disminución de oxígeno disuelto en el fondo en la época de 
lluvias. 
El MP y el 4-NF se acumulan en agua, sedimento y en los organismos 
acuáticos. La concentración de MP y 4-NF muestran una correlación 
negativa con el pH del sedimento y una correlación positiva con la 
profundidad •de la zona afótica. 
Los sedimentos de la PIR muestra un efecto subletal y genotóxico en 
bioindicadores, y la concentración de MP presenta una correlación 
negativa con la diversidad y abundancia de comunidades 
macrobénticas. 
El MP se bioconcentra en el tejido de los organismos, dependiendo 
del tiempo de exposición al insecticida, y la fisiología de cada uno. 
Además se encontró que el MP se bioacumula a concentraciones 
mayores en el tejido de flores, embriones y huevos lo que puede 
significar una amenaza al éxito reproductivo de las especies 
estudiadas. La actividad enzimatica de los organismos recolectados en 
la PIR en las dos estaciones de muestreo se vió incrementada de forma 
significativa con respecto a los organismos control. Se sugiere que el 
metabolito 4-NF está participando en el efecto tóxico al causar el 
incremento en la actividad de la AChE,mientras que el incremento en 
la actividad de la GGT puede indica daño orgánico, también puede ser 
un mecanismo de destoxificación a la exposición subletal del MP, por 
lo que se concluye que el MP esta produciendo efecto tóxico en los 
organismos. 
CAPÍTULO UNO 
INTRODUCCIÓN 
Los ecosistemas dulceacuícolas además de ser el hábitat para muchas 
especies, tienen numerosas funciones ambientales; reciclan nutrientes, 
purifican agua, atenúan las inundaciones, recargan el agua 
subterránea, y sirven de recreación para el hombre. El que los lagos 
ocupen una pequeña fracción de la tierra, no impide que sean de gran 
importancia como sistemas ambientales y como recurso para el uso 
humano. Los lagos y presas son usados como suministro de agua para 
beber, también han sido usados para muchos propósitos comerciales, 
incluyendo pesca, actividades piscicolas, transporte e irrigación. 
Desafortunadamente son también los ecosistemas más severamente 
degradados por el aumento en la liberación de sedimentos 
provenientes de construcciones urbanas, agricultura, silvicultura, y 
también reciben descargas de aguas residuales favoreciendo la 
contaminación de aguas superficiales con fertilizantes, detergentes, 
insecticidas, desperdicios industriales y desechos domésticos Gohnson 
et al. 1995; Lydear y Mayden 1995). 
Este incremento en la liberación de sedimentos, ha dado como 
resultado la excesiva eutroficación por entrada de nutrientes y materia 
orgánica, mayor turbiedad y sedimentación en ríos, lagos y presas, con 
la pérdida de la capacidad de almacenamiento de agua y el deterioro 
(cantidad y calidad) del hábitat para peces y vida silvestre (Committe 
on Restoration of Aquatic Ecosystems 1992), que está causando la 
extinción de especies. En México, donde la ictiofauna continental es de 
alrededor de 500 especies, con altos niveles de endemismos, 
actualmente más de 149 especies se encuentran amenazadas o en 
peligro y al menos 21 especies están extintas (de la Vega 1996). 
CONTAMINACIÓN DE CUERPOS DE AGUA 
El hombre genera más de un millón de clases diferentes de productos, 
como desperdicio y como productos útiles que pueden terminar en 
desperdicios. El uso extendido de productos químicos orgánicos, 
muchos de los cuales tienen efectos tóxicos, ha permitido que sean 
liberados al ambiente, produciendo daños en las comunidades 
naturales. La destrucción gradual de los sistemas naturales en parte, es 
producto de la contaminación ambiental (SCEP 1976). El impacto 
ecológico potencial es importante por la pérdida de las funciones de 
los ecosistemas acuáticos, como son: 
(1) la función hidrológica, (2) mantener la calidad del agua y (3) 
mantener la vida (Lowrence y Vellidis 1995). 
Un contaminante es definido, como una sustancia que ocurre en el 
ambiente, al menos en parte como resultado de la actividad humana, y 
que tiene un efecto adverso en organismos vivos (Moriarty 1983). La 
contaminación es la presencia de cantidades significativas de 
sustancias no naturales en el medio ambiente o concentraciones 
anormalmente altas de algún constituyente natural, que a esos niveles 
causa efectos indeseables (Mason 1991 ). 
Muchos contaminantes presentes en las cuencas de los lagos llegan 
por los ríos, canales y descargas de aguas residuales. La materia 
orgánica puede entrar al agua como ramas, hojarasca, flores, polen y 
esporas, heces y esqueletos de animales y como humus del suelo 
finamente dividido. Es también conocido que los contaminantes 
atmosféricos descargados en otras áreas entran a los lagos a través de 
la precipitación directa. La mayor diferencia entre ecosistemas 
lacustres y ecosistemas lóticos (ríos) es la relación en el volumen del 
flujo que entra y que sale, y que es retenido en el lago. En ecosistemas 
lacustres, los contaminantes que entran permanecen en el sistema por 
periodos relativamente largos y están sujetos a transformaciones 
físicas, químicas y biológicas. 
Hay varios factores que controlan la permanencia de los 
contaminantes que entran a los lagos: tamaño, forma, profundidad, la 
sedimentación, la dispersión, tiempos de residencia, condiciones de 
temperatura (grados de estratificación), condiciones 
hidrometeorológicas, el régimen hidrológico e interacciones bióticas. 
Algunos o todos estos factores pueden influenciar la distribución de 
contaminantes en lagos: 
La interacción entre el fondo y el agua superficial es muy importante 
para determinar la calidad del agua, el proceso de erosión, deposición 
y resuspensión del sedimento, dependen de la variación en el estado 
de turbulencia y son muy importantes en la dispersión y mezcla de un 
contaminante en el agua que las recibe (Welch et al. 1992). 
5 
Hay varias corrientes en los lagos tales como el flujo horizontal por la 
acción del viento. Estas corrientes transportan los contaminantes 
desde puntos donde los contanúnantes son descargados a el otro lado 
del lago, por ello generalmente no se observa una distribución 
homogénea vertical ni horizontal de los contaminantes en los lagos. 
Los procesos de sedimentación afectan directamente la cantidad total 
de contaminantes en los lagos. Los contaminantes descargados en los 
lagos en forma suspendida y disuelta que han sido transformados en 
forma de partículas, precipitan al fondo con el tiempo. Estas 
sustancias no contribuyen en la contaminación del agua, y el proceso 
de sedimentación es importante por tener el principal papel en la 
autopurificación. 
La liberación de los contaminantes del fondo del sedimento al agua, 
es el fenómeno adverso de la sedimentación. La cantidad del 
contaminante aumenta en el agua por la liberación. La resuspención de 
partículas del sedimento al agua es causada por la actividad del bentos 
y por las corrientes de agua (Okada 1992; Moss 1992). 
La entrada de contanúnantes a los cuerpos de agua pueden afectar a 
los sistemas de forma directa produciendo efectos tóxico o de forma 
indirecta modificando las características fisicoquínúcas. 
La contaminación orgánica ocurre cuando grandes cantidades de 
compuestos orgánicos que pueden actuar como sustrato para 
microorganismos son liberados en el agua. Durante el proceso de 
descomposición el oxigeno disuelto en el agua puede ser usado a una 
tasa mayor que la que puede ser reemplazado, causando una 
deficiencia de oxígeno, con severas consecuencias para la biota. 
6 
Los afluentes con alto contenido de materia orgánica, frecuentemente 
también tienen gran cantidad de sólidos suspendidos los cuales 
reducen la cantidad de luz disponible para los organismos 
fotosintéticos, y alteran las características del agua produciendo un 
hábitat inadecuado para muchos organismos (Mason 1991). 
En casos extremos, la sedimentación excesiva puede significar la 
pérdida de la capacidad de almacenamiento, disminuyendo la utilidad 
de los lagos para regular la disponibilidad de agua, su valor 
recreacional y cantidad y calidad de hábitat para peces y vida silvestre. 
El problema más extendido es la contaminación de lagos y ríos por 
descargas provenientes de las actividades agrícolas son los nutrientes y 
plaguicidas asociados que fueron aplicados para fertilización y control 
de insectos, los cuales, frecuentemente los lagos no pueden eliminar 
por sí mismo (Committee on Restoration of Aquatic Ecosystems 1992). 
Las prácticas de cultivo resultan en un incremento en la erosión y un 
aumento en los Sólidos Suspendidos Totales (TSS) en las aguas que los 
reciben. Flujos de retomo de riego (o inundaciones) pueden acarrear 
altas concentraciones de TSS, fertilizantes y plaguicidas. La aplicación 
aérea no controlada de plaguicidas puede ocasionar la contaminación 
del aire y alcanzan los ecosistemas acuáticos al ser diseminados por el 
viento. A pesar de que en América Latina existen numerosos ejemplos 
de contaminación de agua, suelo y aire con estas sustancias, con los 
datos disponibles no es posible evaluar totalmente su magnitud ni el 
efecto que producen a los ecosistemas que los reciben (OMS 1993). 
PLAGUICIDAS 
Los plaguicidas son sustancias usadas para proteger a los humanos 
contra insectos vectores de enfermedades, a los cultivos de la 
competencia con hierbas indeseables, y a los cultivos, plantas y 
ganado de enfermedades y depredadores. A pesar de los 
considerables beneficios de los plaguicidas, su uso extenso e 
inadecuado ha causado importante deterioro ambiental. 
Los plaguicidas comprenden varios grupos de químicos que pueden 
ser clasificados de acuerdo a : (1) el organismo o plaga contra la que 
actúa, (2) El sector en el que se usa, tal como, agricultura, hogar o 
bosque y (3) su estructura química (Freedman 1989). 
El uso de plaguicidas en América Latina casi se duplicó, y en 
algunos casos se triplicó durante el período de 1980a1990. Hay una 
tendencia general hacia la disminución del uso de plaguicidas 
órganoclorados muy persistentes, y a la utilización de productos 
menos persistentes, pero más tóxicos, como los carbamatos y 
compuestos órganofosforados. De acuerdo con la información que 
existe, los principales contaminasteis de los alimentos en México son 
los plaguicidas órganoclorados y sus productos de biotransformación; 
en segundo lugar están los residuos de plaguicidas órganofosforados. 
La presencia de estos se debe probablemente a deficiencias en las 
prácticas agrícolas (OMS 1993). 
7 
El metil paratión (MP) es un insecticida y acaricida que pertenece al 
grupo de los insecticidas órganofosforados. F.stos son inestables y 
relativamente poco persistentes; en condiciones alcalinas se hidrolizan 
a productos inertes. F.stos productos son sumamente tóxicos al hombre 
y a otros manúferos por inhalación e ingestión, debido a su gran 
penetración percutánea, por interferir con la actividad de la acetil 
colinesterasa (AChE) en el sistema nervioso (Meister 1992; OHS 1991). 
El MP tiene una vida media corta cuando es aplicado a los cultivos (1 
Hr.), además de que se ha reportado que es rápidamente metabolizado 
por plantas y animales, no se espera que persista o sea bioconcentrado, 
por lo que se considera que el riesgo para la salud por el uso del MP es 
bajo (lfayes y Law 1990; Meister 1992). 
La producción anual de MP en México es de 4000 toneladas anuales, 
lo que representa el 25% de la producción total de insecticidas y 
acaricidas, su aplicación se reporta en los 32 estados de la República y 
no se recomienda ninguna restricción en su uso (CNE 1988). 
8 
El 4-nitrofenol (4-NF), producto de la descomposición del MP no es 
absorbido por partículas del suelo y puede contaminar el agua. La EPA 
(US Environmental Protection Agency) ha establecido niveles seguros 
para la salud humana de 60 µg/L de 4-NF, en agua para beber; 
concentraciones más altas o a los mismos niveles por tiempo 
prolongado, causa efectos adversos a la salud, incluyendo estrés 
respiratorio, daño hepático e inflamación en el estómago y ha 
mostrado ser tóxico para aves y peces (US EPA 1990). 
DESCRIPCIÓN DEL ÁREA DE ESTUDIO. 
El sistema Lerma Chapala, constituye el recurso hidrológico más 
importante de la Mesa central. 
Tradicionalmente en esta región se ha llevado a cabo una gran 
explotación de recursos naturales, y se han favorecido grandes 
asentamientos humanos, como es el caso de las ciudades de Toluca, 
Querétaro, Salamanca, Guanajuato y Morelia, entre otras, se trata de 
una de las regiones más densamente pobladas del país. Esto ha dado 
lugar al desarrollo de zonas agrícolas, pecuarias, corredores 
industriales de gran importancia económica que en conjunto han 
contribuido a que el río Lerma figure como uno de los más 
contaminados del país (Díaz Prado et al. 1993). 
El presente estudio se realizó en la Presa Ignacio Ranúrez (PIR), 
construida sobre el río La Gavia, unos 22 Km al Noroeste de la ciudad 
de Toluca y 5 Km aguas arriba de la confluencia de esta corriente con el 
río Lerma en el municipio de Almoloya de Juárez del Estado de 
México. La presa recibe la afluencia de los Ríos El Salitre, El muerto, 
Las Cebollas, San Pedro, el Guajolota, El Almoloya principalmente. 
Área de la Cuenca: 505 Km2. 
Construcción: Las obra de construcción de ésta presa se iniciaron en 
1964 y se comenzó a almacenar el vaso, con fecha 7 de Junio de 1965. 
V aso: La capacidad total del vaso hasta la elevación 2 548.40 m, 
(correspondiente a la cresta del vertedor), es de 20.5 millones de m3, 
disponiendo de un almacenamiento muerto de 1.7 millones de m3 
hasta la elevación de 2544.00 m, que corresponde al umbral de la toma. 
(toda elevación es a partir del nivel del mar) (BH-50 1970). 
9 
La capacidad total de almacenamiento de la PIR es de 20.50 millones 
de m3 de la cual se obtiene un volumen total utilizado de 93.30 
.millones de m3 al año usados exclusivamente para riego (INEGI 1994). 
Municipio de Almoloya de Juárez Estado de México 
La población económicamente activ~ de los de 34 ejidos y 
comunidades agrarias al rededor de la PIR ocupan un total de 21 
974.380 ha., y realizan actividades de agricultura, ganadería caza y 
pesca. Los principales cultivos son maíz, avena forrajera, papa, 
chicharro y haba verde. 31 ejidos y comunidades agrarias practican la 
cría y explotación de animales y algunos ejidos se dedican a la 
explotación forestal principalmente de pino y oyamel (INEGI 1988). El 
MP es el insecticida de mayor uso en la región (CNE 1988). 
El clima es templado, subhúmedo con régimen de lluvias en verano 
(julio, agosto y septiembre), con una pluviosidad total de 822.5 mm. 
Los meses más calurosos son mayo y junio; la temperatura media es 
de 12.4ºC. Otro aspecto relevante es la erosión del suelo en la zona por 
erosión hídrica, consecuencia de la desforestación y erosión media, 
provocada por las ineficientes prácticas agropecuarias en suelos con 
pendientes pronunciadas, y por un deficiente manejo de los recursos 
hidrológicos (INEGI 1994). 
10 
HIPOTESIS 
Dado que en las actividades agrícolas que se realizan al rededor de la 
presa Ignacio Ramírez, se utiliza MP, entonces puede estar presente en 
el cuerpo de agua. 
Si la presa Ignacio Ramírez presenta estratificación térmica en verano y 
condiciones de anoxia en el hipolimnio, que eviten que el MP sea 
degradado por hidrólisis ó fotólisiS, entonces se podrá producir la su 
acumulación en el sedimento de la presa y podrá ser tóxico para los 
organismos tóxicos que la habitan. 
Considerando los antecedentes descritos, surgió el siguiente 
cuestionamiento: 
- La presencia de la cortina en la PIR produce acumulación de agua y 
un aumento en la acumulación de sedimentos. Por tanto, 
¿Cuáles son las características físicas y químicas que prevalescen en la 
PIR? 
¿La acumulación de agua da a la presa las características de un sistema 
léntico? 
¿Se presenta estratificación térmica y condiciones de anoxia durante la 
etapa de estratificación en verano, que pueden evitar la degradación de 
los contaminantes orgánicos y favorecer la acumulación de·MP en el 
sedimento de la presa? 
¿La excesiva sedimentación ha dado a la PIR las características de un 
sistema eutrófico? 
¿Se ha producido Acumulación del MP en los constituyentes de la 
presa? 
11 
En caso de que el MP se acumule en sedimentos. ¿Puede ser reciclado y 
aumentar su toxicidad por aumentar el tiempo de exposición del 
contaminante? 
¿Es el MP tóxico para las especies que habitan la presa? 
¿Pueden los efectos de la Eutroficación alterar la toxicidad del MP? 
Para poner a prueba las hipótesis propuestas, se realizó el estudio en 
la Presa Ignacio Ramírez colectando en dos épocas distintas, en Mayo 
de 1996, (durante la época de secas) y en Septiembre de 1996 (durante 
la época de lluvias), y se consideraron dos aspectos: 
l. Factores fisicoquímicos del agua y sedimento que pueden 
determinar la acumulación del insecticida MP en los componentes 
abióticos de la presa. 
2. El estudio ecotoxicológico en los organismos bénticos que habitan la 
PIR para conocer el efecto tóxico que produce el insecticida MP en 
estos organismos. 
En los siguientes capítulos se aborda la explicación de estos temas con 
una introducción general y se incluye en cada uno un artículo 
sometido para publicación, por lo que puede encontrarse cierta 
redundancia en algunos puntos. 
12 
BIBLIOGRAFÍA 
Boletin Hidrológico No 50 (1970) Cuenca del Rio Lerma Hasta la presa 
Solis del Lago de Patzcuaro, del Río Grande de Morelia Hasta el Lago 
de Cuitzeo y de la Laguna de Yuriria. Torno I y IV. Secretaría de 
Recursos Hidráulicos. Subsecretaría de Planeación . División General 
de Estudios. Dirección de Hidrología. 
Comisión Nacional de Ecología (CNE) (1988) Información General de 
Ecología. Cornite Nacional Calificador de Insumos. Dirección General 
de Protección Agropecuaria y Forestal SARH. 
Cornrnittee on Restoration of Aquatic Ecosysterns: Science, Technology 
and Public Policy (1992) Restoration of Aquatic Ecosysterns Science 
Technology and Public Policy. Water Science and Thech Board. 
Cornrnisson on Geosciences, Envirorunental and Resources National 
Research Council. National Acadernic press. 
De la Vega Salazar M. (1996) Causas de la degradación ambiental y 
pérdida de la biodiversidad en ecosistemas dulceacuícolas. Ciencias 
(en prensa). 
Díaz Prado E., Godinez R. M., López L. E., Soto G. E. (1993) Ecología de 
los Peces de La Cuanca del Río Lerrna, México. An. Ese. Nal. Cienc. 
Biol. 38: 103-127. 
Freedrnan B. (1989) Environrnental Ecology. The Irnpact of Pollution 
and Other Streses on Ecosystern Structure and Function. Academic 
Press Inc. 424 P. 
Hayes W. J., Laws E. R. (ed.) (1990) Handbook of Pesticide Toxicology, 
Vol 3, Oasses of Pesticides. Acadernic Press, Inc., NY. 
) 
INEGI (1994) Anuario estadístico del Estado de México. Instituto 
nacional de Estadística e Informatica. 
INEGI (1988) Censos Industriales del estado de México. Instituto 
nacional de Estadística e Informatica. 
Johnson B. L., Richard.son W. B., Naimo T. J., (1995) Past Present, and 
Future Concepts in Large River Ecology. BioScience 45, 134-141. 
Lydeard C. y Mayden R. L. (1995) A Diverse and Endangered Aquatic 
Ecosystem of The Southest United States. Conservation Biology 9, 800-
805. 
Lowrence R. y Vellidis G. (1995) A Conceptual Model for Assessing 
Ecological Risk to Water Quality Function of Bottomland Hardwood 
Forests. Environmental Management. 19, 239-258. 
Mason C.F. ( 1991) Biology of Freshwater PollutionLongman Scientific 
and Technical 351 P. 
Meister R. T. (ed.) (1992) Fann Chemicals Hamdbook '92. Meister 
Publishind Company, Willoughby, OH. 
Moriarty F. (1983) Ecotoxicology The Study of Pollutants in 
Ecosystems. Academic Press, Inc. 380 p. 
Moss B. (1992) Ecology of Fresh Waters. Man and Medium. Blackwell 
Scientific Publications 417 P. 
Occupational Health Services, Inc. (1991). MSDS for Methyl 
Parathion. OHS Inc., Secaucus, NJ. 
Okada Mitsumasa (1992) Environmental Engineering Course Water 
Pollution Control. Japan International Cooperation Agency. 
OMS (1993) Plaguicidas y salud en las Américas. Organización 
Panamericana de la Salud, OMS Divición de salud y Ambiente. 
Washington D. C. Serie ambiental No 12. 
SCEP Informe (1976) La Influencia del Hombre en el Medio Global . 
Fondo de Cultura Económica. 317 P. 
US Environmental protection Agency (1990) National Pesticide 
Survey: 4-Nitrophenol. Office of Water, Office of Pesticides and Toxic 
Substances, US EPA, Washington, OC. 
14 
Wekh E.B., Lindell T., (1992) Ecologycal Effects of Wastewater. Aplied 
Llnmology and Pollutant effects. Chapman and Hall. Cambridge 425 P. 
CAPÍTULOII 
FACTORES HSICOQUÍMICOS QUE DETERMINAN LA 
ACUMULACIÓN DEL METÍL PARATIÓN EN AGUA Y 
SEDIMENTO DE LA PRESA IGNACIO RAMíREZ 
INTRODUCCIÓN 
Dada la complejidad de los ecosistemas dulceacuícolas, es difícil 
predecir el efecto de los contaminantes químicos, debido a que el 
riesgo de los contaminantes depende no solo de su toxicidad, también 
de la cantidad que es liberada al ambiente, su tendencia a dispersarse, 
su persistencia y la disponibilidad para los organismos en las 
comunidades y en los sistemas, lo que hace necesario el monitoreo de 
los efectos biológicos que incluyan: factores de concentración y 
persistencia de los contaminantes en el medio ambiente y efectos 
biológicos (Kramer et al. 1994; Moriarty 1983). 
l." 
El MP es un compuesto que se considera muy inestable ya que la 
molécula se oxida fácilmente obteniéndose el 4-nitrofenol. Esto resulta 
de la hidrólisis metabólica o por fotólisis química a temperaturas 
ambientales altas o por la exposición química a luz visible o UV. Los 
compuestos organofosforados se hidrolizan bajo condiciones alcalinas 
neutras y ácidas, obteniéndose productos que no causan efecto en la 
inhibición de la AChE. Sin embargo, en condiciones ambientales la 
hidrólisis ácida es lenta y la absorción en sedimeñtos puede evitar la 
hidrólisis (Draber et al. 1992; Schmidt 1994; OHSI 1991). En estudios in 
vitro se ha demostrado que este insecticida se degrada rápidamente en 
agua de mar, en agua de ríos y lagos. La degradación es más rápida en 
la presencia de sedimentos (Howard 1989). Muchos tóxicos orgánicos 
pueden ser degradados por los procesos de fotólisis, mientras que la 
asociación de muchos contaminantes en el sedimento y a la materia 
16 
orgánica puede inhibir la fotodegradación (Munawar et al. 1984), lo que 
permite suponer que las características de los sitemas lénticos podrían 
evitar la degradación del MP. 
El efecto de los contaminantes en los ambientes acuáticos esta 
determinados por las características físicas del agua que los recibe. Un 
tipo de ambiente efectivo en la dispersión del contaminante, puede 
presentar bajas concentraciones, mientras que otro ambiente con poca 
capacidad de dispersión puede producir altas concentraciones de 
contaminante. Los cuerpos de agua estáticos son conocidos corno 
sistemas lénticos, representados principalmente por los lagos 
(naturales o artificiales). En ellos el movimiento de las aguas en la 
cuenca está determinado por la rnorfornetría (profundidad, forma, 
etc.), entrada de calor solar y viento (Wekh 1992). 
Para poder entender el proceso que siguen los contaminantes dentro 
de un cuerpo de agua, es necesario entender la naturaleza de los 
sistemas acuáticos y las características ficoquírnicas que puedan 
determinar la permanencia del xenobiótico, en este caso MP dentro de 
un cuerpos .de agua. 
Estratificación térmica 
La capacidad calorífica del agua es mayor que la del aire, por lo que 
los rangos de temperatura diurnos y anuales (máximas y núnimas) son 
menores en agua que en aire. Por ello los ambientes acuáticos se 
reconocen por ser más estables en temperatura. Las interacciones 
físicas, químicas y biológicas están dadas por el ciclo anual de 
temperatura. 
La mayor fuente de calor a los lagos es la radiación solar. Luz de una 
longitud de onda de 750 nrn, por ejemplo, el 90% es absorbida en 1 m y 
sólo el 1 % es transmitida a 2 m de profundidad en agua pura. La 
absorción de la luz se incrementa marcadamente por la materia 
disuelta y suspendida en el agua. Gran parte de la energía solar es de 
longitud de onda larga en la porción del infrarrojo, y solo el agua 
superficial de los lagos absorbe la radiación. 
17 
La alta capacidad calorífica del agua permite la acumulación de la 
energía luminosa como calor. En las zonas templadas, la temperatura 
del agua aumenta más de 4ºC a través de la columna de agua de los 
lagos en primavera y verano. Esto puede hacer más difícil la mezcla 
vertical del agua del lago y formar gradientes a lo largo de la columna 
de agua. Por la acción del viento en la superficie de los lagos y la 
fluctuación diurna de la temperatura atmosférica, el agua superficial se 
mezcla fuertemente, y la temperatura es relativamente uniforme debajo 
a una profundidad específica del agua. Además, se observa una capa 
media llamada Termoclina o Metalimnium caracterizada por una 
rápida caída de temperatura. Epilimnium e Hipolimnium son las capas 
superiores e inferiores a la termoclina respectivamente. El 
hipolinuúum es caracterizado por bajas temperaturas y baja 
penetración de luz (Fig. 2.1). 
Una parte de la luz solar es reflejada en la superficie del agua, 
mientras que otra parte penetra al agua y su intensidad decrece al 
aumentar la profundidad del agua. La producción fotosintética decrece 
a lo largo de la columna de agua por el decremento en la inten.5idad de 
la luz. Para que se produzca crecimiento del fitoplancton se requiere 
que la fotosíntesis (p : solo de día) sea mayor que la respiración diaria 
(r : 24 hrs). La zona donde la relación [(p - r)>O], es llamada zona 
eufótica o productiva y, la zona más baja donde la relación es menor 
que cero [(p - r)<O] es llamada la zona afótica o zona de 
descomposición (Fig. 2.1). 
El decremento en la radiación solar y la temperatura atmosférica en 
otoño, causan una pérdida de calor de la superficie del agua. La caída 
de temperatura en la superficie del agua resulta en el incremento de la 
gravedad específica. Esta inversión incrementa la mezcla vertical del 
agua entre las superficies más pesadas de agua y el agua más ligera. La 
caída gradual de la temperatura atmosférica incrementa la 
profundidad de la zona de mezcla. Finalmente se mezclan todas las 
profundidades del lago. Este es el periodo llamado "periodo de 
circulación" . 
ZONA 
EUFOTICA 
ZONA 
AFOTICA 
Luz T 0 2 pH Sales 
----+ ----+ ----+ --+ ----+ . . . 
EPILIMNIUM 
MET ALIMNim1 
HIPOLIMNIUM 
18 
Figura 2.1 Estratos que se observan en la columna de agua y perfiles verticales de los parámetros 
físicos y químicos en lagos eutróficos durante la estratificación térmica (Modificado de Okada 
1992). 
La importancia de la estratificación térmica radica en la separación de 
la zona superior y de la zona inferior del lago durante el verano a 
través de diferentes densidades del agua. En lagos eutróficos el alto 
contenido de materia orgánica en los sedimentos, originados por la 
producción de algas o macrófitas, así como la que entra al sistema por 
los ríos, proporciona una fuente de nutrientes para las bacterias. La 
descomposición aeróbica de la materia orgánica junto con la 
respiración consumen el oxígeno en el hipolimnio durante la 
estratificación (Okada 1992). 
19 
Diagenesis química 
Los sedimentos son el asiento potencial de productos químicos 
orgánicos e inorgánicos que entran a ecosistemas acuáticos. La 
concentración de químicos en el sedimento pueden afectar a los 
organismos bénticos, pero también al reaccionar con los componentes 
del sedimento, o degradarse, pueden producir cambios de · 
consideración en las características fisicoquímicas del ecosistema (Kent 
et al. 1994). 
La diagenesis química de los sedimentos comprende las reacciones 
químicas que ocurren durante y después de la sedimentación de 
materiales. Estas reacciones pueden ser divididas en dos categorías, 
biogénica y abiogénica, dependiendo si las reacciones son mediadas o 
no por bacterias u otros organismos. La diagenesis primaria de 
sedimentos es principalmente realizada mediante reacciones 
bacterianas tales como la respiración aeróbica, denitrificación, 
reducción de nitratos, fermentación, reducción de sulfatos y 
fermentación de metano. Los solutos producidos por la 
descomposición de materia orgánica, se encuentran libres para 
reaccionar. Estas reacciones secundarias además modifican la química 
del sedimento. 
En sistemas lacustres, los procesos de diagenesis pueden ser 
complicados por los patrones estacionales de estratificación térmica, 
acompañados por la disminución de oxígeno en aguas hipolimnéticas. 
La anóxia en el hipolimnium facilita considerablemente el flujo de 
muchos constituyentes del sedimento al agua (Algren 1994; Me Call y 
Tevesz 1982; Fisher 1982; Kortmann y Rich 1994). 
Cuando una bacteria heterotrófica en sedimento descompone la 
materia orgánica, y las concentraciones de oxígeno caen, los valores del 
potencial redox del sedimento caen de +500 mv a +200 mv, cuando se 
establecen condiciones de anóxia. En este punto la descomposición ha 
producido iones inorgánicos como fosfato y amonio. La respiración 
bacteria! pasa entonces a ser anaeróbica, y puede producir ácidos como 
butfrico y acético como productos finales. El contenido de dióxido de 
20 
carbono aumenta y consecuentemente el pH baja. Otros iones oxidados 
pueden ser usados por los microorganismos para oxidar la materia 
orgánica. Algunos protozoarios y muchas bacterias reducen nitratos, si 
están presentes, a NiQ o N2 a través de la denitrificación. La 
denitrificación generalmente se completa cuando el potencial redox cae 
a + 100 mv; las bacterias anaeróbicas, incapaces de oxidar compuestos 
de carbono, pueden liberar etileno, y las bacterias, (o tal vez procesos 
químicos inorgánicos), empiezan la1educción de iones. El resultado de 
estos procesos produce un suelo con un número de iones 
potencialmente tóxicos (Fe2+, Mn2+, 1-S) y ácidos orgánicos sin 
oxígeno y amonio (Moss 1992). 
Eutroficación 
Los términos oligotrófico y eutrófico fueron introducido al mundo de 
la limnología para clasificar lagos que tienen agua oligotrófica si ésta 
es clara en verano y eutrófica si ésta es turbia debido a la presencia de 
algas (Welch 1992). 
La eutroficación es definida como el enriquecimiento del agua por 
nutrientes inorgánicos de plantas. Los nutrientes principales son 
nitrógeno y fósforo, y resultan en un incremento en la producción 
primaria. Algunos cuerpos de agua son naturalmente eutróficos, en 
tanto que reciben suficiente suministro de nutrientes para las plantas 
acuáticas (Mason 1991). Pero muchas de las actividades 
socioeconómicas del hombre aceleran el transporte de estos nutrientes 
a los cuerpos de agua y pueden acelerar en gran medida la 
eutroficación. Considerando el origen de la materia orgánica, los lagos 
se clasifican en dos tipos: lagos autotróficos, que dependen de la fuente 
interna, como la producción de fitoplancton; y lagos alotróficos, los 
que reciben la mayor parte de su materia orgánica de fuentes externas. 
Mientras la eutroficación puede ser deseable en algunos cuerpos de 
agua para aumentar la productividad, en general los procesos de 
eutroficación se asocian con el deterioro de la calidad del agua y con la 
simplificación de la red trófica (Okada 1992). 
OBJETIVOS 
Cuantificar el contenido de Metil Paratión en agua, sedimento y en el 
tejido de los organismos bénticos de la presa Ignacio Ranúrez, para 
determinar si el MP se acumula en el sistema. 
21 
Determinar las características fisicoquímicas de los componentes 
abióticos (agua y sedimento) en las tempordas de secas y 
lluvias, y establecer cuales son las condiciones que pueden 
favorecer la acumulación o degradación del MP en los diferentes 
estratos. 
Realizar bioensayos para evaluar la calidad ambiental y posible 
toxicidad del agua y sedimentos de la PIR. 
Realizar censos para correlacionar la riqueza y abundancia de 
especies en laPIR, incluyendo a las comunidades de 
macroinvertebrados bénticos, con las concentraciones de MP en 
agua y sedimento, para conocer el efecto del insecticida en estas 
comunidades. 
METHYL PARATHION IMPACT ON WATER, SEDIMENTS fü'ID 
BENTHIC MACROINVERTEBRA TES FROM THE IGNAOO 
RAMIREZ DAM, MEXICO 
Marina Y. de la Vega Salazar 
Instituto de Ecología 
Universidad Nacional Autónoma de México, 
Apartado Postal 70-275, Ciudad Universitaria, 
CP 04510 D. F., México. 
Laura Martínez Tabche 
Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, 
Instituto Politécnico Nacional, 
Ap. Postal 105-314. Del. M. Hidalgo, 
CP 11340. D. F., México. 
Edmundo Díaz Pardo 
Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, 
Instituto Politécnico Nacional, 
Ap. Postal 105-314. Del. M. Hidalgo, 
CP 11340. D. F., México. 
Submitted to: Water Research. 
23 
Summary / Methyl Parathion (MP) an insecticide and acaricide, is considered 
unstable and relatively non-persistent The 4-nitrophenol (4NP) product of the 
decomposition of MP is the result of hydrolysis, metabolic or chemical photolysis 
at high ambient temperatures or to chemical exposure to visible or UV light under 
neutral and alkaline conditions. In water, acid hydrolysis is slow and absorption 
in sediments may prevent hydrolysis. Water, sediment and macrobenthic 
invertebrates were sampled once in both the dry and the rainy season of 1996 at 
Ignacio Ramirez dam (IRD) in Mexico, and aimed to determine whether MP is 
concentrated. We attempted to establish how factors like low pH or high turbidity, 
may prevent its degradation and favor the accumulation in water, sediment and 
organisms, and/ or produce a toxic effect in fresh-water organisms. The IRD is a 
eutrophic water body, whit the presence of thermal stratification in summer, 
dissolved 02 depletion in bottom and high turbidity. Methyl Parathion and 4-NP 
are accumulated in water, sediment and benthic organisms. During the dry season 
MP can be degraded and the metabolite can be eliminated from the sediment 
during the rainy season. MP and 4-NP concentrations show a negative correlation 
with pH in sediment and a positive correlation with depth of aphotic zone. This 
factors are largely correlated with accumulation and persistence of MP and 4-NP 
in sediment Sediment of IRD shows a subletal and genotoxic effect in 
bioindicators. MP and 4-NP concentrations in water and sediment have a direct 
effect in the diversity of macrobenthic communities. 
Key words: Methyl Parathion, 4-Nitrophenol, Dam, sediment, Accumulation, BioaccumuJation. 
Aeolosoma ~· Dhapnia ~ Photobacterium phosphoreum, Panagrellus redivivus. 
INfRODUCTION 
In Latin America, pesticide use doubled and in sorne cases tripled over 
1980-1990. Currently the trend is to decrease the use of persistent 
organochlorine pesticides and to increase the use of organophosphorus 
pesticides that, although less persistent, are more toxic (OMS 1993). 
Methyl parathion (MP) is an insecticide and acaricide. It belongs to the 
organophosphorus group of insecticides, and is considered unstable and 
relatively non-persistent based on chemical structure and on laboratory 
trials (Farran and De Pablo 1988). It is highly toxic to hurnans and other 
mammals due to the high degree of percutaneous penetration and the 
interference with acetylcholinesterase (AChE) in the nervous system 
(Meister 1992; OHS 1991). lt was reported that MP is rapidly metabolised 
by plants and animals and is therefore not expected to persist or to bio-
concentrate (Hartley and Kidd 1983; Howard 1989). MP low persistence is 
known, and hydrolysis can easily occur in water, either enzymatically as 
in organisms, or microbially in soils (Howard 1989). Further, MP 
biodegradation rates in water are dependent on the microbial community 
biomass and activity, pH and total organic carbon. The half-life for MP in 
natural water samples (in vitro) is about 30 days (Pritchard et al. 1987). 
The 4-nitrophenol (4NP) product of the decomposition of MP is the result 
of hydrolysis, metabolic or chemical photolysis at high ambient 
temperatures orto chemical exposure to visible or UV light under neutral 
and alkaline conditions (Draber et al. 1992). In water, acid hydrolysis is 
slow and absorption in sediments may prevent hydrolysis (Schmidt 1994; 
OHSI 1991). This insecticide degrades rapidly in sea, river and lake 
waters, and degradation is faster in the presence of sediments (Howard 
25 
1989). In flooded soils sorne pesticides and their metabolites do persist for 
long periods of time depending upon soil conditions. Whether pesticides 
such as MP undergo degradation is dependent on many factors; i. e. soil 
type, organic matter, moisture regime, temperature, redox status, sulfate 
content and number of pesticide applications (Sethunathan et al. 1991). 
The 4-NP, product of the decomposition of MP, is not absorbed by soil 
particles and may contaminate water. Environmental Protection Agency 
has established 4-NP level that is safe for human at 60 µg/L (US EPA 
1990). 
The complexity of aquatic ecosystems make it difficult to predict the 
effect of chemicals pollutants, in lacustrine systems. Sediments have long 
been demonstrated to be a potential sink for both inorganic and organic 
chemicals entering the aquatic environment (Kent et al. 1994). The 
chemical diagenesis of freshwater sediments can be complicated by 
seasonal patterns of thermal stratification accompanied by oxygen 
depletion of hipolimnetic waters (Fisher 1982; Moriarty 1983). Many of 
the previous studies were conducted in vitro assays and we are not aware 
of similar studies testing potential bioaccumulaton in the field. 
This study analyzes the presence of MP at the Ignacio Ramírez Dam in 
Central México and aimed to determine whether it is concentrated in 
water sediment and macrobenthic invertebrates. We attempted to 
establish how factors like low pH or high turbidity, characteristic of 
eutrophic systems, may prevent its degradation and favor the 
accumulation in water, sediment and organisms, and/ or produce a toxic 
effect in fresh-water organisms. 
26 
STUDY AREA 
Ignacio Ramírez dam is part of the Lerma-Chapala system is the most 
important hydrological system in the Central Mesa (plateau) of México. 
This zone harbors endemic fauna of fish at the family, genera and species 
level. This is one of the most densely populated regions of México, giving 
rise to agricultura! and farming activities and industrial belts of great 
economic importance which have contributed to making the Lerma river 
the most polluted river in the country (Díaz- Prado et al. 1993). 
The climate is generally temperate and sub-humid with summer rains in 
the months of July. August and September, with annual rainfall of 822.5 
mm. The hottest months are May and June and the average temperature 
is 12.4ºC. Soil erosion is another important aspect in the region, and it is 
caused caused by water run-off due to deforestation. Medium level 
erosion arising from inefficient agricultura! practices on soil with a steep 
slope and poor handling of water resources (Boletín Hidrológico No 50-
1970) is also present. The IRD which was built on La Gavia river, 22 Km 
Northeast of Toluca city and 5 Km upstream of the confluence with the 
Lerma river (Fig. 1); its geographical location is: Longitude W. G. 99º 46' 
25" and Latitude N 19° 27' 35". The Basin area is 505 Km2, the total 
storage capacity of the IRD is 20.50 million m3 of which a total yearly 
used volume of 93.3 million m3 is obtained and is used exclusively for 
irrigation (INEGI 1994). 
27 
MATERIAL AND METIIODS 
Two sampling episodes were conducted at IRD, one during May, and 
another during September. The first sampling was performed on May 21, 
1996, d'1ring May, when the water level was low. The dam filled in only a 
third of its capacity. The sampling was done on a sunny, cloudless and 
windy day, and the average temperature was 26ºC. The second sampling 
was performed on September 11, 1996 in September, when the difference 
in water level was only half a meter deeper than in May. This low level, 
unexpected during September, may have resulted from water level being 
maintained by opening the effluent; the day was sunny, 40% cloudy, and 
the average temperature was 34ºC. 
Transects were established along the length of the dam at each Km 
beginning from the dam (site 8), which included the two principal courses 
of the reservoir in order to determine the possible entrance sites or places 
of insecticide accumulation in the dam (Fig. 1); nine sites were sampled 
within the reservoir (sites farther than site 1 were unapproachable 
because they were too shallow to permit access to the boat) and one site 
out of the reservoir in the effluent, in order to evaluate whether the dam 
have the capacity to retain pesticides. Each site was located with a 
geopositioner (Magellan Geo- positioner NAV 5000 DX). Simultaneous 
samplings were made at each site, these included: 
1.- Physical measurement. 
The temperature and dissolved oxygen at the sutface and at each meter 
of depth to the bottom were determined at each site with an oxygen meter 
(Simpson electric Co. YSI model 51B). Secchi disk transparency was also 
measured in the open water at the time of water sampling. 
28 
2.- Chemical measurement. 
a) Additional chemical data were obtained of surface and bottom water 
taken at each site. One sample of surface and one sample of bottom at 
each site were used to determine the concentration of phosphorus, nitrite, 
nitrate, ammonia, sulfate, suspended solids and turbidity, which were 
determined using colorimetric methods and quantified with 
spectrophotometer (Hach DREL model 2000). Hardness (calcium) was 
measured by EDT A titration. The MP and 4-NP content was determined 
for each water sample in triplicate, extracting from 50 ml of water 3 times 
with 25 ml of chromatographic degree methylene chloride-hexane 
(15:75). The extracts were mixed and evaporated to dryness on a 
evaporator at 75ºC under nitrogen atmosphere (Nabawi et al. 1987; 
Wilson and Bushway 1981). The MP and 4-NP were quantified by gas 
chromatography. 
b) MP and 4-NP concentrations and content of organic mater in sediment. 
Three sediment samples were taken at each site by using 6 cm diameter 
by 5.2 cm height conical dredges. The organic matter content of the 
sediment was determined by ignition Qackson 1958), pH was measured 
directly in interstitial water extracted from sediment by centrifugation (13 
000 rpm for 5 min at 4ºC). The MP and 4-NP extraction were performed 
by the agitation of an exactly weighed sample of sediment with 100 ml of 
chromatographic degree methylene chloride-hexane (15:75) for 20 min. 
The extracts were cleaned by chromatography in a Florisil© column and 
evaporated to dryness on a evaporator at 75ºC under nitrogen 
abnosphere (Butler 1981; Beckert 1991). The MP and 4-NP content was 
determined by Gas Cluomatography. 
29 
e) Bioconcentration of MP and 4-NP in organisms. The concentration of 
MP in the tissues of organisms captured in the sediment of each 
sampling site was determined. The weight of the organisms was obtained 
and homogenised with 40 g of anhydrous sodium sulfate in a mortar. 
Extractions were made with 100 ml of chromatographic degree methylene 
chloride-hexane (15:75) with mechanical agitation during 30 min. The 
extracted were cleaned by chromatography in a Florisil © column and 
evaporated to dryness on a evaporator at 75ºC under a nitrogen 
abnosphere (Beckert 1991; Nabawi 1987). MP and 4-NP concentrations' 
were quantified by gas Cluomatography. 
3.- Biological evaluation. Generic Bioassays were undertaken to identify 
potential ecotoxic effects of effluents. 
Toxicity of water. Acute toxicity tests were applied to all water samples 
obtained at IRD using acute toxicity tests with Daphnia magna for an 
exposure period of 24 hrs to 100%, 50% 25% 12.5% 6.25% water dilutions 
and percentage of surviving water fleas was measured (EPA 1991). We 
also used the Microtox method, which measures the inhibition of 
Photobacterium phosphoreum production of light after a period of acute 
exposure of 10 min to 11.25%, 22.5%, 45% and 90% dam water dilutios 
(Bulich et al. 1981 ). 
Toxicity of the sediments was determined using Panagrellus redivivus 
nematode for a period of exposure of % hrs to 10%, 3% and 1 % dilutions 
of sediment interstitial water. The parameters evaluated were: survival (S; 
% of survivors), growth (G; % in each of 2 early larval stages that passes 
30 
to the next larval stage), maturity (M; % of larvae of stage 3 that become 
adults) and fitness U: of S + G + M). Of this, Maturity, which involves the 
use of a substantial amount of genetic material, is the most sensitive index 
of genotoxicity (Samailoff et al. 1983). 
Ouomatographic methcxi. 
The extracts were resuspended with hexane and analysed by gas 
chromatography with a V arlan mcxiel 3400 chromatograph, fitted with a 
Thermionic Specific Detector (fSD) and a fused silica colunm ] & W 
Scientific DB-1 (15m long. 0.53 mm intemal diameter and 1.5µ.m film 
thickness of methyl silicon) using helium as carrier gas at 30 ml/ min. 
Injector temperature 250ºC, detector temperature 260°C. Temperature 
programming was used to chromatograph the samples, initial colunm 
temperature 12ü°C was held for one minute, temperature raised to 150ºC 
at 30ºC/min, and held for 2 min, raised to 205º at lOºC/min, raised to 
240ºC al 2ºC/min and held for 5 min (Farran et al. 1988; Gluckman et al. 
1986; Stan 1989). 
Average recovery percentage of the extraction methcxis for MP was 92% 
for sediment and 100% for water. For the calibration curve of MP 
dissolved in hexane, the correlation coefficient was high (R=0.998 and P< 
0.01) . Average recovery percentage of 4-NP was 80% for sediment and 
70% for water; residues were not corrected for percent recovery in 
samples. For calibration curve of 4-NP dissolved in hexane (first dilution 
was done in methanoL and subsequent dilutions were done in hexane), 
correlation coefficient were also high (R=0.9825 and P< 0.05). 
RFSULTS 
Physical-chemical characteristics 
In May there was a drop in the temperature at the bottom without 
thermal stratification. In September the drop in temperature was more 
than 6ºC in one meter, evidence of a thermal stratification (Fig. 2). 
31 
In May, light penetration was total in sites 2, 5, 6 and 9 due to shallow 
and slow movement of water. In the deepest sites there were severa! 
aphotic zones: 0.5 m in site 3, 1.4 m in site 5, 0.15m in site 7 and 1.7 m in 
site 8. In September light penetration was only 0.2m in all stations with 
the presence of an aphotic zone in all sites tested too. There were high 02 
concentrations in the surface water sampling sites and lower C'2 
concentrations at bottom water sampling sites, it was not found evidence 
of anoxic conditions on any sampling time (fable 1). 
Concentrations of total phosphorus, nitrite, nitrite ammonia, suspended 
solids, turbidity, sulfate and hardness were obtained in water samples at 
high levels characteristics of eutrophic waters. There were not significant 
difference in salts concentration between each sampling site at surface or 
bottom water samples in any sampling time. However a significant 
increase in all salts concentrations was found during September in 
comparison with the May sampling (ANOV A) (P< 0.05) (Fig. 3). 
In the effluent (site 10), salts concentrations were lower than inside the 
dam; this may indicate that low water movement favors sedimentation 
and retention of particles. 
In May, the pH water varied between 7.3 and 7.8, and pH sediment 
values between 6.04 and 6.77. The difference between water and sediment 
pH was statistically significant ( ANOV A) (P<0.05). In September, the 
water pH decreased (6.62-7.15), and sediment pH increased (6.34-7.14). 
The difference was significant in comparison with the May sampling 
(ANOV A) (P< 0.05) (Table 1). 
32 
The percentage of organic matter, clay and sand were determined in 
order to know the sediment composition. High percentage of clay was 
found in all sample sites. Organic mater content in the Sediment increased 
in September (Table 1). 
The increase of organic mater in sediments in September may be due to 
an increment of mortality of phytoplankton (autochthonous imputs) for 
the increase in the aphotic zone consequence of high turbidity and 
transport of organic mater from upstream (allochthonous imputs), the 
decomposition of this organic mater contribute to the depletion of oxygen 
in the bottom. 
Methyl Parathion Accu.mulation 
Higher MP concentration was found in sediment samples than in water in 
all sampling sites in both seasons (Fig. 4). 
In September MP concentration in water samples decreased. Significant 
differences were found in vertical and seasonal variation in MP 
concentrations, ANOV A (P<0.05). In sediment MP concentration 
decreased but sediment concentration did not show significant difference 
in comparison with May (Fig. 4). 
Higher 4-NP concentration was found in sediment samples than in 
water in all sampling siles in May (Fig. 5). In September 4-NP was not 
found in water samples. In both seasons 4-NP was found in sediment, 
and 4-NP concentration decreased in September in comparison with May 
(Fig. 5). Significant differences in 4-NP concentrations were found in 
vertical and seasonal variation, ANOV A (P<0.05). 
33 
The highest MP and 4 NP concentrations in sediment were found at site 
8 in May, this site had the lowest pH and the deephest aphotic zone. In 
September the highest MP concentration in sediment were found in sites 
1 and8. 
Site 1 had the highest MP concentration in September; this may be due to 
the fact that it site receives water and sediment accumulated from severa! 
tributarles. Besides in May, site 1 was not flooded, and maize crops were 
growing there. This may be important sources of MP (during September 
the site was flooded) . 
A negative correlation between pH and MP concentration was observed 
in sediment in both May and September samples and between pH and 4-
NP in May. (Regressions were done between 10-pH and MP and 4-NP 
concentrations, in order to have a lineal escale in both parameters, 
regression lines show a positive correlation) (Fig. 6). A positive 
correlation between depth of aphotic zone and MP concentrations was 
observed in sediment in May (Fig. 6). 
Biological evaluation 
In May, benthic macroinvertebrates were found in sediment samples in 
sites 2, 4, 5 and 6 (Table 2). ln the forth sediment samples, the Oligochaeta 
Aeolosoma ~- was found, the MP and 4-NP content were quantified in 
the Aeolosoma tissue. The concentrations of both were higher than in 
water and sediment (Table 3). In the September sampling, benthic 
macroinvertebrates were not found in any sediment sample. A negative 
relationship between 4-NP concentration in sediment and diversity index 
(r = -0.9845) was observed (Table 3). 
Toxicity of water and sediment 
No dam-water effect was found after acute exposure in the toxicity tests 
with !2- magna and _E. phosphoreum. The sediment caused toxic effect in 
the test with Panagrellus redivivus, with a slight effect on survival and a 
greater effect on growth. However, the greatest effect were the inhibition 
of maturity and fitness in the nematode during the test (Table 4). We 
found coincidence between sites were toxic effect was high and diversity 
index was zero or benthic organisms were absents. 
DISCUS-5ION 
We made only 1 visit per season. However the reader should bear in 
mind that the May sample was taken towards the end of the dry season 
and the September sample was made during last part of the rainy season. 
Physical-chemical characteristics. 
The Ignacio Ramírez Reservoir presents a pool characteristics with the 
presence of thermal stratification in summer. In May, turbidity was lower 
than in September, allowing photosynthetic activity and high dissolved 
oxygen concentration. The highest turbidity during September permits 
light penetration in water only through few centimetres, limiting 
photosynthetic activity and causing depletion of dissolved oxygen in 
water. These is characteristic of eutrophic water bodies (Okada 1992). 
The high salinity because of eutrophication may be due to farming 
activities carried out in the dam' s vicinity, the steep slope of the soil 
around the dam, the acute erosion in the zone and the considerable land-
water interrelationship. Due to an extended aquatic-terrestrial transition 
zone, the area is covered by water only during the flood pulse. All of 
these causes a high deposition of soil at the IRD. The most important 
affected factor is the increase in turbidity because of the high content of 
clay in the soil. 
The water pH values showed a tendency to acidity; they may be 
considered low, given the high buffer capacity of the system due to the 
high CaC03 concentration in the dam, low water pH can be due to the 
35 
accumulation of products as a result of biological activity, such as the 
accumulation of CQi and degradation products (Moss 1992; Okada 1992; 
Reid and Wood 1976). 
Methyl Parathion Accumulation 
IRD has a high catchment basin with many tributaries, which allows MP 
entrance. Sedimentation pattems are important in MP and 4-NP 
accumulation, since site 8 is located on the basin over the natural course 
of the la Gavia river on which the dam was built. It has high sediment 
accumulation and it was the site with the highest MP and 4-NP 
accumulation in both seasons, finally sediments are a sink for chemicals 
entering the aquatic environment (Kent et al. 1994). 
An oxidative condition was presents in surface and bottom in all sites, 
this may favor the MP and 4-NP degradation, but both are present in 
water and accumulate in sediment. This may be explained by the low pH 
and aphotic zone in our sites. 
Our results indicate that there are conditions that prevent the 
degradation of insecticide, such as low pH in the sediment is an 
important parameter that affects the MP persistence, which degrades very 
36 
slowly at a low pH (Draber et al. 1992), and the presence of aphotic zone 
which prevent photochemical hydrolysis, chemical alteration of pesticides 
by photolysis yields products that are more amenable of biological 
degradation (Haperman-Somich 1991 ). The sediment composition is also 
important since pesticides and their degradation products generally 
persist larger in clay soils than in soils rich in organic mater, due to the 
low microbial activity in the former (Sethunathan et al. 1991). Usually 
microbial activity is the major degradative pathway, but abiotic reactions 
can dominate and/ or environmental conditions prevent degradation of 
sorne compounds (Miles 1991), this seems to occur to MP. 
Contrary to previous reports suggesting that 4-NP does not absorb to 
soil particles (US EPA 1990), it concentrated on sediment, and our resuts 
suggest that pH sediment characteristics may favor 4-NP accumulation on 
the sediment. It has been reported that phenolic compounds are 
frequently incorporated into soil humic constituents, and this binding 
depends on soil pH (Bollag 1991). 
Differences in physical and chemical features resulting from seasonal 
variátions (Haertel et al. 1969; Paine 1986; Reid and Wood 1976), 
additionally produce changes in MP and 4-NP concentration in water and 
sediment at IRD. ~ degradation can be possible during the dry season, 
when the turbidity is low, but 4-NP is accumulated in water and 
sediment. The elimination of 4-NP may occur during the rainy season 
although a low concentration remains in sediment. The results show that 
light penetration and pH are factors that correlate with the accumulation 
and persistence of MP and 4-NP in sediment. Possibly the increase of 
sediment pH and the decrease of water pH was apparently favorable to 
the delivery of 4-NP from sediment to water in the rainy season, and the 
MP and 4-NP concentrations were seemingly diluted in water and 
sediment. 
The insecticide degradation product is important since it may persist 
and accumulate in water and in sediment. Water 4-NP concentrations 
were much higher than the levels recommended as safe for human 
consumption by the EPA (USA EPA 1990), and may comtitute a human 
health hazard. 
Although MP remains in water and principally in sediment in deepest 
sites, and MP present in sediment may be released as a result of benthic-
oganisms activities. The macrobenthic fauna may mix the sediment in 
which they live due to feeding activities or nest building. The sediment 
and interstitial waters are laterally and vertically transported by 
macrobenthic activities (McCall and Tevesz 1982; Elmgren 1989; Fisher 
1982), and may be bio-available to organisms that inhabitant the dam. 
Toxicity of Water an Sediment 
37 
The invertebrate population and communities are useful to monitor toxic 
compounds on a local scale since these group has low tendency to 
migrate (Bohác and Fuchs 1994). Because sediments are the potential 
settling area of organic and inorganic chemical products that enter in 
aquatic ecosystems, they can directly affect benthic organisms (Kent et al. 
1994). The reaction of organisms to pollutants may be non-specific but can 
reflect actual biological damage and may reveal the intensity and 
duration of the pollutant in the medium Qeffry 1994; Kramer et al. 1994). 
Contrary to reportes that MP is rapidly metabolized by plants and 
animals and not expected bio-concentration (Howard 1989), the 
38 
concentration of MP and 4-NP found in deep-water macroinvertebrate 
(Aeolosoma ~ . ) tissue ata higher concentration than in water and 
sediment, means that the MP is a compound that can be bioconcentrated 
and increase its persistence whiting the system, and may be considered 
as a persistent compound (Munawar et al. 1984). 
The inverse relation between MP and 4-NP content in sediment and the 
diversity index of the presence or absence of benthic organisms and 
sublethal and genotoxic effect in the nematode r. redivivus, are both 
indicators of potential toxic effect of MP and 4-NP at concentrations 
found at IRD. 
CONCLUSIONS 
Sediment pathways inside the dam permit MP and 4-NP accumulation 
in the system, while physical and chemical factors may prevent MP 
decomposition. Our results suggest that acid pH and aphotic zone 
prevent MP and 4-NP degradation and permit their accumulation, but it 
would be necessary to monitor MP persistence at IRD for long-term, in 
order to characterize the MP persistence in this system (Eutrophic and 
with high turbidity) and the system's capacity of MP accumulation. 
Acknowledgements. Funds and facilities for this research were supplied by CONACYT (3458-N) 
and DEPl/IPN (952745) grants. The authors thank Constantino Macias G. for his supervision and 
advice in the development of this research, Dr. Rodolfo Din.o for his comments and correct the 
English text. Dr. Francisco Espinosa for his comments, Francisco Rojo C. for GC analytical 
support, Antonio Sánchez T. for assistance in sample collection, Angeles Grajeda for help in data 
acquiiition in sediment characterisation, Lucia Salazar and Gerarclo Cortez for help in data 
acquiiition of Bioindicators assays. 
39 
TABLE 1. SEASONAL ANO VERTICAL V ARIA TION OF DEPTH, TEMPERA TURE, 
DISSOLVED OXYGEN, PH IN WATER, AND 5EASONAL V ARIATION OF TRAl\ISPARENCY 
IN WATER, ORGANIC MA TER, CLA Y AND SANO IN 5EDIMENT AT IGANCIO RAMÍREZ 
DAM IN MA Y {M} AND IN SEPTEMBER {S} IN EACH SAMPLING 5ITE. 
Depth Transp. Temp. Oxygen pH pH Organic O ay Sand 
Si te (m) (m) ºC (mg/L) Water Sediment Mater % % % 
1-S M o 
5 0.20 19 5.2 7.05 
1-B M 
5 2 0.20 17 2.4 6.79 6.26 5.3 
2-5 M o O. 3 21 6.4 7.8 
5 0. 2 21 5.6 6.93 
2-B M 0.3 0. 3 6.66 6.3 39.19 52.54 
5 1.5 O. 2 17 3.4 6.84 6.6 7.28 
3-S M o 2 20.5 5.6 7.6 
5 0.24 24 5.4 6.95 
3-B M 2.5 2 18.8 4.8 7.8 6.63 3.2 72.93 22.13 
5 3 O. 24 17 2.8 6.9 6.8 6.33 
4-S M o 2.1 20 6.7 7.4 
5 0. 2 20 4.8 7.0 
4-B M 3.5 2.1 18.5 4.0 7.6 6.53 3.06 77.02 18.39 
5 4 O. 2 17. 5 2.2 6.9 6.67 4.82 
5-5 M 0.4 0.4 23 6 7.6 6.72 3.43 65.48 29.81 
5 1 0.2 21 5.6 7.12 7.14 4.14 
6-S M 0.4 0.4 22 7.2 7.6 6.44 3.34 76.84 18.37 
s 1 0. 24 24 5 6.71 7.12 6.24 
7-5 M o 2.6 21 7 7.4 
5 0.2 24 5.8 7.15 
7-B M 2.75 2.6 20 6.6 7.4 6.59 3.49 
s 3.5 o. 2 17 2.6 7.01 6.69 7.14 
8-5 M o 1. 8 25 7.6 7.3 
5 0.2 22 4.4 7.11 
8-B M 3.5 1. 8 19 3.4 7.6 6.W 3.1 
5 4 0.2 16.5 2.0 6.62 6.34 5.93 
9-S M 0.7 0.7 22 8.4 7.7 6.6 
5 1 1 24 5.4 7.04 6.73 5.6 
10-SM 7.7 
5 7.79 
Signifícant differences in water and sediment pH and organic mater in sediment between dry and 
rainy season were found. ANOV A (p<O.O.S). 
40 
TABLE 2. SPECIES RICHNESS AND ABUNDANCE OF BENTHIC M ACROINVERTEBRA TES 
COLLECTED IN SEDIMENT IN SITES 2, 4, 5 AND 6 IN MAY 1996. 
Specie SITE 2 SITE 4 SITE 5 
Aeolosoma sp. 
Netonectido 
Pentaneura sp. 
41 
5 
16 
23 
2 
35 
45 
27 
SITE6 
18. 
-'l 
TABLE 3. MP ANO 4-NP CONTENT lN WATER, SEDIMENT ANO ORGANISMS - ~"'D 
ESTIMATED FIELO ACCUMULATION• ANO BIOACCUMULATION O FACTORS. 
MP / 4-NP MP / 4- Accumu- MP / 4-NP Bioaccu-
SITE (mg/L) NP lation (mg/Kg) mulation 
Water (mg/Kg) Factor Aeolosoma Factor 
Sediment ~ 
2 MP 0.0005 0.00113 2.2 0.0023 4.5 
4-NP ND 0.19 2.42 13 
3 MP 0.0004 0.0004 1 
4-NP 0.0179 0.137 7.6 
4 MP 0.00015 0.0007 6.5 0.0007 6.4 
4-NP 0.018 0.567 31.5 2.27 126 
5 · MP 0.00035 0.000045 0.13 0.00062 1.77 
4-NP 0.014 0.121 8.6 2.07 148 
6 MP 0.0000016 0.00037 228 0.00173 4.6 
4-NP ND 0.64 2.45 4.8 
7 MP 0.0003 0.00013 0.43 
4-NP 0.39 0.738 1.89 
8 MP 0.0002 0.014 70 
4-NP 0.3 3.13 10.5 
• Accumulation Factor. Sediment concentration/ water concentration. 
OBioaccumulation Factor. Aeolcisoma tissue concentration/ sediment concentration. 
H' Shannon-Weiner Oiversity Jndex (Moore and Chapman 1986). 
Shannon-
Weiner 
Diversity 
Index H' 
0.35 
0.12 
0.47 
o 
o 
TABLE 4. SEDIMET TOXICITY TEST IN Panagrellus redivivus. 
% % % % Toxic 
SITE Surv. Grow. Mal Fil effect 
2 100 93 91 'l7 ND 
3 99 90 70 92 sr 
5 99 99 'l7 99 ND 
6 'l7 93 19 85 SoT 
7 99 95 31 88 SoT 
8 95 74 10 77 MT 
ND- Non detected effect. ST-Slight toxicity. 
SoT-Some toxicity. MT-Moderate toxicity 
n· lp·or 
11 
S.lltn 
~ 
El 
ll11rt1 
\ 
••••• 1:20 000 
1 r 1r 1 
• ' 1 
Melera 
N 
"· '41· oo· 
19· 141' ... 
El G11jtl1t1 
'(\ ... \' 
'·•N 
~~ 
11· 21' ... 
11" 21' OI" 
S11 Di111 
11 .... ,. 
FIG. 1 Study site location. Sediment and water sampling sites e, and 
organism collection sites • . 
~ 
'"" 
o ·t-- ---- 1- ----·- ¡. -· ·· --+---·· · ·+ ·----l 
i 
t·: A 
05 ! 
i,t-3 . 
3 .5 
4 -
15 17 19 21 
Temperatureº C 
O.: 1 ~ =r - ·- l- - - -+---
1 -~ 
E1 .5 f I D 
;; 2 _¡ 
15. 
CI> 
02.5 
3 
3.5 
4 .L 
15 17 19 21 
remperature º e 
23 25 
··-1 
23 25 
O·¡+--- ·I ·r 0.5 + º · ~ -1 
1 J. 
E1 .5 l t•t ¡ 2 t;;:;;;;;, ~ 2 
~2 . 5 . !2.5 · · 
1 
3 l 
,: t 3.5 t 
4 . 4 · 
T-rwncy 
15 17 19 21 23 25 o 2 4 6 8 
Temperatureº C Oxygen (mg/L) 
- ·-1·----j --··- - t----·- .¡ 
0.5 
T~ 
g1 .5 E g1 ·5 -· 
§. 2 . ª 2 . 
e!: 2.5 ~2 . 5 
F 
3 3 ·•· 
3.5 3.5 -
4 - 4 -
15 17 19 21 23 25 o 
Temperatureº C 
2 4 6 
Oxygen (mg/L) 
8 
FIG. 2. Vertical distribution of temperature in water at Ignacio Ranúrez dam in: (A) site 4 in May 1996, (B) site 8 in May,(D) site 7 in 
September 1996 and (E) .site 8 in September. Vertical ditribution of dissolved oxygen in water in site 8 in: (q May and (F) in September. 
.... .... 
      
  
    
3 60 - a 
$ 40 
LS) 
A DO AHORRAS e + q 
0123458678910 
Site of sampling 
14 - 
12 - 
10 a 
o. 61 
EV 
E 2d a 
Do ote eo oie ode de 
0123458678910 
Site of sampling 
E 
O
V
N
A
D
O
=
w
a
 
o
 
==
 
— P
A
P
A
 
» 
o 
im o ad . jp E—= Js ci 
23456780910 
Site of sampling 
To
ta
l 
Ph
os
ph
or
us
 
(m
g/
L)
 
se? 
—4— Surface Dry 
  
350 
300 - 
250 | 
200 + 
Er 
5 150 
5 100 + a 
- 07 
A e 
012345678910 
Site of sampling 
     : —+-D 
012345678910 
Site of sampling 
  
  
5S + 
340 
E 2 
E 20 
310 | 
Oe o po 
0123458789410 
Site of sampling 
=D Bottom Dry —A— Surface Rainy 
8 
| Na /4 : 7.5 +
EN AA 
6.5 - 
Bo + O o 
012345678910 
Site of sampling 
A
m
m
o
n
i
a
 
(m
g/
l)
 
O
N
A
a
 
o0s
0 
o
 
  
   
0123458678098410 
Site of sampling 
a] 
AA 
0123456780910 
Site of sampling 
—0— Bottom Rainy 
FIG. 3. Vertical and seasonal variation of suspended solids, turbidity, pH, nitrate-nitrogen, nitrite-nitrogen, 
ammonium-nitrogen, phosphorus, sulphates and hardness in water at each sample site (site 10 is not included in 
the plot because the point was outside the dam). No significant difference was found in vertical variation in any 
parameter, but the difference was sienificant in seasonal variation. ANOVA (P<0.05). 
Sp
~140 + ~ ñ 
É.120 -!-. ~ 
1 0 • 
11~~ 1! . 
0 -
}2~ : ~ ~.Q 
o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
lt  f pling 
14 1 
i ~~ 1 ·.•. - 8 ! 6 -
:-= 4 -
z 2 -! 
• 
a 
o ~ - ---· - -t-1--- - l -·+--1-¡c,- i- .¡. -t 
o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
it  f pling 
i 
1 
l 
~ 
 
a 
 3 4 5 6 7 8 9 10 
Slte f pling 
-- urf ce ry 
350 t 
300 -
~250 .. . ~ l:!::-2 0 t
~150 • 
~ 100 -i 
~~ ± ~9 
o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
lt  f pllng 
0.35 
0.3 
i0.25 
- 0.2 
~0.15 
= 0.1 
z0.05 - • 
º ~ ~ 
o 
50 . 
2 3 4 5 6 7 
lt  f pling 
i:. 1s:;;:. D 
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~ 10 
o . - _-+·-+--+-+-t-+-+--+-' 
o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
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o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
Slte f pling 
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o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
lt  f piing 
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11º~ : ~ _ : 
o 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 
it  f pling 
........ ott  ainy 
I . . ertical d sonal riati n f nded lids, t r idity, , itr t - itr gen, itrit - itr en, 
monium-nitrogen, osphorus, l hates d r ne s i  ater t ch ple ite ite  i  ot i l ed i  
t e lot cause t e oint as tside t e a ) . o i ificant iff r ce as nd i  ertical ariati n i  y 
o ra eter. ut t e iff r ce as imifi ant i  sonal ariation. OV A I 0.05). 
~ 
"" 
ºº" 1 0.014 
" º·"' j 
~ 0.01 
g 
e: o ., 
0.008 ~ 
111 
ll. 
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CD 0.006 ::¡¡ 
0.004 
º~ L _.Il_J., 
1 1 2 2 3 
D R D R D 
•W·S 
•W·B 
aSadlmant 
1-l1 J_J_ ... .. . · __n_ -- - ~ - - JLJLJLL _  ,._q ___ ~ 
3 4 4 s s a a 7 7 a a D D 10 10 
R D R o R D R D R D R D R D R 
Station and site of sampling 
FIG. 4 Methyl Parathion concentration in water surface (WS), water bottom (WB) and sediment Labels 
on the X axis indicate both site and season (D=dry season, R• rainy season). Significant differences were 
found in vertical and seasonal variation in MP concentrations, ANOV A (P<0.05). 
~ 
3.5 
3 j 
1 
2.5 
e; 
i 2 
o e: 
CD 
"á 
.~ 1.5 
z 
..¡. 
0.5 
o ---,Il ' -~ •• J ~ --l ~~ ~ ·-~ t~ , 
o 
, 
R 
2 
D R 
3 
o 
3 
R 
4 4 5 5 6 6 7 
O R O R O R O 
Station and site of sampling 
7 
R 
¡ 
11 
8 
D 
•w-s 
•W·B 
OSedlment 
1- ~ 1 l·-· l!lf- -
8 
R 
9 
D 
g 
R 
10 
o 
FIG. 5. 4-Nitrophenol concentration in water surface (WS), water bottom (WB) and sediment. Labels on 
the X axis indicate both site and season (D=dry season), (R=rainy season). Significant differences were 
found in vertical and seasonal variation in 4-NP concentrations, ANOV A (P<0.05). 
~ .... 
cr,0.014 T 
~0.012 
'Ce ,§. 0.01 
§0.008 
~ 
('!0.006 
~ 
>.º·ºº4 
~0 . 002 
o 
A 
• 
• 
r = 0.9399 
P<0.05 
• Mr¡ 
• 5ept9mber 
--•-+----- - 1 - .. 1- - - ---t----+- - +---+-·· - . - -1 
O.E+OO 1.E-07 2.E-07 3.E-07 4.E-07 5.E-07 6.E-07 7.E-07 8.E-07 9.E-07 
10-i>H 
3: I 0.014 1 • 
0
0.012 
1 e 
o i B 
~fs l 
¡0.01 
~ 1 r = 0.88 
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r =0.9851 5o.ooi 
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~ ~ - ~ ~ · - -· ~ !~ L - • -+-- -· - - --- - +--- -- - + - - -- -- · ... --- -·- 1 .. 
OE.00 2.E-07 4.E-07 6.E-07 8.E-07 o 0.5 1 1.5 2 
10-!>H Depth of aphotic zone (m) 
FIG. 6. Correlation (A) between 10-pH and MP concentrations in sediment in May and September. Test for 
equality of slopes was done to compare the analyses of regression separately for each of the May and September & 
dates, difference is not significant ANOV A F= 4.30 P< O.OS ANCOV A F=3.88 P<0.05.!Sokat 19811. 
(B) Correlation between 10-pH and 4-NP concentrations in sediment in May and (Q correlation between depth of 
aphotic zone and MP concentrations in sediment in May. 
REFERENCFS 
Algren Y., Waara T., Vrede K., SOrensson F. (1994) Nitrogen butgets in 
relation to microbial transformation in lakes. Ambio 15, 367-377. 
49 
Beckert W., López Avila V. (1991) Standardisation of sample extract 
cleanup and analytical conditions for more efficient determination of 
organic pollutants. In Powlowski L., Lacy W., and Dlugosy J. (Eds.) 
Chemistry for the Protection of the Environment Science Research. Vol. 42 
Plenum Press N. Y. 113-126. 
Bohác J., Fuchs R. (1994) The structure of animal communities as 
bioindicators of landscape deterioration. In Jeffrey D. W. and Madden B. 
(Eds.) Bioindicator and Environmental Management. Academic Press 
Llmited. 165-254. 
Boletín Hidrológico No 50 (1970) Cuenca del Río Lerma Hasta la presa 
Solis del Lago de Patzcuaro, del Río Grande de morelia Hasta el Lago de 
Cuitzeo y de la Laguna de Yuriria. Tomo I y IV. Secretaría de Recursos 
Hidráulicos. Subsecretaría de Planeación . División General de Estudios. 
Dirección de Hidrología. 
Bollag J. M. (1991) Enzimatic binding of pesticide degradation products to 
soil organic matter and their posible release. In Somosendaram L., Coats J. 
R. (Eds.) Pesticide transformation products. Fate and significance in the 
environment. Am. Chem. Society Washington OC. ACS Symposium 
Series 458, P 122-132. 
Bulich A., Greene M. W., Isenberg D. L. (1981) Reliability of the bacteria! 
luminescence assay for determination of the toxicity of pure compounds 
and complex effluents. In Branson D. R. and Dickson K. L. (Eds.) Aquatic 
Toxicity and Hazard Assessment. Fourth Conference of the American 
Society for Testing and Materials, STP 737. Philadelphia, P A. 338-347. 
Butler L. C., Staff D. C. and Davis J. E. (1981) Methyl parathion 
persistence in soil following simulates spillage. Arch. Environm. Contam. 
Toxicol. 10, 107-130. 
Díaz-Prado E., Godinez R. M., López L. E., Soto G. E. (1993) Ecología de 
los peces de la cuenca del río Lerma, México. Fish ecology of rio Lerma 
basin.An. Ese. Nal. Cienc. Biol. 38, 103-127. 
50 
Draver W., Fujita T. (1992) Rational Approaches to Structure, activity and 
ecotoxicology of agrochemicals. 485-500 
Elmgren R. (1989) Man' s impact on the ecosystem of the Baltic Sea. Ambio 
6, 326-332. 
EPA (1991) Methods for Measuring the acute toxicity of Effluents and 
Receiving Waters to Freshwater and.Marine Organisms. EPA/600/4-
90/027. 
Parran A., De Pablo J., Barceló D. (1988) Identification of 
Organophosphorous insecticides and their hydrolysis product by liquid 
chromatography in combination with UV and thermospray spectrometric 
detection Journal of Chromatography. 455, 163-172. 
Fisher J. B. (1982) Effects of macrobenthos sediment diagenesis. In McCall 
P. and Tevesz M. (Eds.) Animal sediment relation. The biogenic alteration 
of sediments. Plenum Press N. Y. 177-217. 
Gluckman J. C., Barceló D. De Jong G. J., Frei R. W., Maris F.A., Brinkman 
U. A. (1986) Improved design and application of an on-line Thermionic 
Detector for narrow-bore liquid chromatography. Journal of 
Chromatography. 367, 35-44. 
Haertel L., Osterberg C., Curl H., Park P. K. (1969) Nutrient and Plankton 
ecology of the Columbia river stuary. Ecology 60, 962-978. 
Hartley D., Kidd H . (1983) The agrochemicals handbook. Royal Society of 
Chemistry. England. 
Hoperman-Somich C. J. (1991) Mineralization of pesticides degradation 
products. In Somosendaram L., Coats J. R. (Eds.) Pesticide transformation 
products. Fate and significance in the environment. Am. Chem. Society 
Washington OC. ACS Symposium Series 458, P 133-147. 
51 
Howard P. H . (1989) Handbook of environmental fate and exposure data 
for organic chemicals, Vol ID: pesticides. Lewis Publishers, Otelsea, MI. 
INEGI (1994) Anuarios estadisticos del Estado de México. (Statistic 
yearbook of Mexico). Instituto Nacional de Estadistica e Informática. 
• (National Institute of Statistic an Information technology). 
Jackson M. L. (1958) Soil Otemical analysis. Englewood Cliffs, New 
Jersey. Prentice Hall, Inc. 
Jeffrey D., Madden B., Dwyer R., Wilson J. (1994) Indicator organisms as a 
guide to estuarine managemenl In Jeffrey D., Madden B. (Eds.) 
Bioindicators and environmental management. Academic Press Limited, 
55-64. 
Kramer K., Botterweg J. (1994) Aquatic biological early warning systems: 
An overview. In Jeffrey D., Madden B. (Eds.) Bioindicators and 
environmental management. Academic Press Limited, 95-118. 
Kent D., Me Namara P., Putt A., Hobson J., and Silberhom E. (1994) 
Octamethykyclotetrasiloxane in aquatic sediments: Toxicity and risk 
assessment. Ecology and environmental Safety. 29, 372-389. 
Kortmann R., Rich P. (1994) Lake ecosystem energetics: The missing 
management link. Lake and Reserv. manage. 8, 71-97. 
Mason C. F. (1991) Biology of freshwater pollution. Longman Scientific 
and Technical. 351 P. 
Me Call P.L, Tevesz M. J. (1982) The effects of benthos on Physical 
Propitious of Freshwater Sediments. In McCall P. and Tevesz M. (Eds.) 
Animal sediment relation. The biogenic alteration of sediments. Plenum 
Press N. Y. 105-176. 
Meister R. T. (ed) (1992) Farm Otemicals Handbook'92. Meister 
Publishing Co. Willoughby OH. 
Miles C. J. (1991) Desgradation products of sulfur-containing pesticides in 
soil and water. In Somosendaram L., Coats J. R. (Eds.) Pesticide 
transformation products. Fate and significance in the environmenL Am. 
Chem. Society Washington OC. ACS Symposium Series 458, P 61-74. 
Moore Y. D., Chapman S. B. (1986) Tethods in Plant ecology. Blackwel 
Scientific Publ. P. 460. 
Moriarty F. (1983) Ecotoxicology The study of Pollutants in F.cosystems. 
Academic Press Inc. 380 p. 
Moss B. (1992) Ecology of Fresh Waters. Man and Medium. Blackwell 
Scientific Publications 417 p. 
Munawar M., Thomas R. L., Shear H. (1984) An overview of sediment-
as.sociated contaminants and their bioassessment. Canadian Technical 
Report of Fisheries and aquatic Sciences No 1253. 
52 
Nabawi EL A., Heinzow B., Kruse H. (1987) Residue levels of 
Organochlorine chemicals and polichlorinated biphenyls in fish from the 
Alexandria region, Egypt. Arch. Environ. Contam. Toxicol 16, 689-6%. 
Occupational Health Services, Inc. (1991) MSDS for Methyl Parathion. 
OHS Inc. Secaucus N . J. 
Okada Mitsumasa (1992) Environmental engineering course Water 
pollution control. Japan International Cooperation Agency. 
OMS (1993) Plaguicidas y salud en las Américas. Organización 
Panamericana de la Salud. OMS División de salud y ambiente. 
Washington D. C. Serie ambiental No 12. 
Paine A. l. (1986) The Ecology of Tropical Lakes and Rivers. John Wiley & 
Sons. P 5-49. 
Pritchard P. H., Cripe C. R., W alker W., Spain J. C., Bourquin A. W. (1987) 
Biotic and abiotic degradation rates of methyl parathion in freshwater and 
estuaries and sediment samples. Chemosphere 16, 1509-1520. 
Reíd G . .K. and Wood R. D. (1976) F.cology of Inland Waters and Estuaries. 
2nd Ed. Utton Educational Publishing, Inc. 
53 
Samoiloff M. R., BellJ., Birkholts D. A, Webster G., Amott E., Pulak R., 
Madrid A (1983) Combined bioassay-chemical fractionation scheme for 
determination and ranfing of toxicals in sediments. Environ. Sci. Technol 
17, 329-334. 
Sethunathan N., Adhya T. K, Barik S., Sharmila M. (1991) In 
Somosendaram L., Coats J. R. (Eds.) Pesticide transformation products. 
Fate and significance in the environment. Am. Chem. Society Washington 
OC. ACS Symposium Series 458, P 43-60. 
Schmidth. Rivero. (1994) Metabolism of the pesticide metabolites 4-
nitrophenol in Carrots. Pesticide Sci. 40, 231-238. 
Sokal R. R., Rohlf S. (1981) Biometry; the principies and practices of 
statistics in biologycal researchs. 2nd Ed. W. S. Freeman and Co. N. Y. 
Stan H. J. (1989) Application of capillary gas Chromatography with Mass 
Selective Detector to pesticide analysis. Journal of Chromatography. 467, 
85-98. 
US Environmental Protection Agency (1990) National Pesticide Survey: 4-
Nitrophenol. Office of Water, Office of Pesticides and Toxic Substances, 
US. EPA, Washington OC. 
Welch E.B., Lindell T. (1992) Ecological Effects of Wastewater. Applied 
Limnology and Pollutant effects. Chapman and Hall. Cambridge. 
Wilson A, Bushway R. J. (1981) High-performance liquid 
chromatographic determination of azinphos methyl and azinphoz methyl 
oxon in fruits and vegetables. Journal of Chromatography. 214, 140-247. 
CAPÍTULO III 
BIB L IOTECA 
INSTITUTO DE ECOLOGI A 
UNAM 
EFECTO ECOTOXICOLÓGICO DE LA EXPOSICIÓN 
PROLONGADA DEL METIL PARATIÓN SOBRE LOS 
ORGANISMOS ACUÁTICOS DE LA PRESA IGNACIO RAMÍREZ 
INTRODUCCIÓN 
Los considerables beneficios de el uso de plaguicidas tiene la 
desventaja de producir importante daño ambiental. Un problema 
ecológico muy importante es la extendida contaminación del medio 
ambiente con plaguicidas, incluyendo la presencia de residuos 
químicos en animales y agua (Freedman 1989). La contaminación de 
fuentes de agua con plaguicidas puede afectar a organismos acuáticos 
incluyendo peces (Hernández 1990; Rastogi 1990). 
El sistema Lerma Chapala, constituye el recurso hidrológico más 
importante de la Mesa central, en la actualidad esta zona presenta 
endemismos de fauna íctica a nivel de familia género y especie, como 
es el caso del género Chirostoma, la familia Goodeidae y los ciprínidos 
de los géneros Algansea y Yuriria. La presa Ignacio Ranúrez se localiza 
en la región del Alto Lerma que señalaba la presencia de 16 especies de 
peces. Debido a los cambios ambientales ocurridos en éste cuerpo de 
agua actualmente es posible encontrar especies de peces tolerantes a 
cambios ambientales como podrían ser: Notropis sallaei (nativa), 
Girardinichthys multiradiatus (nativa), Chirostoma riojai (nativa) y 
Cyprinus carpio (introducida) (Díaz Prado et al. 1993). 
Organismos Bénticos 
Los hábitats litorales son considerados los que incluyen la parte del 
fondo del lago entre el nivel más alto del lago y la zona afótica 
55 
profunda. Los hábitats profundos incluyen el fondo bajo la zona-
afótica. Las comunidades que crecen en éstos hábitats dependen del 
suministro de energía de detritus provenientes de las capas superiores. 
En los hábitats litorales y profundos, los organismos que están 
asociados con el fondo son llamados bénticos. El fino sedimento en el 
litoral tiene las comunidades más complejas. Hay una muy diversa 
comunidad de bacterias, protozoarios y algas. A esto se suman plantas 
sumergidas y flotantes, con sus epífitas asociadas, invertebrados y 
peces (Me Call y Tevesz 1982 ). 
En los bentos profundos hay una comunidad relativamente simple de 
bacterias, protozoarios, invertebrados y peces. Muchas comunidades 
profundas están dominadas por larvas de chironomidos, y gusanos 
oligoquetos. En lagos fértiles, la desoxigenación puede confinar el 
crecimiento béntico bajo el hipolimnium a las etapas frías del año 
cuando el crecimiento es lento, y solo bacterias anaeróbicas y algunos 
protozoarios son los residentes activos permanentes (Moss 1992). 
Los sedimentos son el asiento potencial de productos químicos 
orgánicos e inorgánicos que entran a ecosistemas acuáticos. La 
concentración de químicos en el sedimento puede directamente afectar 
a los organismos bénticos (Kent et al. 1994). La fauna macrobéntica 
puede mezclar los sedimentos en que vive por sus actividades 
alimenticias o la construcción de sus madrigueras o ambas, dando 
como resultado el cambio en el flujo químico de materiales disueltos 
liberados del sedimento (Fisher 1982; Me Call y Tevesz 1982 ). 
Examinar las comunidades puede ser útil para determinar el efecto 
de los contaminantes en la diversidad de especies. Muchos pequeños 
cambios en las comunidades pueden estar relacionados al 
contaminante, pero es esencial demostrar que éstos cambios tienen un 
significado ecológico, que reduzcan la adecuación de una población 
(Gibbons y Munkittrick 1994). Poblaciones y comunidades de 
invertebrados son ampliamente usados para monitorear a escala local, 
en cuerpos de agua ya que estos grupos tienen cuerpos de tamaño 
pequeño y baja tendencia a la migración, y son útiles para indicar 
factores ambientales tales como aplicaciones inadecuadas de 
fertilizantes y plaguicidas (Bohác y Fuchs 1994). 
Ecotoxicología 
La ecotoxicología estudia el efecto de los productos quínúcos en la 
estructura y función de las comunidades bióticas y en su interacción 
con los componentes abióticos (Schaeffer 1991). 
56 
La necesidad de predecir efectos ecológicos de los contaminantes 
quínúcos, se debe a que el riesgo de los contaminantes depende no solo 
de su toxicidad química, sino también en la cantidad liberada al 
medioambiente, su tendencia a dispersarse, la persistencia en el medio 
y la disponibilidad para los organismos en los diferentes sistemas. Se 
deben considerar tres situaciones biológicas de la relación entre 
exposición y la cantidad de contaminante dentro de los organismos, es 
útil distinguir, para animales, entre captación de contaminante por el 
alimento y directamente del medio abiótico: 
Bioconcentración, es el incremento de la concentración de 
contaminante del agua cuando pasa directamente a las especies 
acuáticas. 
Bioacumulación, también es el incremento en la concentración de 
contaminante, pero indica la captación combinada del contaminante 
por el alimento y por el agua. 
Biomagnificación, indica el incremento en la concentración del 
contaminante en tejidos animales en miembros sucesivos de una 
cadena trófica (Moriarty 1983). 
La evaluación de ecotoxicidad debe incluir la duración de la 
exposición al xenobiótico y la duración y magnitud de la respuesta. Se 
pueden distinguir varias categorías de efectos tóxicos: 
Toxicidad aguda. El cambio estructural definitivo (por ejemplo, 
alteración de la diversidad o pérdida de especies) ocurre después de 
una o varias exposiciones dentro de 24 hr. 
Toxicidad subaguda. El cambio funcional (por ejemplo, disminución 
de la productividad, aumento o disminución de biomasa) resulta de 
dosis repetidas en un periodo relativamente corto. 
Toxicidad subcrónica. El efecto adverso resulta de exposiciones 
repetidas durante un periodo que comprende menos del 10% del 
tiempo promedio de vida de las especies. . 
Toxicidad Crónica. El efecto adverso resulta de exposiciones 
repetidas durante una porción de la vida promedio de la especie 
mayor del 10%. 
Los efectos de los contaminantes pueden ser: Letales, subletal (una 
exposición a concentraciones bajas que no mata dentro de un tiempo 
corto), lesiones, enfermedades tóxicas, disminución de la resistencia a 
otro tipo de enfermedades, aumento a la resistencia a los tóxicos (por 
adaptaciones, selección y mutagénesis), carcinogénesis, teratogénesis, 
alteración en la reproducción (Schaeffer 1991 ). 
Los contaminantes frecuentemente están presentes en agua a 
concentraciones muy bajas no letales, esto no representa que no sean 
tóxicas ya que pueden impedir el funcionamiento normal de los 
organismos. Las pruebas de toxicidad predicen exitosamente el daño 
fisiológico en los organismos. El uso toxicológico de niveles 
enzimáticos como medida del daño orgánico tiene su origen en la 
medicina clínica. El bioensayo de enzimas es un parámetro útil para 
detectar efectos subletales de contaminantes tóxicos. La actividad 
enzimática es la base de la función celular, cualquier inhibición, 
estimulación o pérdida de la cantidad de las enzimas, indican 
desbalances bioquímicos y degeneración célular, y pueden producir 
un desequilibrio químico que puede ser reversible o, si es 
suficientemente severo, causar la muerte celular (Hall 1985). 
57 
El hecho de que los insecticidas OP pueden inhibir un amplio rango 
de esterasas, hace suponer que éstos compuestos pueden producir más 
de una lesión primaria de importancia biológica, que puede depender 
del tipo de exposición, dosis y tiempo de exposición al insecticida 
(Chambers y Chambers 1991; Moriarty 1983). La Gamma-glutamil 
transpeptidasa (GGT) es una enzima que se encuentra en membrana-
plasma que ha sido asociada con el transporte de aminoácidos. Se ha 
sugerido que la enzima puede ser estimulada por asistir en la 
transferencia de aminoácidos en las células, como un mecanismo de 
58 
regeneración celular. Aparentemente cataliza la transpeptidación de la 
fracción y-glutamil de glutation a varios receptores de aminoácidos. La 
enzima es ampliamente distribuida en tejido animal y puede ser parte 
de un mecanismo general de detoxificación en mamiferos que u.san 
glutation (García y Mourelle 1984) 
Efecto Tóxico del Metíl Paratión 
El Metil Paratión (MP) es un insecticida y acaricida. Es un potentes 
neurotó:xico en vertebrados e invertebrados, por interferir con la 
actividad de la acetilcolinesterasa (AChE) en el sistema neryioso, se 
absorben fácilmente por inhalación e ingestión, debido a su gran 
penetración percutánea (Chambers y Chambers 1991; Moriarty 1983). 
La Acetilcolina (ACh), el sustrato natural para la AChE, es uno de 
los principales transmisores de impulsos a través de la sinapsis entre 
las terminaciones nerviosas adyacentes, y a través de las uniones 
neuromusculares. La ACh liberada por el impulso nervioso, actúa 
directamente sobre las células motoras, produciendo sus respuestas 
caracteríaticas. La ACh es normalmente destruida rápidamente por 
hidrólisis, dando lugar a la colina y al ión acetato, catalizada por la 
enzima AChE, permitiendo que la fibra nerviosa se acomode para 
recibir el próximo impulso. 
El Metil Paratión inhibe a la enzima acetilcolinesterasa (AChE), 
debido a que los compuestos de ésteres fosforados fijan un grupo 
fosforilo a la colinesterasa, incapacitando esta enzima para cumplir su 
función. La inhibición de la AChE significa que ACh persiste mucho 
más tiempo y las funciones normales del nervio son ampliamente 
alteradas, y una alteración lo suficientemente severa termina con la 
muerte (Hassall 1990; Sanz y Repetto 1995). 
La AChE es una enzima que presenta poca variabilidad genética 
interindividual (con excepción de los insectos), por lo que una 
actividad anormal corresponde a una inhibición o estimulacióny no a 
una forma atípica (Sanz y Repetto 1995). 
59 
El MP es rápidamente metabolizado por plantas y animales y no se 
espera que persista o se bioconcentre (Howard 1989), las posibles rutas 
de destoxificación pueden dealquilar el insecticida dando como 
producto final el 4-NF que es más hidrosoluble. Muchos de los 
insecticidas OP son fosforotionatos (P'f), caracterizados por tener un 
radical -S y tres grupos -OH urtidos al átomo central de fósforo. La 
molécula de Pf, tal como el MP, no se espera que sea particularmente 
• tóxica por si misma, pero puede ser bioactivada de forma efectiva por 
el sistema enzimático (función mixta oxidasa) en el hígado, al 
metabolito metil para oxon (MPoxon). El MPoxon es alrededor de 3 
ordenes de magnitud más potente como agente anti-colinesterasa. Esta 
bioactivación llamada desulfuración (Fig. 3.1reacción1), libera el 
sulfuro que es altamente reactivo y puede destruir moléculas cercanas 
tales como el citocromo P-450, que las produce. El MPoxon es también 
un importante inhibidor de otras esterasas. La fosforilación de éstas 
enzimas proporciona alguna protección y destoxificación a través de la 
destrucción de algunas moléculas del MPoxon (Fig. 3.1 reacción 4). El 
MPoxon puede ser hidrolizado por A-esterasas, produciendo el 4 -NF y 
metil fosfato para el MP (Fig. 3.1reacción2). Otro mecanismo para 
remover éstos compuestos es por la destoxificación activa (catalítica). 
El citocromo P-450 es capaz de efectuar dos reacciones con los Pf. La 
reacción de dearilación (reacción lb) y la reacción de dealkilación en la 
cual uno de los metilos es removido y oxidado a formaldehído 
(reacción le). Los productos son disociados de alguna manera, 
produciendo el 4-NF. Otra posible ruta de destoxificación es por medio 
de las enzimas del tipo glutatión transferasas que pueden dealkilar el 
insecticida (Chamber y Chambes 1991). 
ºº 
OBJETIVO 
Conocer el efecto ecotoxicológico del MP en los principales organismos 
acuáticos que habitan la PIR. 
Cuantificar el contenido de MP en los organismos recolectados 
en la presa Ignacio Ramírez. 
Determinar el efecto de los factores fisicoquímicos y 
ambientales que se presentan en temporada de secas y en 
temporada de lluvias en la PIR, en la bioconcentración de MP. 
Mediante el ensayo de la actividad enzimática de la 
Acetilcolinesterasa (AChE) y Gamma-glutamil transpeptidasa 
(GGT), en las diferentes especies recolectadas, evaluar los 
posibles efectos tóxicos por la exposición subcrónica al 
insecticida MP. 
P"?teinll 
s.rina 
(CHJ0)2 ~=O 
4 
fosforilación 
le g2H + (CH 3 0)~-0~N02 
1 
l ~ destoxificación 
HO , ~ 
CH;;-~02 
(CH30)2 ~¿;~N02 
l
la ~ 
activación 
1b 
(Cfü0)2~-0~02 +S 
l ~H<o,foióo 
Q(S) 
(CH~0)2P-OH +! Ht~N02 
~''"°'"" 
(CH30)2 ~-OH + OH~02 
3 
destoxmcación R~02 
Figura 3.1 Metabolismo del Metí! Puatión. Las reacciones marcadas con 1 son mediadas por las enzimas monoxigenasas dependientes del 
citocromo P-450 requlriendo NADPH y 02. Donde: 1• desulfuración, lb dealquilación, le dearilación. 2 hidrólisis por medio de A-esteraus y 
3 formación de enzimas-conjugado. 4 Fosforilación con enzimas, que en el caso de la Ach, resulta en neurotoxicidad.(Modificado de Chambers 
and Chambers 1991) 
!:!? 
BIOACCUMULATION OF METHYL PARATHION AND ITS 
TOXICOLOCY IN SEVERAL SPECTFS OF THE FRFSHW A TER 
COMMUNITY AT IGNAOO RAMIREZ DAM IN MEXICO 
Marina Y. de la Vega Salazar 
Instituto de Ecología 
Universidad Nacional Autónoma de México, 
Apartado Postal 70-275, Ciudad Universitaria, 
CP 04510 D. F., México. 
Laura Martínez Tabche 
Escuela Nacional de Ciencias Biológicas, 
Instituto Politécnico Nacional, 
Ap. Postal 105-314. Del. M. Hidalgo, 
CP 11340. D. F., México. 
Constantino Macías García. 
Instituto de Ecología 
Universidad Nacional Autónoma de México, 
Apartado Postal 70-275, Ciudad Universitaria, 
CP 04510 D. F., México. 
Ecotoxicology and Environmental Safety 
In press. 
Ecotoxicology and Environmental Safety 
fdibt 
fAEOUltC:.K COA.SlON 
CO!Aton FOl..ndcltion 
2512 c:tri5tho Place 
Ak:mogordo. New MeUco MJ10 
lis.. 
FQl(.DHfLM KOQTE 
""'""'"'°"-Chamo 
~f . SffaNen-
""'-"'1ciU'Q-...,.. 
D-«><>-o 
-~ 
'""""" °"""* OI Genncn, 
frCU1holtw..nstTtvt f\:. 
Tosikologie ll1d Aefodorteh.ng 
Grofschoft/Hoci'lsouertcn 
0-5948 Sc:/'vnollert>erg 
Fede«JI ~ OI Genncn, 
Associote Edton 
PASCAL DESCHAMPS 
Mnistére de l'EnvirOf'Wlement 
et du Cocht de vie · Fronce 
J()HN P FRAWlEV 
Heotth & Envirorvnent 
1"18fnoTionol ltd · USA 
~HAElGAllO 
~-Jotnon 
Medc:al School · USA 
MllOGOTO 
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N SETHUNATHAN 
P.S. STEVN 
_ ._._...,. Soulh Mico 
Dra. Laura Martinez Tabche 
Aquatic Toxicology Lab O.ief 
ENCB, IPN 
Plan de Avala v Carpio 
SIN Col Santo Thomas D.F. 
MEXICO 
Dear Dra. Tabche: 
,,,_..,.,, 
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~ &oce a Componv 
5'585J'r9et. SU1e 1900 
St7i Oego Ct*orr*1 92101 '4\"95 
May 5, 1997 
lt is with great pleasure that 1 inform you that your manuscript entitled, 
"Bioac.cumulation of Methyl Parathion and lts Toxicology in Severa! Species 
of the Freshwater Community in Ignacio Ramirez Dam in Mexico" has been 
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FC:eor/05997h 
copy: Werner Klein 
Sincerely, 
~ 
Frederick Coulston, Ph.D. 
Editor 
63 
ABSTRACT 
A serious ecological problem is the widespread environmental contamination by 
pesticides, including the presence of chemical residues in aquatic wildlife. Methyl 
Parathion (MP) an widely used organophosphorate insecticide, it is a potent 
neurotoxic in both vertebrates and invertebrates. The effect of a subchronic 
exposure · to MP in aquatic organism was evaluated in a natural ecosystem 
measuring Acetylcholinesterase (AChE) and Gamma Glutamil Transpeptidase 
(GGT) activity. Two samplings (at two seasons) were conducted. Physicochemical 
characterisation was done at each sampling time and organisms were collected. 
MP and the metabolite 4-Nitrophenol (4-NP) concentrations were measured in 
water sediment and organisms. The major differences in physical features between 
seasons were an increase of turbidity and salinity, and depletion of dissolved 
oxygen in the rainy season. MP and 4-NP are bioconcentrated in organisms, in 
responses to environmental stress. MP concentration was measured in different 
size/ age and reproductive stages separately. A significant concentration in 
reproductive tissues (plants)/unbom progeny (animals) was always found, which 
may affect offspring viability. The metabolite 4-NP is bioaccumulated and is toxic 
because it causes an increase of AChE activity. GGT increased activity may 
provides a detoxification mechanism from chronic sublethal exposure to MP, 
when hepatic glutathione depletion occurs, and may be an indicator of organic 
damage. 
INfRODUCTION 
The considerable benefits of the use of pesticides are partly offset by 
substantial environmental cost. An ecologically pervasive problem is 
widespread environmental contamination by pesticides, including the 
presence of chemical residues in aquatic wildlife (Freedman 1989). The 
contamination of water sources by pesticides may affect non-target 
aquatic organisms including fish (Hemández 1990; Rastogi and 
Kulshrestha 1990). 
Current pesticidé aplication practice involves the use of less persistent 
chemicals than the used in the 50' s-60' s. However, the global use of 
pesticides is expanding in scale and intensity, and although a 
considerable amount of information exists regarding sorne of the 
environmental consequences of these practices, other potential effects 
are poorly understood (Freedman 1989; OMS 1993). 
The organophosphorous (OP) insecticides are a very effective and 
widely used group of pesticides in Latin America (OMS 1993). These are 
potent neurotoxics in both vertebrates and invertebrates. Methyl 
Parathion (MP; an organophosphorate biocide) is an insecticide u.sed to 
control boll weevils (Heliothis ~ - ) and many biting or sucking insect 
64 
65 
pests of crops (Meister 1992). Its mechanism of acute toxicity is the 
inhibition of the enzyme acetylcholinesterase (AChE) in nervous tissue. 
Methyl parathion is rapidly metabolised by both plants and animals and 
it is not expected to persist or to bioconcentrate (Howard 1989). The 
possible route of detoxification is via the glutathione transferases, which 
can dealkilate the insecticide yielding 4-nitrophenol (4-NP), which is more 
excretable (Chamber and Chamber 1991). Gamma-glutamil 
transpeptidase (GG1) is a plasma-membrane-bound enzyme which has 
been associated with amino-acid transport. It apparently catalyses the 
transpeptidation of y-glutamil moieties from glutathione to various 
amino-acid receptors. The enzyme is widely distributed in animal tissues 
and it may be part of a general detoxification mechanism in mammals 
using glutathione (García and Mourelle 1984). 
The purpose of the present study was to characterise the effects of a 
subchronic exposure to methyl parathion by aquatic organisms including 
fish, in a natural ecosystem, the Ignacio Ramírez Dam (IRD) in central 
México. 
STUDY AREA 
The Lerma-Chapala basin is the most important hydrological system in 
the Central Mesa (plateau) in México. Because of widespread habitat 
deterioration, and since it holds severa! endemic species, the Lerma-River 
basin has been highlighted as a priority area by institutions concerned 
with the conservation of nature (CEC 1995). 
This study was performed in the Ignacio Ramírez Dam (IRD), which 
was built on La Gavia river sorne 22 km Northeast of Toluca city and 5 km 
upstream of the confluence with the Lerma river. Aquatic macrofauna 
includes at least three species endemic to the southern portion of the 
Mexican high Plateau: The crayfish Cambarellus montezumae, the 
silverside Chirostoma ~ and the amarillo fish Girardinichtys 
multiradiatus, as well as the introduced Cyprinus ~· 
IRD is located at 99° 46' 25" W. G. and 19° 27' 35" N (Fig. 1). Basin area 
is 505 km2, and has a total storage capacity of 20.5 x 103 m3, of which an 
accumulated total used volume of 93.3 x 1o3 m3 yearl is obtained and 
used exclusively for crops irrigation, the mean annual production is 44 x 
1o3 tons; the principal crops of the area are maize, oats, forage, potatoes, 
peas and lima beans (JNEGI 1994). The climate is temperate and sub-
humid with summer rains in the months of July, August and September, 
67 
and annual rainfall of 822.5 mm. The hottest months are May and June 
and the yearly average temperature is 12.4ºC. Soil erosion is another 
feature of this catchment area and is caused by water run-off due to 
deforestation, and by inefficient agricultura! practices on soil with a steep 
slope, and poor handling of water resources (Boletín Hidrológico No 50 
1970). 
MA TERIALS ANO METHODS 
Two samplings were conducted at two sites at the IRD; one was in May 
21, 1996, during the dry season, and in September 11, 1996, during the 
rainy season. Although ten sites were sampled each time, we report only 
on data from the site were organisms were collected. Data on the spatial 
distribution of MP and 4-NP is analysed elsewhere (de la Vega et al. 1997). 
Water temperature and concentration of dissolved oxygen at the surface 
and bottom were determined at the site by using an oxygen-meter 
(Simpson electric Co. YSI model 51B). Secchi disk transparency was also 
measured in the open water al the time of water sampling. 
Additional chemical data were obtained of surface and bottom water at 
each site (Fig. 1). The concentration of phosphorus, nitrite, nitrate, 
ammonia, sulfate, suspended solids and turbidity, were determined using 
colorimehic methods with the aid of a spectrophotometer (Hach DREL 
model 2000), while hardness (calcium) was measured by EDTA titration. 
The MP and 4-NP content were determined by gas chromatography, for 
each water sample in hiplicate, extracting from 50 ml of water with 3 
extractions of 25 ml of chromatographic degree methylene chloride-
hexane (15:75). The extracts were mixed and evaporated to dryness in a 
evaporator at 75ºC under, nitrogen atmosphere (Nabawi et al. 1987; 
Wilson and Bushway 1981). 
Three sediment samples were taken with a 5.2 x 6 cm diameter conical 
dredge. The MP and 4-NP extraction was performed by agitation of an 
exactly weighed sample of sediment with 100 ml of chromatographic-
degree methylene chloride-hexane (15:75) for 20 min. The extracts were 
cleaned by chromatography in a Florisil© column and evaporated to 
dryness in a evaporator at 75ºC under, nitrogen atmosphere (Butler et al. 
1981; Beckert and Avila 1991). The MP and 4NP content were again 
determined by Gas Chromatography. 
We looked at MP concentration in tissues of 6 aquatic organisms and 3 
hydrophytes (Table 1). These were used because they cover the range of 
habitat use by aquatic macrofauna and macrofites found at IRD. 
68 
69 
Live specimens were brought to the laboratory. The weight of each 
organism was obtained, and tissues (whole organisms, except with C. 
~ whose gills and musde were used separately) homogenised with 
40 g anhydrous sodium sulfate in a mortar. Extractions were made with 
100 ml of chromatographic-degree methylene chloride-hexane (15:75) and 
through mechanical agitation during 30 min. The extracts were cleaned by 
chromatography in a Florisil © column and evaporated to dryness in a 
evaporator at 75ºC, under nitrogen atmosphere (Beckert and A vila 1991; 
Nabawi et al. 1987). The MP and 4NP content were quantified by gas 
Chromatography. 
Control organisms were obtained from different sources, with the 
condition that they had not been exposed to MP or another xenobiotic 
(Table 2). 
Chromatographic method. The extracts were resuspended with hexane 
and analysed by gas chromatography with a Varian model 3400 
chromatograph, fitted with a Thermionic Specific Detector (TSD) and a J 
& W Scientific DB-1 column (fused silica column 15m long, 0.53 mm 
intemal diameter and l.Sµm. film thickness of methyl sili~on), using 
helium as the carrier gas at 30 ml/ min. The injector temperature 250ºC, 
70 
and the detector temperature was 2600C. Temperature programming was 
used to chromatograph samples: initial column temperature 120ºC was 
held for one minute, raised to 150ºC at 30°C/min, and held for 2 min, 
raised to 205° at lü°C/ ~ raised to 240ºC al 2ºC/ min and held for 5 min 
(Farran et al. 1988; Gluckman et al. 1986; Stan 1989). 
Enzymatic assay. The isolated tissue from each organism was weighed, 
placed in 4 ml of Tris buffer and homogenized (pH 7, 2-4ºC). We used 
gills (fish) or the whole soft parts (other animals). Enzymatic activity was 
assessed using an aliquot of the tissue homogenate. AChE was assayed by 
the colorimetric method using acetylcholine as substrate (Hestrin 1949). 
The Gamma-Glutamyl transpeptidase (GGl) was assayed by the 
colorim.etric method using P-nitroaniline as substrate (Glosman and 
Neville 1972). Protein concentration was measured, using an aliquot of 
tissue, by the colorimetric method (Bradford 1976). 
Values in figures are expresed as means ± SD. Statistical comparison are 
based on the nonparametric Friedman rank analisys of variance, because 
of the small sample size and large variance in the different experimental 
groups (Sprinthall 1990). 
71 
RFSULTS 
Ignacio Ramírez dam has characteristics of a lentic system, with thermal 
stratification in summer. Water samples of IRD had high values of 
nitrates, nitrites, total phosphorous, sulfates and hardness; all this 
parameters imply a seasonal variation in water salts concentration. In the 
September samples, concentration of ali salts increased, pH showed 
tendency to acidity in sediment in both sample seasons (Table 3). 
The soil around the dam has high levels of day, and the eroded soil 
transported into the dam during the rainy season caused a increase of 
suspended solids and high turbidity. Such high turbidity results in a 
decrease in transparency and photosynthetic activity due to rapid 
quenching of light, also depletion of dissolved oxygen may occur by 
decomposition of organic mater (Table 3). 
The major differences in physical features of the IRD between samples 
were an increase of turbidity and salinity, and depletioil of dissolved 
oxygen in September (Table 3). The results suggest that IRD is a system in 
advanced eutrophic state. 
Methyl parathion and 4-NP were found at IRD in both samples. In 
sediment, MP was ata higher concentration than in water. In September's 
water samples, 4-NP was not found and sediment concentration 
decreased in relation to the May sample, while MP concentration 
decreased in both water and sediment in September (f able 3). 
Methyl Parathion Bioconcentration 
72 
Since 4-NP concentration in tissues ·may be a product of biodegradation 
(besides of bioaccumulation) of MP, we report MP concentration as L: MP 
+ 4-NP present in organisms tissues. 
MP was found in all organisms tissues collected in both samples. MP was 
present in organisms' tissues at higher concentrations than in water or 
sediment; sorne times differing by several orders of magnitude. Except for 
the macrophyte Ceratophilum ~ bioaccumulation of MP was present in 
all the organisms (Table 4). ln May the highest MP bioaccumulation was 
found in Aeolosoma ~ and in G. multiradiatus in September. It is 
remarkable that ~ - montezumae eggs had higher bioaccumulation than 
adult organisms in both samples (Table 4). 
Organisms collected in both months were Planorbidae, ~ - montezumae 
and G. multiradiatus. ln the last two species the bioaccumulation level 
was lower in May than in September, whereas MP concentrationin water 
and sediment was lower in September than in May (Fig. 2). 
In September, more organisms were available, and the MP 
concentration was measured in different size/ age and reproductive 
stages separately. In the macrophyte Nymphoides ~ MP concentration 
was lower in steams and leaves than concentration in water. However 
73 
MP in flowers was higher than in water by several orders of magnitude 
(Fig. 3) . In the crayfish Cambarellus montezumae MP bioaccumulation 
was present in adults an juveniles at the same level; in ovigerus females 
MP concentration was low, but MP in eggs was higher than in adults (Fig. 
4). Finally in the fish Girardinichthys multiradiatus bioaccumulation of 
MP was higher in adult organisms than in juveniles, suggesting that 
exposition time is importan in MP bioaccumulation. However, pregnant 
female MP concentration was lower than in adults, whereas the highest 
MP concentration was found in embryos (Fig. 5). Always a significantly 
higher MP concentration was found in reproductive tissues 
(plants)/unborn progeny (eggs or embryos in animals). 
Enzymatic activity 
Enzymatic activity (low or high) is always refereed to by comparison with 
controls. AChE activity was higher than control in all species; the increase 
in the AChE activity was in the same proportion to the MP 
bioaccumulation in organism tissues in both sampling events, except for 
~- montezumae , were ·a increase in MP bioaccumulation resulted in a 
slight inhibition of the enzymatic activity (Fig. 6). 
74 
Gamma-glutamil transpeptidase activity was higher than in controls in 
all the organisms from both sampling events. The increased activity was 
in the same proportion than MP bioaccumulation in tissues, except for the 
planorbid, whose high GGT activity occurred when MP bioaccumulation 
was low (Fig. 7). 
DISCUSION 
Methyl Parathion Bioconcentration 
Methyl Parathion and the metabolite 4-NP are bioconcentrated in tissue of 
the aquatic organisms that inhabit IRD. MP concentration in benthic 
organisms appears to be consequence of prolonged exposure to the 
insecticide in water and sediment. The higher MP concentration was 
found in the oligochaete Aeolosoma ~tissue during the dry seasons. 
This is because Oligochaetes are among the most potent movers of 
sediment in fresh water, and because they feed deep into the sediment 
(Me Call and Tevesz 1982). 
The zooplanctivorous fish G. multiradiatus, an the filter feeding 
oligochaete Aeolosoma ~ had the higher MP concentrations; because of 
the zooplancton feeding habits, filter feeding seems to be a lilcely 
mechanism of MP Bioacumulation which is then passed-on to the next 
trophic level. 
75 
During the September sampling, MP concentration in water and 
sediment decreased, but increased in collected organisms tissue except for 
Molluscs; in comparison with the May sampling, dissolved oxygen 
decreased and dissolved solids increased, which suggests that responses 
to environmental stress promote the insecticide bioconcentration in 
aquatic organisms. This is because when oxygen concentration and rate of 
oxygen diffusion in water are low, aquatic animals must increase the 
surface area of the tissues available for oxygen uptake. They must 
maximise the flow rate of oxygenated water, to maintain the highest 
possible concentration of oxygen at their breathing surfaces (Moss 1992). 
Additionally, since salinity was higher in September, MP 
bioconcentration may have also been promoted because there is a 
decrease in the permeability of the exposed membrane8 as an adjustive 
response to increased salinity (Fry 1978), which again demands an 
increment in water flow to maintain adequate oxygen supply. 
76 
Fish force water over the gills by rhythmically filling the mouth with 
water and then reducing the mouth volume so that the water is forced 
through the gills, then out through a slit or slits behind the head. When 
great activity is needed they may simply keep the mouth open (Moss 
1992). This increased pass of water through the gills may explain why in 
~ · carpio MP concentration was higher in gill than in muscle. 
Crayfish are crustaceans that possess a caparace which endoses the 
branchial chamber. Considerable water constantly diffuses into the blood 
through the gill surfaces of freshwater decapods. Osmotic control and 
excretion are maintained by two large antennal (green) glands. Crayfish 
have radiated into nearly every type of aquatic habitat, suggesting that 
these crustaceans are tolerant and highly adapted, particularly with 
regards to respiratory physiology. Many species are oxygen-regulators 
and increase their ventilation rates in response to reduced oxygen. 
Crayfish are faced with the problems of constant influx of water by 
osmosis and loss of salts by diffusion. Maintenance of constant body fluid 
composition is accomplished by active sodium uptake via the gills, 
n 
production of a copious hypotonic urine, and by sorne reduction in 
boundary membrane permeability. Pollutant exposure to lead resulted in 
damage to gills, which caused a decrease in the uptake of oxygen, an 
increase in ventilation rates, and increased bioconcentration (Hobbs 
1991). We propose that a similar mecanism detérmined MP 
bioconcentration in h· montezumae. 
Also, Crayfish play important roles in processing organic matter and in 
the transformation and flow of energy, feeding virtually at all trophic 
levels (politrophic); they are capable of switching roles from 
herbivore/carnivore to scavenger/detritivore merely in response to food 
availability. Juvenile crayfishes are somewhat limited to detritivory and 
herbivory as they filter suspended particulate and grasp coarse particles. 
Adults actively prey and graze on larger items yet they too scrape 
microbes from hard substrata and shred vegetation. They serve in part as 
decomposers by breaking down particulate matter, altering the chemical 
composition of detritus (Hobbs 1991). Obviously a dynamic interaction 
exists between the externa! environment and the organism. Osmotic 
controL respiratory physiology and feeding preferences favour the 
biocumulation of MP in crayfish. 
78 
Planorbidae and Physidae Gastropoda are Pulmonates, they use a 
modified portion of the mantle cavity as a lung and lack an operculum. 
They either rely on surface breathing or have a limited capacity for 
oxygen transfer across their epithelial tissues. Planorbids also have a 
respiratory pigmen t, hemoglobin, which increases the efficiency of 
oxygen transport. Both types of snail have relatively short life cycles, 
they are usually annual and semelparous. Physidae, at one end of the 
spectrum, are annual adults that reproduce in the spring and die (there is 
complete replacement of generations). Physidae and Planorbidae are 
detritivores or bacteria! feeders, and high bioacumulation is not expected 
in these organisms. This is consistent with our findings, although physids 
have adapted to bentic conditions by filling the mantle pocket with water 
and using itas a derived gill (Brown 1991) which may promote 
bioconcentration. 
MP concentration in~- ~ was expected to be higher than in other 
animals because it is a big fish with long life and extended exposition to 
pollutants. However, we found a lower MP concentration in carp than in 
G. multiratiatus, which may be due to a dilution effect becau.se of the high 
growth-rate of ~- Carpio. Growth is an important factor for pollutant 
79 
levels in lakes as faster growing fish "dilute" pollutants in the faster 
growing biomass and, consequently, have lower contaminant levels than 
slow growing fish, particularly in eutrophic lakes (Larsson 1994). 
Macrophytes come in a variety of growth forms, including free floating 
plants and rooted plants whose foliage emerges from water, floats on the 
surface, or is entirely submerged. Ceratophyllum m.1 a rootless 
submerged perennial aquatic monoecious plant, present in shallow 
stagnant or slow moving waters (Rzedowski and Rzedowski 1985) was 
present in May. In September we found Lemna m- which floats on the 
surface, has an spongy body with form and size of a lentil (3 mm) and 
filiform root (Martínez and Matud 1979) and also Nymphoides faJJax, this 
is an aquatic plant with rooting tubercules, whose foliage emerges from 
water through long stems and little yellow flowers clusters (2 to 20) 
submerged before and after a brief blossom and only emerged during • 
short time (Martínez 1979; Rzedowsky and Rzedowsky 1985). Aquatic 
specially rootless plants obtain nutrients from the water by means of 
foliar absorption (Keeley 1991). Our data suggest that the presence of 
roots (not found in Ceratophylum m) seems to be a risk factor and 
increases MP bioconcentration in hidrophytes. 
80 
Our results suggest that MP bioconcentration depends on exposition 
time to the insecticide, age and bodysize, and on the particular physiology 
of each organism.. However the higher MP concentration in gonads, eggs 
and flowers may be due to fat content because a substantial part of an 
organism energy reserves resides in the gonads, and because females are 
detoxified during spawning, and pollutants eliminated by roe (Larsson 
1994). In~- montezumae, eggs and espermatozoa are exposed to the 
externa! environment at the time of fertilization, and are more vulnerable 
to a variety of polluting agents. The high bioconcentration of MP can 
affect the eggs viability since major damage has been reported in fish. MP 
produced rupture of oocytes wall, delayed maturity, and reduction in 
reproductive efficiency (Hemández et al. 1990; Rastogi and Kulshrestha 
1990). 
Enzymatic activity effect. 
The increase in GGT activity indicates gill damage in fish, and organic 
damage in other organisms. Sorne authors propase that the increase in 
enzymatic activity provides a detoxification mechanism from chronic 
sublethal exposure (García y Mourelle 1984). Since another possible route 
of detoxification is through the glutathione transferases which can 
81 
dealkilate the insecti.cide, it appears to be more effecti.ve with dimethyl 
than diethyl compounds. Although it appears that this pathway is 
occurring in animals treated with OP insecti.cides since hepatic glutati.one 
depleti.on occurs, this effect may also be an indicator of liver damage (Hall 
1985). In sorne cases, prior depleti.on of glutati.one failed to alter the 
toxicity of an insecti.cide administered subsequently (Cllambers and 
Cllambers 1991). 
Acetykholinesterase activity in organisms collected at IRD increased, 
which is at odds with the irreversible inhibition reported for acute 
exposure to organophophate insecticides; this may be due to the presence 
of 4-NP in tissue as a product of metabolic detoxification of MP and 
bioaccumulation. A similar phenomenon has been reported for phenol 
(Assem et al. 1989). Only ~ . montezumae showed a slight inhibition of 
AChE activity, which may indicate the presence of the highly 
anticholinesterse metabolite of MP, methyl paraoxon. Sanz and Repetto 
(1995) observed an increase of AChE activity, anda successive AChE 
inhibition, in organisms exposed to low doses of OP pesticides. 
Consequently, despite large differences among species in the activity of 
the mixed function oxidases and non-specific esterases responsible for the 
activation an detoxification of organophosphonates, the significance of 
metabolic transformation as a major determinant of species selectivity in 
organophosphorus poisoning remams questionable (Kemp and Wallace 
1990). 
82 
The ability to detoxify such harmful compounds is crucial to the 
survival of organisms. Most organisms have countered exposure to toxic 
chemicals with the development of detoxification systems to transform, 
. metabolise, and eliminate such compounds from tissues. In plants, 
Glutatione S-transferases (GSTs) are enzymes that catalyse the 
detoxification of xenobiotics. GSTs are not equally distributed among 
plants, and plants with higher GST activity levels will withstand exposure 
to toxic substances that will kill susceptible species. Plants have no 
excretion system, instead, glutatione S-conjugates are either sequestered 
in the vacuole, or transferred to the apoplast, a processes termed "storage 
excretion'' (Marrs 1996). lt remams questionable whether MP present in 
plants tissues is toxic for them; and whether aquatic plants have enough 
GST activity to detoxify MP or other xenobiotics. 
We found that MP is toxic for organisms inhabiting the IRD, as they 
face chronk exposure, and because MP may be bioconcentrated 
83 
becoming lethal or sublethal (since enzymatic activity suggests organic 
damage) . Repeated sublethal doses of MP can lead to the development of 
tolerance to the irreversible inhibition of AChE (Kemp and Wallace 1990; 
Yang et al. 1990). However the metabolite 4-NP is bioaccumulated and is 
neurotoxic because it causes an increase of AChE activity (Hassall1990). 
Since 4-NP can be conjugated and made more water-soluble and readily 
excretable in the urine by such enzymes as uridine 
diphosphoglucoronosyl transferases or by sulfotransferases (Chambers 
and Chambers 1991), bioaccumulation may indicate a decrease in the 
activity of this enzymes or a damage in the elimination systems of the 
studied organisms. 
Pollutants are frequently presents in fresh water at concentrations too 
low to cause rapid death. However, the environment characteristics and 
organisms' physiology and ecology promote the bioconentration of 
pollutants, which may become lethal or cause a malfunction, ultimately 
reducing the fitness of exposed organisms. These sublethal effects may be 
observed in organisms at the biochemical, physiological, developmental 
or life cycle level. Death is always preceded by lesser symptoms or 
malfunction, and a major concem in ecology is the frequency and 
84 
extension to which plants and animals may survive the impact of 
pollution. It is reasonable to argue that any effect that impairs an 
organisms ability to respond to its environment is likely to diminish its 
reproductive output, thus affecting the sustainability of populations. That 
IRD (and indeed the whole of the Lerma basin) holds a number of 
endemic species, while also concentrates the wash-outs of countless 
agricultura! lands, this implies that the health of this region aquatic 
communities should by a matter of concem. Most species of the family 
Goodeidae are native to this basin, and all are viviparous, thus MP (or 
other pollutants) bioacumulation in embryos pose a serious risk for this 
family of native fish. 
CONCLUSIONS 
Enzimatic activity provides evidence of MP toxicity to organisms at IRD. 
However it is necessary to evaluate if the observed effect of reducing the 
organisms' viability or the sulx:hronic exposure produce sorne adaptative 
process leading to resistence to permits the organisms to face hig levels of 
MP. This is important because MP is bioaccumulated at the highest 
concentration in eggs, embryos and flower principaly, and it is necesary 
to evaluate the efect in the viability of this. 
ACKNOWLEDGMENTS 
We thank Liliana Favari for technical assistance and facilities in enzymatic assays. Francisco Rojo 
for GC analytiall support. Ednnmdo Oiaz for facilities in sample rolection. Javier Manjarres and 
jorge Valeriana for llS6istance in organisms collection. 
85 
TABLE l . ORGANISMS COLLECTED AT IRD DURING THE DRY SEASON 
(MA Y) ANP THE RAINY SEASON (SEPTEMBER), AND HA BIT ATUSE. 
Taxa May September Habitat use/life Feeding habits 
fonn 
FISHES 
Girardinichthys p p Shore-d weller Zooplanctivorous 
multiradiatus 
Cyprinus carpio NC p Bottom-d weller Bottom-feeder 
MOLLUSCA-
GASTRODODA 
Physidae A p widespread Detritivorous 
bottom-dweller 
Planorbidae p p Macrophytes Detritivorous 
DECAPODA. 
Cambarellus montezumae p p Bottom-dweller Omnivorous 
OLIGOCHAETA 
Aeolosoma ~· p A Bottom-d weller Filter-feeders 
MACROPHYfES 
Ceratophyllum ~ · p A non-rooting 
submerged 
Lernna~ A p rooted floating 
Nymphoides ~- A p rooted, floating 
lea ves 
P=present. 
A=absent. 
NC= No sampled. 
86 
TABLE 2. SOURCE OF CONTROL ORGANISMS 
TAXA SOURCE 
Q. multiradiatus Laboratorio Ecología Conductua!. Intituto de Ecologia. 
Universidad Nacional Autonoma de México. 
Planorbidae Laboratorio Ecología Conductual. Intituto de Ecología. 
Universidad Nacional Autonoma de México. 
k ~ Small irrigation dam at Universidad Autonoma del Estado 
de México Campus el cerrillo. 
k montezumae Small irrigation dam at Universidad Autonoma del Estado 
de México Campus el cerrillo. 
Physidae Small irrigation dam at Universidad Autonoma del Estado 
de México Campus el cerrillo. 
TABLE 3. PHYSICOCHEMICAL CHARACTERISilCS OF WATER AND 
SEDIMENT FROM IRD DURING THE DRY SEASON (MA Y) 
AND THE RAINY SEASON (SEPTEMBER). 
MA Y SEPTEMBER 
T°C 18.5 17 
Transparency (m) 
Dissolved oxygen (mg/L) 
pH water 
pH sediment 
Turbidity (FfU) 
Suspended solids (mg/L) 
Hardness (mg/L) 
Nitrite-nitrogen (mg/L) 
Nitrate-nit1"9gen (mg/L) 
Ammonium-nitrogen (mg/L) 
Sulphates (mg/L) 
Phosphorus (mg/L) 
Methyl Parathion (water) (mg/L) 
Methyl Parathion (sediment) 
(mg/Kg) 
4-Nitrophenol (water) (mg/L) 
4-Nitrophenol (sediment) 
(mg/Kg) 
21 
6.7 
7.0 
6.44 
25 
10 
100 
0.01 
3 
0.5 
15 
0.2 
0.0001 
0.0007 
0.018 (0.25) 
0.567 (3.7) 
0.2 
3 
7.6 
6.71 
230s 
130s 
230s 
0.15 
8 
2.0 
35s 
0.4 
0.00005 
0.00026 
ND 
0.015 
87 
Dates in parenthesis of 4-NF concentration in May; correspond to the greatest concentration found 
at IRD, not at sampling site. 
ND= non detectable. 
s = lndicators of high salinity 
TABLE 4. BIOACCUMULA TION F ACTORS OF MP IN Tl55UES IN 
ORGANISMS COLLECTED AT IRD IN BOTH SEASONS. 
T AX.A MA Y SEPTEMBER 
º· montezumae 8.8 509 
º· montezumae (eggs) 293 5000 
Aeolosoma ~ ­
Planorbidae 
Physidae 
~- multiradiatus 
º· carpio (gill) 
º· carpio (muscle) 
Cerathophyllurn ~­
Lemna ~ . 
Nymphoides ~ (stem/leaf) 
Nymphoides ~ - (flower) 
135 
17 
4 
1 
36 
4000 
13461 
221 
76 
6.55 
0.27 
735 
Bioaccumulation Factor= MP Concentration in tissue/MP Concentration in water. 
118 
99" 150'00"' 99º '48'00" 
11cal1 1:20000 
1 T i°° t - .. • I' 
Metera 511 DlllO 
N 
99º146' 00" 
' 
Almoloya 
19• 2e· oo~ 
19' 26'00" 
FIG. 1. Ignacio Ramirez Dam location and organisms collection site A. 00 
ID 
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2 
1.5 
0.5 
t 
o 
M 5 
Ctratophilwn Lemna 
3 
-5-
+ + 
5 5 
Nymphoidea Phi9id1e 
3 
a 
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M 
7 
j) 
5 
Planorbidoe 
7 
a 
M 
_2~ 
b 
+ 
5 
8 
a 
M 
8 
b 
t 
5 
f 
50 
2 
f 
5 M 
C. montezumae G. multiradlatus C. carplo Aeolotoma 
FIG. 2. Methyl Parathion (MP) concentration in tissue of organisms collected in May (M) and in September (5). Numbers by IN bar indlcate tht 
number of organismo assayed; letters indicate the statistical significance (Friedm•n ANOV A). Different letters are used whe the statistical difference is 
significant (P<0.05) between each sampling time. 
<D 
o 
0.3 
¡ 
§ 0.02 
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b 
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i:: o 
u 
i:i.. 
~ 0.01 
15 
o +----- --1--
Steam 
15 
Lea ves 
Nymphoides fallax 
+ 
15 
T 
Flowers 
FIG. 3. MP Concentration in Nymphoides fallax tissue, fron plants collected at IRD during 
the rainy season. Numbers by the bar indicate the number of organisms assayed. 
~ 
5.4 1 2 
¡1 
5.3 ·-
6 15 
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0.1 -
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2 
1- ----!- --' 
Ovigerus female Adults Juveniles Eggs 
Cambarellus montezumae 
FIG. 4. Methyl Prarthion (MP) concentration in Cambarellus montezumae tissue, in different' 
developmental stages, from organisms collected at IRD during the rainy season. Numbers by 
the bar indicate the number of organisms assayed. 
<O 
"' 
be 
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j 
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0.80 T 
0.79 
0.78 
0.77 
0.76 
0.05 
0.04 ., 
~ 0.03 ·•· 
0.02 
0.01 
O· 
5 
4 
- º -~ + - ' 4 
._ ___ .__ _____ __, 
Pregnant female Adults Juveniles Embryos 
Girardinichthys multiradiatus 
FIG. 5 Methyl Prathion (MP) concentration in Girardinichthys multiradiatus tissue in 
different developmental stages, from organisms collected at IRD during the rainy season. 
Numbers by the bar indicate the number of organisms assayed. 
CD 
w 
e ·e 
C> 
E 
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5 
5 a 
a - + 
e s 
Physidae 
3 
b 
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b 
+ 
3 - :; -
b e 
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5 
3 
- 3 - - - a- - - ~ 
e e 
a t 
C M S 
Planorbidae 
+ + 4-
e M s e M s 
C. montezumae G. multiradiatus 
Taxa 
10 
a 
+ 
5 
a -e s 
G. multiradiatus 
embryos 
3 
-a-
+ 
2 
e 
·-+ 
e s 
C. carpio 
FIG. 6.Acetil cholinesterase (AChE) activity in tissue of control organisms (q and in organisms collected at IRD in May (M) and 
in September (S). Numbers by the bar indicate the number of organisms asayed; letters by the bar indicate the statistical 
significance (Friedman ANOV A), different letters indica te that the difference is significant (P<0.05) between each sampling time 
and control organisms. 
'f. 
G
G
T
 
um
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g 
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A e a e a. 
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c 3 
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a. E uo q == 
0 
Cc S C S C Ss Cc M Ss ¿”Ss e S] 
Physidae Planorbidae C. montezumae G. multiradiatus G. multiradiatus  C. carpio 
Taxa embryos 
FIG. 7. Gamma Glutamil Transpeptidase (GGT) activityin tissue of control organisms (C) and organisms collected in May (M) 
and in September (S). Numbers by the bar indicate the number of organisms assayed ; letters indicate statistical significance 
(Friedman ANOVA), diferent letter is used when the statisrical difference is significant (P<0,05).
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t 
0  
  
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2 
 
t 
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ysidae la orbidae . ontezu ae . ultiradiatus . ultiradiatus C. car io 
ruca bryos 
I . . a ma lutamil r nspeptidase ( T) ti it in tiss e f ntrol r is s (Q d r is s ll cted i  ay ( ) 
a d i  e te ber ( ). umbers y t e ar i icate t e ber f r a is s assayed; letters i icate statistical si ifica ce 
( rie an OV A), if rent l tt r is sed hen t e st tisri al iff r ce is si ifi ant ( 0. 5). 
<D 
"' 
96 
REFERENCE.5 
Assem H ., Khalifa A., Bodawi H. K. (1989) Brain of the teost clarias lazera 
as indicator of water contamination by phenol or methanol. Bull. Nat. 
lnst. Ocenogr. Fish Egypt 15, 119-128. 
Beckert W., López Avila V. (1991) Standardisa~on of sample extract 
cleanup and analytical conditions for more efficient determination of 
organic pollutants. In Powlowski L., Lacy W., and Dlugosy J. (Eds.) 
Chemistry for the Protection of the Envirorunent Science Research. Vol. '42 
Plenum Press N. Y. 113-126. 
Bradford M. (1976) A rapid and sensitive method for the quantitation of 
micrograin quantities of protein utilizing the principles of dye-binding. 
Anal. Biochem. 72, 248-254. 
Bohác J., Fuchs R. (1994) The structure of animal communities as 
bioindicators of landscape deterioration. In Jeffrey D. W. and Madden B. 
(Eds.) Bioindicator and Environmental Managenment. Academic Press 
Limited. 165-254. 
Boletin Hidrológico No 50 (1970) Cuenca del Rio Lerma Hasta la presa 
Solis del Lago de Patzcuaro, del Río Grande de Morelia Hasta el Lago de 
Cuitzeo y de la Laguna de Yuriria. Tomo 1 y IV. Secretaría de Recursos 
Hidráulicos. Subsecretaría de Planeación . División General de Estudios. 
Dirección de Hidrología. 
Brown K. M. (1991) Mollusca, Gastropoda. In ThorpJ., Covich A. Ecology 
and Classification of North American Freshwater Invertebrates. Academic 
Press Inc. 285-314. 
Butler L. C., Staff D. C. and Davis J. E. (1981) Methyl parathion 
persistence in soil following simulates spillage. Arch. Environm. Contam. 
Toxicol. 10, 107-130. 
CEC (1995) Commission for Environmental Cooperation. Secretarial 
Report on Death of Migratory Birds at The Silva Reservoir (1994-1995). 
Prospectus Inc. Canada 86 p. 
97 
Otambers J. E., Otambers H. W. (1991) Biotransformation of 
Organophosphorus Insecticides in Mammals. in Somasendaram L., Coats 
J. R. (eds) Pesticide transformation products. Fate and significance in the 
Environmenl American Otemical Society. Washington, 32-42. 
De la Vega Salazar M., Martínez Tabche L., Diaz Pardo E. (1997) Methyl-
Parathion impact on water, sediment and benthic macroinvertebrates 
from Ignacio Ramirez dam. Mexico. Submitted to Water Research. 29 p. 
Díaz-Prado E., Godinez R.M., López L. E., Soto G. E., (1993) Ecologías de 
los peces de la cuenca del río Lerma, México. An. Ese. Nal. Cienc. Biol. 38, 
103-127. 
Farran A., De Pablo J., Barceló D. (1988) Identification of 
Organophosphorous insecticides and their hydrolysis product by liquid 
chromatography in combination with UV and thermospray spectrometric 
detection Joumal of Otromatography 455, 163-172. 
Fisher J. B. (1982) Effects of macrobenthos sediment diagenesis. In McCall 
P. and Tevesz M. (Eds.) Animal sediment relation. The biogenic alteration 
of sediments. Plenum Press N. Y. 177-217. 
Freedman B. (1989) Environmental Ecology. The Impact of Pollution and 
Other Streses on Ecosystem Structure and Function. Academic Press Inc. 
424P. 
Fry F. E. (1978) The effect of environmental factors on the physiology of 
fish. in Hoar W., Randall D. (eds) Fish Physiology. Vol. VII. Academic 
Press, 1-97. 
Gatcía M., Mourelle M. (1984) Gamma-glutamil Transpeptidase, A 
sensitive marker in DDT and Toxaphene exposure. Journal of Applied 
Toxicology, 4, 246-248. 
Glosmman M., Neville D. M. (1972) Glutamil Transferase in Kidney brush 
border membranes. FER5 Lett 19, 340-344. 
Gluckman J. C., Barceló D., De Jong G. J., Freí R. W., Maris F. A., 
Brinkman U. A. (1986) Improved design and application of an on-line 
Thermionic Detector for narrow-bore liquid chromatography. J. of 
ClU'omatography. 'MJ7, 35-44. 
Hall R. L (1985) Laboratory Evaluation of Liver Disease. Veterinary 
Oinics of NorthAmerica Small Animal Practice. 15, 3-19. 
Hassall K. A. (1990) The biochemistry and uses of pesticides Me. Millan 
p.p. 82-120. 
Hestrin S. (1949) Reaction of acetykholine and other carboxilic acids 
derivates with hidroxilamine and its analytical application. J. Biol. Ote. 
180, 249-261. 
Hemández A., Lombardo R., Ferrari L., Tortorelli M. (1990) Toxicity of 
ethil parathion and carbaril on early development of Sea Urchin. Bull. 
Environ. Contam. Toxicology 45, 734-741. 
Hobbs H. 111. (1991) Decapoda. In Thorp J., Covich A. Ecology and 
Oassification of North American Freshwater Invertebrates. Academic 
Press Inc. 823-858. 
Howard, P. H. (ed). (1989) Handbook of environmental Fate and 
Exposure Data for Organic Otemicals, Vol 111, Pesticides. Lewis 
Publishers, Otelsea, MI. 
INEGI (1994) Anuario estadístico del Estado de México. Instituto 
Nacional de Estadística e Informática. 
Keeley J. E. (1991) Interactive role of stresses on structure and function in 
aquatic plants. In Mooney H., Winner W. (eds). Response of plants to 
multiple stresses Academic Press Inc. 329-343. 
Kemp J. R., Wallace B. K. (1990) Molecular determinants of the species-
selective inhibition of Brain Acetylcholinesterase. Toxicology and Applied 
Pharmacology 104, 246-258. 
99 
Larsson P. (1994) Interrelationship between eutrophication and effects of 
pollutants. In Bot H., Hellman B., Dencker L. (eds) Archives of 
Toxicology. Supplement 16. Eurotox Proceedings, 21-31. 
Marrs K. (1996) The functions and regulatio of Glutatione S-transferases 
in plants. In. Rusell J., Ville C. Walbot V. (eds). Annual Revies of Plant 
Physiology and Plant Molecular Biology 47, 127-158. 
Martinez M. (1979) Catálogo de Nombres Vulgares y Científicos de 
Plantas Mexicanas. F. C. E. 
Martínez M., Matud E. (1979) Flora del Estado de México Tomo III. 
Biblioteca enciclopédica del Estado de México. 
Me Call P. L., Tevesz M. J. (1982) The effects of benthos on Physical 
Properties of Freshwater Sediments. In McCall P. and Tevesz M. (Eds.) 
Animal sediment relation. The biogenic alteration of sediments. Plenum 
Press N. Y., 105-176. 
Meister R. (ed) (1992) Farm Chemicals Handbook'92. Meister Publishing 
CO. Willoughby, OH 
Moriarty F. (1983) Ecotoxicology. The Study of Pollutants in Ecosystems. 
Academic Press Inc. 380 p. 
Moss B. (1992) Ecology of Fresh Waters. Man and Medium. Blackwell 
Scientific Publications 417 p. 
Nabawi EL A., Heinzow B., Kruse H. (1987) Residue levels of 
Organochlorine chemicals and polichlorinated biphenyls in fish from the 
Alexandria region, Egypt Arch. Environ. Contam. Toxicol.16, 689-696. 
OMS (1993) Plaguicidas y salud en las Américas. Organización 
Panamericana de la Salud, OMS División de salud y Ambiente. 
Washington D. C. Serie ambiental No 12. 
Rastogi A., Kulshrestha S. (1990) Effect of sublethal doses of three 
pesticides on the ovary of a carp minnow Rasbora daniconius. Bull. 
Environ. Contam. Toxico!. 45, 742-749. 
Rzedowsky J., Rzedowsky G. C. (1985) Flora Fanerogama del Valle de 
México V-11. Instituto de Ecología- Escuela Nacional de Ciencias 
Biológicas. México. p 67 4. 
100 
Sanz P., Repetto M. (1995) Implicaciones toxicológicas de las enzimas 
colinesterasas. En Repetto M. (ed) Toxicología avanzada Ediciones Díaz 
de Santos España. p.p. 117-144. 
Schaeffer D. J. (1991) A toxicological perspective on ecosystem 
characteristics to track sustainable development. Ecotoxicology and 
Environmental Safety 22, 225-239 .. 
Stan H. J. (1989) Application of capillary gas Chromatography with Mass 
Selective Detector to pesticide analysis. Joumal of Chromatography. 467, 
85-98. 
Sprinthall R. (1990) Basic Statistical Analysis. Prentice-Hall, Inc. N. J. 468 
p. 
Yang Ch., Dwyer T. M., Mohan P., Ho Y., Farley M. (1990) Down-
regulation of Muscarinic Receptors in the striatum of Organophosphate-
Treated Swine. Toxicology and Applied Pharmacology 104, 375-385. 
Wilson A., Bushway R. J. (1981) High-performance liquid 
chromatographic determination of azinphos methyl and azinphoz methyl 
oxon in fruits and vegetables. Joumal of Chromatography. 214, 140-247. 
101 
DISCUSION GENERAL 
Además de las descargas agrícolas, la presa Ignacio Ranúrez recibe las 
aguas negras municipales no tratadas, por lo que no es de sorprender 
el estado altamente eutrófico de la presa. Además las características 
limnológicas de los cuerpos de agua embalsados y en condiciones de 
eutroficación permiten que se establezcan condiciones que son 
favorables para la acumulación de sustancias tóxicas, tales como el MP, 
como son; la excesiva sedimentación, bajas concentraciones de oxígeno 
disuelto, disminución del pH, (principalmente en el fondo), y aguas 
muy turbias que limitan la penetración de la luz. 
Por las ineficientes prácticas agrícolas, los cuerpos de agua pueden 
ser fácilmente contaminados con insecticidas. Las características 
específicas de éstos pueden evitar la degradación de compuestos que 
pueden ser considerados poco persistentes o "seguros" en sistemas 
terrestres, como ocurre con el MP, y permanecer por tiempos 
prolongados en los sistemas dulceacuícolas. 
La acumulación de contaminantes en el sedimento es importante para 
determinar la calidad del agua, ya que los compuestos químicos 
acumulados en el sedimento pueden ser liberados de éste por el 
movimiento del agua o por la actividad de los organismos bénticos. Y a 
que el MP y el 4-NF se acumulan a elevadas concentraciones en el 
sedimento, la fauna béntica es muy importante ya que por sus 
actividades asociadas al sedimento (construcción de madrigueras, 
locomoción, alimentación etc.), están expuestos al insecticida, y 
pueden favorecer su liberación del sedimento, aumentando su 
concentración en el agua y permitiendo que estén biodisponibles para 
todos los organismos de la presa. 
Los organismos que habitan la presa, además de estar expuestos a 
sustancias tóxicas, están en condiciones ambientales, como son la 
disminución oxígeno disuelto y los fuertes cambios en la concentración 
de sales en las diferentes temporadas, que exigen adecuaciones 
102 
fisiológicas en respuesta a la variación del medio ambiente, que 
favorecen la bioconcentración del MP, por lo que para conocer los 
efectos ecotoxicológicos de los contaminantes en organismos acuáticos, 
el medio ambiente debe ser tornado en consideración. 
Por su fisiología y la interacción con su medio ambiente, los 
organismos acuáticos pueden bioacumular concentraciones muy altas 
de contaminantes, por lo que medir la disponibilidad del contaminante 
y la bioacumulación en los organismos, así como los efectos biológicos 
que producen, son importantes para conocer el efecto ecológico de la 
contaminación de los cuerpos de agua con insecticidas 
organofosforados. 
La concentración del MP en sedimento y la bioconcentración del MP 
en el tejido de los organismos, aumenta el tiempo que permanece el 
insecticida dentro del sistema, por lo que el MP puede considerarse un 
compuesto persistente en cuerpos de agua. 
Y a que no se conoce la capacidad que tienen los cuerpos de agua en 
acumular sustancias como el MP en sedimento, el efecto de los 
insecticidas organofosforados puede tener impacto en los sistemas a 
largo plazo, desconocidos pero potencialmente serios, como ocurrió 
con los insecticidas organoclorados en décadas pasadas. Para evitar 
esto es necesario mejorar las prácticas de cultivo, controlar los 
desechos que puedan contaminar el cuerpo de agua, tomar medidas 
para reducir la erosión del suelo, disminuir el uso de insecticidas a 
través de prácticas alternativas, y evitar en lo posible la introducción 
de especies como las carpas que son potentes removedores del 
sedimento. 
A pesar de que el MP produce efectos tóxicos en los organismos que 
habitan la presa, es difícil predecir exactamente el daño ecológico que 
produce el MP, ya que no se conoce el efecto que la exposición 
prolongada del MP tiene en el éxito reproductivo .de las especies 
afectadas, o si están adquiriendo alguna resistencia que estén 
transmitiendo a su descendencia, y les permita sobrevivir aun a 
concentraciones elevadas del insecticida. 
103 
Los contaminantes, frecuentemente están presentes en agua a 
concentraciones muy bajas no letales, pero por las características del 
medio, así como las características fisiológicas y ecológicas de los 
organismos favorecen la bioconcentración, y pueden ser letales o 
producir mal funcionamiento de los organismos. Los efectos subletales 
pueden ser observados a nivel bioquímico fisiológico, afectando el 
desarrollo o ciclo de vida de los organismos. La muerte es siempre 
precedida por síntomas menores o mal función, pero no siempre un 
mal funcionamiento culmina con la muerte y es de mayor importancia 
en ecología la cantidad y frecuencia a la cual las plantas y animales 
pueden sobrevivir al impacto de los contaminantes, es razonable decir 
que cualquier efecto que disminuye la habilidad de un organismo de 
responder a su medio ambiente, puede disminuir el éxito reproductivo 
de las especies. 
Ninguna concentración de contaminante, por muy baja que sea, 
puede ser considerada como segura en un cuerpo de agua, ya que las 
características fisicoquímicas partícula.fes de estos sistemas así como la 
fisiología de los organismos estudiados, permiten que se bioconcentren 
en cantidades elevadas. 
La PIR es importante para las poblaciones que se localizan a su 
alrededor, ya que las especies nativas de peces y acociles, y la carpa, 
constituyen una fuente importante de alimentación, y el 4-NF está 
presente en agua a concentraciones mucho mayores que las que se 
recomiendan corno seguras para su consumo, por lo que la 
contaminación por insecticidas además del potencial daño ecológico, 
puede representar un riesgo para la salud de éstas poblaciones, ya que 
es conocido el efecto carcinogénico, mutagénico y teratogénico de éste 
insecticida. 
La PIR es un ecosistema altamente contaminado por lo que se 
requiere de la concientización de los habitantes de la región y del 
esfuerzo de las autoridades para controlar las fuentes de 
contaminación y mejorar la salud de éste ecosistema, que pone en 
peligro la supervivencia de las especies endémicas que alberga.