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ISSN Versión impresa: 1992-2159; ISSN Versión electrónica: 2519-5697
Biotempo, 2019, 16(1), ene-jun.: 85-98.
ORIGINAL ARTICLE / ARTÍCULO ORIGINAL
MICROBIOLOGICAL, CHEMICAL AND ECOTOXICOLOGICAL QUALITY
OF WATERS USED FOR IRRIGATION IN THE YABÚ VALLEY, SANTA CLARA,
VILLA CLARA, CUBA
CALIDAD MICROBIOLÓGICA, QUÍMICA Y ECOTOXICOLÓGICA DE LAS
AGUAS UTILIZADAS PARA REGADÍO EN EL VALLE DEL YABÚ, SANTA
CLARA, VILLA CLARA, CUBA
Maibia Tamayo-Irzula1; Eduardo Gime-de-Oliveira2; Nilda Rosa Martínez-Flores3;
Omar Hernández-Trimiño4; Rigoberto Fimia-Duarte5 & José Iannacone6, 7
1 Unidad de Toxicología Experimental (UTEX). Universidad de Ciencias Médicas de Villa Clara, Cuba.
E-mail: maibiati@infomed.sld.cu
2 DepartamentodeBiología.Facultad de Ciencias Agropecuarias.Universidad Central «MartaAbreu»deLasVillas,
Cuba.
3 Centro Provincial de Higiene Epidemiología y Microbiología de Villa Clara, Cuba.
E-mail: microbiología@infomed.sld.cu
4 Universidad de Ciencias Médicas de Villa Clara, Cuba.
5 Facultad de Tecnología de la Salud. Universidad de Ciencias Médicas de Villa Clara, Cuba.
E-mail: rigobertofd@infomed.sld.cu
6 Laboratorio de Ecología y Biodiversidad Animal (LEBA). Facultad de Ciencias Naturales y Matemática. Universidad
Nacional Federico Villarreal (UNFV).
7 Laboratorio de Parasitología. Facultad de Ciencias Biológicas. Universidad Ricardo Palma (URP). Lima, Perú.
E-mail: joseiannacone@gmail.com
Author for correspondence: maibiati@infomed.sld.cu
ABSTRACT
Water pollution has increased over the years and has been caused primarily by industrial development and population
growth. Currently there is a growing concern about the e ects of using wastewater for irrigation, so the objective of the
research was to evaluate the quality of the water used for irrigation in “Valley of Yabu”. Microbiological and chemical
indicators were determined. In addition, the ecotoxicity of irrigation water was evaluated using a rapid, simple and
economical in vitro bioassay of acute toxicity by using Allium cepa L. bulbs. During the period in which the analysis was
carried out, it was noted that the values of total and thermotolerants coliforms were > 0.16 x 103 NMP / 100 mL, which
far exceeds those allowed in the reference standards. e contents of nitrite and ammonia show values higher than the
concentrations established in the current CS. erefore, water is evaluated as not suitable for agricultural irrigation of
crops and vegetables that are consumed directly without cooking. In the acute toxicity test in A. cepa, the water samples
Revista Biotempo
Facultad de Ciencias Biológicas de la
Universidad Ricardo Palma
(FCB-URP)
ISSN Versión Impresa: 1992-2159; ISSN Versión Electrónica: 2519-5697
Volumen 15 (2) Julio - Diciembre 2018
LIMA / PERÚ
Biotempo (Lima)
doi:10.31381/biotempo.v16i1.2179
Revista Biotempo: ISSN Versión Impresa: 1992-2159; ISSN Versión electrónica: 2519-5697 Tamayo-Irzula et al.
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INTRODUCCIÓN
El creciente desarrollo industrial y urbano ha traído
consigo la aparición de una cantidad apreciable de
sustancias químicas tóxicas que afectan los ecosistemas
en el mundo y con ellos la salud humana (Rodríguez et
al., 2006; Agostinho et al., 2010; Cepero 2012; Acosta,
2016; Castro et al., 2018; Seid et al., 2019), tales
sustancias provocan daños a veces irreversibles como la
pérdida de biodiversidad (UNESCO-WWAP & OMS,
2015). El deterioro ambiental se hace más preocupante
en el agua, pues es un insumo básico para la subsistencia
de todo organismo vivo y para las actividades productivas
del hombre (Adriana et al., 2012; Alonso, 2017).
Dentro de los contaminantes ambientales más nocivos
encontramos a los euentes industriales, que constituyen
las fuentes más comunes de efectos adversos, los cuales
pueden ser clasicados ampliamente de acuerdo con sus
propiedades químicas y físicas, por su comportamiento
en las aguas receptoras y la forma en que estos afectan
al medio acuático (Macan, 2007; Smital, 2008); estos
se consideran como mezclas complejas que contienen
sustancias orgánicas e inorgánicas disueltas incluyendo
tóxicos, materiales biodegradables y persistentes,
todos ellos con un efecto perjudicial para el ecosistema
(Barceló & Alda, 2008). El principal efecto adverso
de los contaminantes resulta en el desequilibrio de
los ecosistemas, lo cual se maniesta con la perdida de
estabilidad, productividad y el reciclaje de la materia en
estos sistemas, lo que signica que los mismos ya no son
sostenibles (Calvo, 2016). Esto es la consecuencia de
la acción selectiva de las sustancias tóxicas, que tienen
repercusiones distintas en las especies, en diferente
medida o a concentraciones diversas. Los efectos pueden
ser letales para las especies (Alegre et al., 2018; Tomailla
& Iannacone, 2018). Sin embargo, es más común que
los efectos sean subletales y que las especies sigan vivas,
pero se modique su desarrollo (Arkhipchuk et al., 2000;
Murray et al., 2010; Pathiratne et al., 2015).
Las sustancias potencialmente tóxicas pueden encontrarse
en concentraciones tan bajas, que no son detectables con
los métodos químicos convencionales (Angulo, 2015;
Pathiratne et al., 2015). Esto ha generado la necesidad
del desarrollo de investigaciones de corte experimental
para lograr una protección adecuada de los ecosistemas
y garantizar la continuidad de su existencia y evitar la
analyzed turned out to be phytotoxic at concentrations higher than 25% in the case of Point 1, while the samples
corresponding to Points 2 and 3 showed their phytotoxicity after 75%. e results show the need to use a wider battery
that includes other biomodels in addition to subchronic and chronic tests.
Key words: Allium cepa – bioassays – coliforms – Cuba – quality – Villa Clara – Waste water
RESUMEN
La contaminación de las aguas se ha incrementado a lo largo de los años, causada fundamentalmente por el desarrollo
industrial y crecimiento poblacional. Actualmente existe una creciente preocupación por los efectos que causa el uso
de aguas residuales en el riego. El objetivo de la presente investigación fue evaluar la calidad microbiológica, química y
ecotoxicológica de las aguas utilizadas para regadío en el Valle del Yabú, Villa Clara, Cuba. Se determinaron, indicadores
microbiológicos y químicos. Además, se evaluó la ecotoxicidad de las aguas utilizadas para regadío, empleando un
bioensayo in vitro de toxicidad, rápido, sencillo y económico, utilizando bulbos de Allium cepa L. En el período de
estudio es de señalar que los valores obtenidos en cuanto a Coliformes totales y Termotolerantes fueron >0,16 x103
NMP·100 mL-1, los que superan en gran medida los admitidos en las normas de referencia (NR). Los contenidos de
nitrito y amoníaco muestran valores superiores a las concentraciones establecidas en las NR vigentes. Por tanto, las aguas
se catalogaron de No Aptas para el riego agrícola de cultivos y vegetales que se consumen de forma directa sin cocción.
En el ensayo de toxicidad con A. cepa, las muestras de agua analizadas fueron totóxicas a concentraciones superiores al
25% en el caso del Punto 1, mientras que las muestras correspondientes a los Puntos 2 y 3 maniestan su totoxicidad
a partir del 75%. Con los resultados obtenidos se evidencia la necesidad de utilizar una batería más amplia que incluya
otros biomodelos.
Palabras clave: Aguas residuales – Allium cepa – bioensayos – calidad – coliformes – Cuba – Villa Clara
Microbiological, chemical and ecotoxicological quality of waters used for irrigation
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pérdida de biodiversidad (Rodríguez et al., 2006; Cepero,
2012; Diéguez et al., 2012). Un instrumento alternativo
y que complementa los tradicionales análisis químicos
y microbiológicos para la determinación de toxicidad
de muestras ambientales es la utilización de bioensayos,
usados desde mediados del siglo XX para el control de la
calidad de las aguas (Pathiratne et al., 2015). Estos tipos
de estudios son de gran importancia, pues constituyen
un objetivo fundamental de las guías de la Organización
Mundial de la Salud (OMS) por la protección a la
salud pública con la prevención de la transmisión de
enfermedades por el agua. Por medio de los bioensayos
se establecen los criterios de calidad para la protección
de la vida acuática, los que posteriormente, se usan para
determinar los estándares de calidad ambiental para cada
agente químico (Barceló & Alda, 2008).
En las últimas décadas, los ensayos con plantas superiores
se encuentran dentro de los más utilizados, como
organismos de prueba, por ser organismos eucarióticos,
y por lo tanto comparables a la mayoría de las especies
de la ora y la fauna superiores (Andrioli et al., 2006;
Restrepo-Manrique et al., 2011; Pathiratne et al., 2015;
Ciappina et al., 2017). Dentro de los mismos el de mayor
repercusión es el ensayo en Allium cepa L. “cebolla”,
bioensayo in vitro que constituye un procedimiento de
investigación rápido, económico, simple y que muestra
resultados conables, para la evaluación de productos
químicos, aguas residuales, que pueden representar un
peligro potencial para el medio ambiente (Radić et al.,
2010; Çavuşoğlu et al., 2011; Restrepo-Manrique et al.,
2011; Roa et al., 2012; Sánchez et al., 2015; Ciappina et
al., 2017).
Teniendo en cuenta los efectos adversos que producen al
medio las aguas residuales, internacionalmente se tomó la
decisión de regular sus vertimientos mediante normas que
establecen las concentraciones que pueden presentar los
residuales para poder ser vertidos a cualquier ecosistema
(Lorenzo et al., 2009). Cuba no ha quedado atrás en este
aspecto y ha creado sus propias normas, las cuales han
sido adaptadas a partir de las internacionales, ajustándose
a nuestras condiciones (NC 27, 2012; NC 1048, 2014).
Además, estableció que todas las entidades que vierten
desechos a un cuerpo receptor, deben realizarles una
caracterización completa de los mismos, que permita
buscar alternativas para su uso o tratamiento antes de
ser vertidos (Forget et al., 2000; Maria & ABad, 2015;
Cordon et al., 2016).
El desarrollo poblacional e industrial que tuvo lugar a
partir de los años 60 en la ciudad de Santa Clara, no fue
compatible con el sistema de alcantarillado y la planta
de tratamiento que existía, y dejaron de funcionar
los mismos. Actualmente gran parte de la población,
incluyendo centros industriales y hospitalarios vierten
directamente sus aguas residuales, sin tratamiento o con
tratamiento deciente, hacia el curso de los Ríos Bélico y
Cubanicay que conuyen en el sistema Arroyo Grande al
norte de la ciudad de Santa Clara. La negativa situación
se agrava a causa de que una gran parte de la población y
muchas veces hasta entidades del sector estatal, emplean
las riberas y el propio cauce de los ríos (Bélico y Cubanicay)
y cañadas que atraviesan la ciudad para depositar basura,
escombro y otros desechos (Peñate, 2006).
En este sentido se debe tener en cuenta que este recurso
natural juega un papel importante en el ecosistema
por tener incluidas una gran diversidad de especies
(microorganismos, animales y plantas), y por ser una
fuente vital para el consumo humano (Gómez &
Ramírez, 2004). En Cuba se han comenzado a evaluar en
los últimos años y existen varias investigaciones sobre el
tema, dada su importancia e impacto ambiental (Peñate,
2005; Peñate, 2006; Veliz et al., 2012).
Por tanto, teniendo en consideración que el uso de aguas
residuales, con tratamiento o no, en el riego agrícola
constituye un peligro potencial para la salud humana,
en esta investigación el área de impacto escogida está
localizada en el “Valle del Yabú”, donde se reutiliza el
agua embalsada en el sistema Arroyo Grande I y II. A
partir de la política nacional dirigida a la protección
del medio ambiente, resulta estratégico y de prioridad
adecuar estudios experimentales, que brinden la evidencia
cientíca de la calidad del agua de la presa y de las que
abastecen las máquinas de riego, de las que hasta ahora
no se tiene ninguna referencia, mediante la realización de
ensayos de toxicidad de corta duración, empleando como
biomodelo bulbos de A. cepa (Roa et al., 2012; Robles
& García, 2012). Para el establecimiento de medidas de
protección contra el efecto nocivo de sustancias y otros
contaminantes que pudieran estar incidiendo sobre estas
áreas.
El objetivo de la investigación consistió en evaluar la
calidad microbiológica, química y ecotoxicológica de
las aguas utilizadas para regadío en el “Valle del Yabú”,
enclavado en el municipio Santa Clara, provincia Villa
Clara, Cuba.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
El área de estudio está localizada en el “Valle del Yabú”,
próxima a la ciudad de Santa Clara, Cuba, donde está
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asentada la Empresa de Cultivos Varios Yabú, entidad
que satisface la demanda de agua para el riego agrícola,
reutilizando el agua embalsada en el sistema Arroyo
Grande I y II, desde 1983 hasta la fecha. Dicha empresa
tiene una supercie de 7 255,36 ha de tierra, de ellas
cultivables 6 044,64 ha, teniendo bajo riego 886,13 ha.
La diversidad de la vegetación en el área de estudio,
presa Arroyo Grande II, está compuesta mayormente por
las especies: Typha domingensis Bory & Chaub., Phyla
nodiora (L) Greene, y Eichhornia crassipes (Mart.) Solms.,
pertenecientes a las familias Typhaceae, Verbenaceae y
Pontederiaceae, respectivamente. Permanentemente se
encuentra una fauna menor asociada al agua como peces,
anbios e insectos acuáticos.
Se realizó el muestreo en tres sectores del Valle del Yabú:
Muestra 1. Presa Arroyo Grande II, UEB Albarrán;
Muestra 2. Máquina de riego 1, Conyedo y Muestra 3.
Máquina de riego 2, Conyedo.
Toma de muestra
Para la presente investigación la toma de muestra se realizó
en el mes de abril 2016, correspondiente al periodo seco.
Se escogió esta época del año por ser la de mayor décit
hídrico y por tanto en la que el efecto del aporte de
contaminantes provenientes de la ciudad de Santa Clara
es mayor.
Las muestras de agua, en cada punto, se tomaron por
triplicado, en el caso de las destinadas al ensayo de
toxicidad en A. cepa, y químico en frascos de vidrio
de capacidad de 1000 mL debidamente esterilizados
y tapados y, en el caso de las muestras destinadas a los
análisis microbiológicos se utilizaron bolsas de nailon
estéril.
Procedimientos
Los frascos y bolsas de muestreo se enjuagaron bien con
el agua a muestrear, luego se taparon y seguidamente se
procedió al rotulado de los mismos con los siguientes
datos: código de muestra, lugar de muestreo y fecha de
muestreo. Las muestras tomadas, de aguas superciales,
en los puntos establecidos se conservaron en un lugar
fresco y posteriormente se trasladaron a los laboratorios
correspondientes: Centro Provincial de Higiene,
Epidemiología y Microbiología (CPHEM) donde se
realizó el análisis químico y microbiológico y en la
Unidad de Toxicología Experimental (UTEX), situada
en la Universidad de Ciencias Médicas, el ensayo de
toxicidad en A. cepa, ambas instituciones ubicadas en el
municipio de Santa Clara, Cuba.
Calidad microbiológica
Para el desarrollo de la técnica y procedimientos
establecidos se utilizó la NC 1095:2015 Microbiología
del Agua — Detección y Enumeración de Coliformes —
Técnica del Número Más Probable (NMP). El número
total de coliformes se expresó por los resultados de la prueba
presuntiva y el número de coliformes termotolerantes por
el resultado de la prueba conrmativa, en ambos casos los
resultados fueron expresados en Número Más Probable
de organismos presentes por cada 100 mL de muestra
(NMP·100 mL-1). La determinación del NMP·100 mL-1
se realizó por la serie de 5 tubos con diluciones múltiples
(series de cinco porciones de 10,0 mL, cinco porciones de
1,0 mL y cinco porciones de 0,1 mL).
Los valores obtenidos se compararon con los descritos en
las normas cubanas vigentes NC 827:2010 Agua Potable
— Requisitos Sanitarios; NC 27:2012 Vertimiento de
Aguas Residuales a las Aguas Terrestres y al Alcantarillado
— Especicaciones; NC 1021:2014 Higiene Comunal
— Fuentes de Abastecimiento de Agua — Calidad y
Protección Sanitaria y NC 1048:2014 Calidad del Agua
Para Preservar el Suelo — Especicaciones.
El NMP constó de dos etapas:
Prueba presuntiva: Los tubos inoculados con la muestra
que contenían caldo lactosado o caldo lauril triptosa
fueron examinados después de 24 y 48 h de incubación
a 35 – 37°C ± 0,5° C. Se consideraron como positivas
las que presentaron cualquier cantidad de gas en el tubo
de Durham. Los cultivos que no mostraron gas en la
lectura de 24 h fueron incubados 24 h más, procediendo
entonces a repetir la lectura. Se efectuaron subcultivos de
cada tubo que mostró turbidez con producción de gas
en un medio más selectivo y conrmatorio. Se registró
en la libreta de trabajo el número de tubos positivos en
cada lectura. Los tubos positivos en el caldo lactosado
fueron solamente presuntivos a coliformes. Por tanto, fue
importante que se sometieran a la prueba conrmativa
todos los tubos positivos en la prueba presuntiva.
Prueba conrmativa: El medio conrmativo para la
enumeración de organismos coliformes fue el caldo
lactosado con bilis y el verde brillante, y se incubaron
hasta 48 h a 35-37°C ±0,5°C, mientras que para los
coliformes termotolerantes (caldo EC), la incubación fue
a 44,5°C ±0,5°C (baño de agua termostatado) por 24 h.
Prueba conrmativa para organismos coliformes: Se
agitó levemente los tubos positivos y rotados suavemente.
Se evitó la película supercial, de estar presente, inclinando
el tubo ligeramente. Con un asa de platino-iridio, o de
níquel-cromo de 3,0 – 3,5 mm de diámetro, previamente
Microbiological, chemical and ecotoxicological quality of waters used for irrigation
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esterilizada al calor bajo la llama de un mechero, se inoculó
un tubo de caldo lactosado con bilis y verde brillante (CBVB)
de cada tubo positivo resultante de la prueba presuntiva.
Se incubó a 35-37±0,5°C y examinó la producción de
gas dentro de un período de 48 h. Se consideró positiva
la presencia de turbidez y cualquier cantidad de gas en el
tubo de Durham. Se registró, en la libreta de trabajo, el
número de tubos positivos en la prueba conrmativa para
la determinación del NMP de organismos coliformes.
Prueba conrmativa para coliformes termotolerantes:
Fue encendido el baño de agua termostatado y se aseguró
que alcanzara la temperatura apropiada (44-44,5°C ± 0,5°C
según el método), posteriormente se agitaron levemente
los tubos positivos y rotados suavemente de maneras que se
evitara la película supercial, de estar presente, inclinando
el tubo ligeramente. Se transrió una porción del cultivo,
con auxilio de un asa de platino-iridio, o de níquel-cromo
de 3,0 – 3,5 mm de diámetro, previamente esterilizada al
calor bajo la llama de un mechero, a un tubo de caldo EC
de cada tubo positivo en la prueba presuntiva.
Una vez efectuada la inoculación, el tubo de cultivo fue
colocado en el baño de agua termostatado (44-44,5°C ±
0,5°C) dentro de los primeros 30 min posteriores a esta
acción, para evitar la aparición de falsos positivos.
Se incubó a 44-44,5°C ± 0,5°C y se examinó la producción
de gas dentro de un período de 24 h. Se consideró positiva la
presencia de cualquier cantidad de gas en el tubo de Durham.
Se registró, en la libreta de trabajo, el número de tubos
positivos en la Prueba Conrmativa para la determinación
del NMP de organismos coliformes termotolerantes.
Calidad química
Para determinar las concentraciones de nitritos y
amoníaco, se empleó el método estándar para la
determinación de agua y agua residual (APHA, 1985).
Método colorimétrico para la determinación de
amoníaco: A una porción de 25 mL de la muestra se
le añadió 1 mL de reactivo de Nessler posteriormente
se agito y se esperó 15 min, seguidamente se realizó la
lectura en el espectrofotómetro a 420nm. Se realizó una
curva de calibración con concentraciones conocidas.
Cálculo en mg·L-1 de amoniaco en la muestra:
C=F*DO.
F = ∑ concentraciones/∑ densidad óptica (en la curva).
C = Concentración de amoniaco en mg·L-1.
Curva de calibración
Solución madre: 0,3819 g de NH4Cl en 100 mL de agua
y queda 1,22 mg·mL-1. Solución patrón: Se tomó 1mL
de la solución madre y se llevó a un matraz de 100 mL
se enrasó con agua destilada y quedó 0,0122 mg·mL-1
de NH3. Se Transrieron a cinco matraces de 100 mL,
cada uno, las cantidades de solución patrón de 0,5, 1,0,
2,0, 3,0 y 5,0 mL. Se adicionó 1 mL del reactivo de
Nessler. Posteriormente se enrasó con agua bidestilada
y se agitó vigorosamente. Se dejó en reposo durante 15
min a temperatura ambiente. Paralelamente se preparó
un blanco de reactivos y se tomaron las lecturas de
absorbancia a 420 nm.
Método espectrofotométrico para la determinación de
nitrito: Se hizo un tratamiento previo a la muestra para
eliminar los sólidos en suspensión y el cloruro residual:
Para eliminar los sólidos suspendidos se ltró a través de
un ltro de membrana de 0,45 µm de diámetro de poro.
La eliminación del cloro residual se hizo por adición
de una gota de tiosulfato de sodio 0,1 N a la muestra.
Posteriormente se ajustó el pH de la muestra a 5–9 con
ácido clorhídrico 1N, enseguida se tomó 50 mL de la
muestra y se le añadió 2 mL del reactivo de color y se
le mezcló. Se dejó que se desarrollara la reacción en el
transcurso de 2-8 min, posteriormente se dejó reposar 10
min. Se midió la absorbancia a 543 nm en celdas con
1 cm de paso de luz. Se midió con un blanco reactivo
procesado de igual forma que las muestras.
Curva de calibración: En matraces volumétricos de 50
mL se prepararon las disoluciones para la calibración a
partir del patrón de 1 mg·L-1 de N-nitrito. Se diluyeron a
50 mL con agua destilada. A continuación, se presentaron
los valores de concentraciones y volúmenes a tomar del
patrón para realizar la curva de calibración. Se adicionaron
2 mL del reactivo de color, enseguida se mezcló y se dejó
que se desarrollara la reacción entre 2-8 min por último
se midió la absorbancia a 543 nm.
mg·L-1 de N-nitrito = D.O x f x Volúmen nal
ml de muestra tomados
Donde: D.O: Densidad óptica de las muestras. ƒ:
pendiente del gráco de calibración (1/b). Para calcular
la concentración de nitritos se multiplicó los mg·L-1 de
N- Nitrito x 3,29.
Calidad ecotoxicológica
Para evaluar la totoxicidad de las aguas utilizadas para
regadío se utilizó el ensayo de toxicidad en A. cepa,
mediante la evaluación de la inhibición del crecimiento
promedio de raíces en bulbos de cebolla. Se siguió los
procedimientos descritos en Castillo (2004). Para el
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ensayo de toxicidad en A. cepa, se conformaron tres
grupos experimentales, en correspondencia con los tres
puntos de muestreo de aguas residuales utilizadas para
regadío. Para cada uno de los grupos conformados se
prepararon concentraciones decrecientes (100, 75, 50, 25
y 5 %). Se utilizó agua destilada como control negativo y
para preparar las diluciones de las muestras.
Protocolo de ensayo: los bulbos de cebolla amarilla
fueron cultivados, de forma ecológica por el productor
C. José Ignacio Rodríguez Bozón (“Baracoa”) en el
huerto “El Mambí” (diciembre-abril 2016) en la ciudad
de Santa Clara, Cuba. Los bulbos cultivados no fueron
pequeños, de 1,5 cm de diámetro (Castillo, 2004). Por
lo que se usó otros de mayor diámetro (2,5-3 cm). Se
seleccionaron los bulbos para cada tratamiento, cuidando
Posteriormente se calculó el promedio de la longitud de
las raíces por concentración en cada grupo experimental
y el porcentaje de inhibición de las raíces de cebolla con
la siguiente ecuación (Castillo, 2004):
% Inhibición = longitud del control – longitud de la muestra x 100
longitud del control
Además, se determinó la media de las concentraciones,
de cada réplica, para realizar la prueba de muestras
relacionadas. El estudio fue conducido teniendo en
cuenta las Buenas Prácticas de laboratorio (BPL) de
Toxicología Experimental. Todas las actividades fueron
llevadas a cabo, en la UTEX, según lo establecido por
los Procedimientos Normativos Operacionales (PNO).
Se cumplieron las normas de Bioseguridad establecidas
para este tipo de ensayo y los requerimientos de bioética
que fuesen de similar tamaño y que estuviesen libres de
hongos o deformaciones, además de revisar y limpiar
cuidadosamente la zona radicular para así garantizar
que el desarrollo de los bulbos fuese uniforme. Los
tubos se colocaron en un soporte, sobre una mesa
que no presentaba vibraciones, y el local de estudio se
mantuvo a temperatura 22 ± 2 °C. Se evitó la iluminación
directa cubriendo las muestras de agua con papel de
aluminio. Durante el periodo de prueba, dos veces al
día, se restableció el volumen perdido por evaporación o
absorción. Al cabo de 72 h se recolectaron los bulbos y se
procedió a medir el largo promedio de las raíces.
Las características del bioensayo de toxicidad en bulbos
de A. cepa, se muestra en la Tabla 1.
en la experimentación. El listado de PNO empleados
fueron: PNO/AST/0010 Fregado de cristalería. PNO/
REG/0004 Redacción, compilación y manipulación
del Protocolo de Trabajo. PNO/ASC/0004 Instalación
y funciones. Inspecciones por parte de la Unidad de
Garantía de la Calidad (UGC).
Análisis estadístico
Se elaboró una hoja de cálculo en el Microsoft Oce Excel
2007 y se utilizó el paquete estadístico SPSS, versión 20,0
para Windows y Startgraphics Centurion XV. En el SPSS
se realizó el análisis estadístico del ANOVA de un factor,
con una prueba Post Hoc de Tukey para comparaciones
múltiples entre las muestras. En el Startgraphics
Centurion XV se realizaron pruebas múltiples de rango
LSD para longitud promedio de raíces en cada muestra
por concentración al 95 % de conanza.
Tabla 1. Condiciones para las pruebas de toxicidad en Allium cepa (Díaz, 2004).
Tipo de ensayo Estático
Temperatura 22 ± 2 °C
Iluminación Indirecta
Recipientes Tubos de ensayos de 10 x 2,5 cm de diámetro
Material biológico Bulbos de cebolla
Condición de los bulbos Pelar los bulbos y la base, evitar dañar el anillo radicular
Control Agua destilada
Número de concentraciones 5
Duración de la prueba 72 h
Efecto medido Inhibición de crecimiento de las raíces
Resultado nal CI50
Microbiological, chemical and ecotoxicological quality of waters used for irrigation
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Aspectos éticos: Los autores indican que se siguieron
todos los procedimientos éticos estándares del país.
RESULTADOS
Teniendo en cuenta que el reúso de aguas residuales,
con tratamiento o no, en el riego agrícola constituye un
peligro potencial para la salud humana y que éste es el
destino planicado para las aguas del sistema hidráulico
Arroyo Grande II, se evaluó la calidad del agua teniendo
en cuenta indicadores microbiológicos, químicos y
ecotoxicológicos.
Calidad microbiológica
De acuerdo a la NC 27:2012 la presa arroyo Grande
II está catalogada como un cuerpo receptor “Clase B”.
Teniendo en cuenta esto, los parámetros microbiológicos
Calidad química
La Tabla 3 muestra los valores obtenidos de los indicadores
nitrito y amoníaco de los tres puntos de monitoreo y
el agua control. Se observó que los valores de nitrito y
evaluados en las muestras de agua utilizadas para regadío,
de cada uno de los grupos experimentales (tabla 2), no
se ajustan a los Límites Máximos Admisibles (LMA)
exigidos en dicha norma.
En la Tabla 2 se muestran los resultados del monitoreo
realizado en el mes de abril del 2016 así como la
comparación con las normas vigentes NC 827:2010
Agua Potable — Requisitos Sanitarios y NC 1021:2014.
Higiene Comunal — Fuentes de Abastecimiento de
Agua — Calidad y Protección Sanitaria. En el país no
se dispone de una norma que regule el uso de aguas
residuales en el riego, ya que solo existe en relación con
la salinización por manejo incorrecto de aguas con alto
contenido de sales.
amoníaco presentaron concentraciones superiores a las
que establecen las Normas Cubanas 827:2010 y NC
1021:2014, cuyo LMA es de 0,01 mg·L-1 y No presencia,
respectivamente.
Tabla 2. Parámetros microbiológicos determinados de las muestras de agua utilizadas para regadío y el agua control.
Indicadores Unidad de medida Muestras Control
Negativo
LMA
NC 827:2010
NC1021:2014
1 2 3
CT NMP·100mL-1 >1,6 x 10 3>1,6 x 10 3>1,6 x 10 3<1,8 < 2
CTT NMP·100mL-1 >1,6 x 10 3>1,6 x 10 3>1,6 x 10 3< 2 < 2
Leyenda: (CT) Coliformes Totales; (CTT) Coliformes Termotolerantes Los valores en negritas corresponden a valores
por encima de los valores límites establecidos
Tabla 3. Indicadores químicos determinados de las muestras de agua utilizadas para regadío y el agua control.
Parámetros Unidad
de medida
Muestras Control
Negativo
LMA
NC 827:2010
NC1021:2014
1 2 3
Nitrito mg·L-1 0,06 0,05 0,02 0,0 0,01
Amoníaco mg·L-1 0,38 0,14 0,16 0,0 No presencia
Los valores en negritas corresponden a valores por encima de los valores límites establecidos.
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Calidad ecotoxicológica
Las guras 1, 2 y 3 muestran la elongación promedio de
las raíces, de cada una de las muestras analizadas, con
respecto al control.
Figura 1. Elongación de las raíces de Allium cepa en la
Muestra 1: Presa Arroyo Grande II, UEB Albarrán a las
concentraciones estudiadas.
Figura 2. Elongación de las raíces de Allium cepa
en la Muestra 2: Máquina de riego 1, Conyedo a las
concentraciones estudiadas.
Figura 3. Elongación de las raíces de Allium cepa
en la Muestra 3: Máquina de riego 2, Conyedo a las
concentraciones estudiadas.
La Tabla 4 muestra valores del porcentaje de inhibición,
donde se pueden aprecian valores negativos, estos
signican aumento del desarrollo radicular respecto al
control negativo en lugar de decrecimiento. En todas las
muestras evaluadas se observó inhibición del desarrollo
radicular de los bulbos de A. cepa, pero ningún valor
determinado del porcentaje de inhibición fue mayor del
50 %, por tanto, no fue posible calcular la concentración
inhibitoria media (CI50).
Tabla 4. Porcentaje de inhibición del desarrollo radicular medido para bulbos de Allium cepa en las diferentes
concentraciones. Muestra 1: Presa Arroyo Grande II, UEB Albarrán. Muestra 2: Máquina de riego 1, Conyedo. Muestra
3: Máquina de riego 2, Conyedo.
Concentración
(%)
% de inhibición
Muestra 1 Muestra 2 Muestra 3
100 15,73 15,73 19,47
75 13,22 12,73 17,60
50 4,49 - 3,63 - 1,12
25 -22,09 - 11,72 - 2,36
5 -27,94 - 22,96 - 22,47
Microbiological, chemical and ecotoxicological quality of waters used for irrigation
93
Otros parámetros macroscópicos como: cambio de
coloración, formación de tumoraciones, necrosis
radicular, cambio en la forma de las raíces, quebradizas o
DISCUSIÓN
Es evidente que toda sustancia química puede involucrar
peligros a la salud, a la seguridad de los seres vivos y
al ambiente, si alcanza una concentración dada y la
exposición se prolonga el tiempo suciente para que ejerza
sus efectos (Ronco et al., 2004). Cuando los residuos
entran al ambiente pueden ser ingeridos y retenidos en
altas concentraciones por los organismos, ocasionándoles
serios trastornos, incluso la muerte. Cuando estas
concentraciones son bajas causan efectos subletales,
como la reducción del tiempo de vida de ciertas especies,
incremento de la susceptibilidad a enfermedades y efectos
mutagénicos (Adriana et al., 2012) Teniendo en cuenta
todo lo anterior, se discuten los resultados obtenidos en
la evaluación de la calidad de las aguas utilizadas para
regadío en el “Valle del Yabú”.
Los valores microbiológicos obtenidos muestran valores
de coliformes totales, entre los que podrían encontrarse
bacterias del grupo coliforme de los géneros Escherichia,
Citrobacter, Klebsiella y Enterobacter pertenecientes a la
familia Enterobacteriaceae, >1,6 x 103 NMP·100 mL-1,
valor que en opinión de los autores es considerablemente
mayor incluso superando el valor máximo especicado
en la normativa NC 27:2012, porque la determinación
del NMP·100 mL-1 se realizó por la serie de 15 tubos con
sólo 3 diluciones y es el máximo valor que se obtiene bajo
el método especicado. Los coliformes termotolerantes,
subgrupo de las bacterias del grupo coliforme siendo
Escherichia coli el principal representante, mostraron
valores >1,6 x 103 NMP·100 mL-1. Los valores de los
indicadores de calidad microbiológica determinados,
son superiores a los permisibles para un cuerpo receptor
“Clase B”, los cuales están jados en un valor de 5 x 103
NMP·100 mL-1 y 1 x 103 NMP·100 mL-1,respectivamente;
forma de ganchos, no fueron observadas para ninguna de
las muestras estudiadas (Figura 4. A, B y C).
o sea, en este aspecto las aguas en estudio no cumplen con
las regulaciones establecidas según la norma de referencia.
Como se observa en la tabla 5 los resultados de los
indicadores microbiológicos >1,6 x 103NMP.100 mL-1
para los tres puntos de muestreo, son superiores a los
que establecen las normativas cubanas vigentes NC
1021:2014 y NC 827: 2010. Este comportamiento
coincide con un estudio realizado en Arroyo Grande ll,
donde la presencia de coliformes totales y termotolerantes
fue similar (DPRH, 2016). Sin embargo en estudio
realizado por Peñate (2006), se registró que en el mismo
sitio de estudio la presencia de coliformes totales fue > 4,6
x 103 NMP·100 mL-1, pero no se detectaron coliformes
termotolerantes. Llama la atención que década atrás no se
detectó presencia de coliformes termotolerantes, pero los
valores encontrados actualmente son un indicador de que
la contaminación ha variado en su composición y en altas
concentraciones en los últimos años.
Haciendo referencia a las Directrices de la OMS sobre
calidad parasitológica y microbiológica de aguas
residuales para uso en agricultura que establece 1 x103
NMP·100 mL-1, la concentración en los tres puntos de
monitoreo también supera el valor máximo permitido.
Investigaciones realizadas sobre la capacidad auto-
depuradora de este sistema, permiten suponer que es un
sistema ecológico bien estabilizado; sin embargo el reúso
de ésta agua en el riego constituye un peligro sanitario,
ya que afecta la calidad bacteriológica de las fuentes de
abasto cercanas, así como consecuencias negativas para la
salud humana (DPRH, 2016).
Estos resultados permiten inferir que las aguas,
embalsadas en Arroyo Grande II y las de las máquinas de
riego 1 y 2, se evalúan de No aptas desde el punto de vista
Figura 4. Aspecto macroscópico de las raíces de Allium cepa L. a 72 h de exposición. De derecha a izquierda 5, 25, 50,
75 y 100%. A. Muestra 1. Presa Arroyo Grande II, UEB Albarrán. B. Muestra 2. Máquina de riego 1, Conyedo. C.
Muestra 3. Máquina de riego 2, Conyedo.
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microbiológico para el riego agrícola de cultivos y vegetales
que se consumen de forma directa sin cocción, dado que
el contenido de coliformes totales y termotolerantes están
por encima del LMA en las referidas normas técnicas. Sin
embargo, se evalúan de Aptas para el riego exclusivo de
viandas y granos, siempre y cuando sean alimentos que
requieran cocción en su elaboración.
Los resultados de los análisis muestran concentraciones
ligeramente elevadas de nitrito, y similar comportamiento
se observa respecto al contenido de amoníaco que también
excede en todos los casos cuando se comparan con las
normativas cubanas vigentes 827:2010 y 1021:2014,
cuyo LMA es de 0,01 mg·L-1 y No presencia. En un
estudio realizado por Angulo (2015) sobre diagnóstico
de la ecotoxicidad de Auentes del Río Guadalquivir,
concluyen que los valores obtenidos de nitrito y amoníaco
exceden los LMA establecidos por las normativas de su
país, mientras que en la presente investigación, tiene
valores entre 0,02 – 0,06 mg·L-1 y 0,14 – 0,38 mg·L-1.
Al comparar los valores de los parámetros químicos se
observó que la muestra 1, mostró valores superiores en
comparación con las otras dos. Es conocido que Arroyo
Grande II, recibe vertimientos de residuales con elevada
carga orgánica, de forma permanente fundamentalmente
domésticos e industriales, sin tratamiento o con un
tratamiento deciente, procedente de la ciudad de Santa
Clara. Este comportamiento coincide con el informe
presentado por (Nelson et al., 2009) en el que reere que la
presencia de estos elementos en el agua debe considerarse
como un indicio fundamental de contaminación reciente.
El amoníaco se produce naturalmente por
descomposición de la materia orgánica y también se
fabrica industrialmente, El amoníaco a temperatura
ambiente, es un gas incoloro de olor muy penetrante
y nauseabundo. Se disuelve fácilmente en el agua y se
evapora rápidamente, en disolución acuosa se puede
comportar como una base y formarse el ion amonio NH4+.
En estudios previos realizados en Colombia se armó que
los niveles altos de nitrito en el agua pueden ser causados,
bien como consecuencia de la oxidación del amoníaco o
por la reducción microbiana o no de los nitratos. Según
la OMS (2007) cuando el amoníaco está presente en el
agua signica que la misma está contaminada con aguas
residuales o desechos de zonas ganaderas.
El nitrito es isoeléctricamente similar al oxígeno, si la
concentración de nitritos en los uidos corporales es
muy alta, los nitritos ocupan el lugar del oxígeno en
la hemoglobina y bajo ciertas circunstancias se puede
presentar una condición de anoxia. Esto ocurre cuando
una persona ingiere altas cantidades de nitrito y por su
metabolismo es susceptible a esta condición, puede morir
por asxia (Sardiñas et al., 2008).
En la evaluación de la contaminación acuática, los
bioensayos de toxicidad son necesarios, debido a que
las pruebas sicoquímicas no resultan sucientes para la
valoración de los potenciales efectos sobre los organismos
en diferentes ecosistemas, no siendo posible determinar,
por ejemplo, la interacción de los factores químicos y los
efectos tóxicos de los contaminantes. Por lo tanto, un
ensayo de toxicidad es una herramienta complementaria
que permite detectar y evaluar la capacidad inherente de
un agente de producir efectos tóxicos sobre organismos
vivos utilizando especies de prueba (Barceló & Alda,
2008; Çavuşoğlu et al., 2011).
El ensayo de toxicidad en A. cepa, es una de las
alternativas para determinar los estándares de calidad
del agua, se basa en la identicación y cuanticación de
cualquier afectación microscópica: daño microscópico
y macroscópica: inhibición del crecimiento radicular,
que puede producir un compuesto químico dado o una
mezcla compleja, cuyos componentes no necesariamente
tienen que ser conocidos (Çavuşoğlu et al., 2011; Cabuga
Jr et al., 2017). Esta afectación ocasionada se utiliza para
indicar el estatus tóxico de la muestra probada (Roa et
al., 2012; Cabuga Jr et al., 2017). Por otra parte, es de
fácil y rápido desarrollo por lo que es posible realizar la
prueba en pocos días y puede emplearse como centinela
de contaminantes (Çavuşoğlu et al., 2011; Restrepo-
Manrique et al., 2011). Este bioensayo de toxicidad ha
sido recomendado y aplicado por diferentes organismos de
protección ambiental para la evaluación ecotoxicológica
de muestras ambientales y compuestos puros, además de
la evaluación del efecto totóxico de plaguicidas sobre
especies no blanco, necesarios para el registro de estos
compuestos Çavuşoğlu et al., 2011; Restrepo-Manrique
et al., 2011).
Debe señalarse que en el ensayo de toxicidad de corta
duración de 72 h de exposición al comparar la longitud
promedio de elongación de las raíces, en cada una
de las muestras tratadas, se encontraron diferencias
signicativas.
Es importante destacar que en los tres puntos de
muestreo, el comportamiento, en lo que a inhibición de la
elongación radicular se reere, fue según lo previsto. Las
muestras de agua correspondientes al punto 1 provocaron
estimulación del crecimiento de las raíces de A. cepa,
hasta la concentración 25 %, a partir de la cual se observó
inhibición. Las muestras de agua de los puntos 2 y 3 por
Microbiological, chemical and ecotoxicological quality of waters used for irrigation
95
su parte, indujeron una estimulación del crecimiento
de las raíces hasta 50 % y se observó inhibición a partir
de éste. Para todos los casos el efecto inhibitorio más
relevante se evidenció a las concentraciones de 75 % y 100
%. De lo anteriormente expuesto se deduce que para el
bioensayo de A. cepa, las muestras de agua analizadas son
totóxicas a concentraciones superiores al 25 % en el caso
del punto 1, mientras que las muestras correspondientes
a los puntos 2 y 3 manifestaron su totoxicidad a partir
del 75 %.
El ensayo utilizado es de toxicidad de corta duración
por lo que en ensayos de toxicidad subcrónicos y crónica
pudieran obtenerse otros resultados (Radić et al., 2010:
Braga & López, 2014; Cabuga Jr et al., 2017). Una
sustancia con propiedades toxicas puede serlo para
un tipo de organismo pero no para otro, dependiendo
con que compuestos de la célula interactúa, por ello, se
considera que tres es el mínimo de especies con las que
se debe evaluar la toxicidad de una muestra (Alegre et al.,
2018). En la presente investigación sólo se usó una especie
por lo que se recomienda realizar bioensayos incluyendo
especies de otros niveles trácos.
También resalta que la muestra 1 a pesar de presentar
inhibición a partir del 50 %, de igual forma presentó
mayor promedio de elongación de sus raíces en las
concentraciones de 25 % y 5 % al comparar con las otras
muestras. En relación con lo anteriormente planteado este
comportamiento se debe a la incorporación permanente
que recibe, éste punto, de aguas residuales por lo que el
efecto de los nutrientes disueltos en el agua, enmascaran
el efecto de los contaminantes totóxicos presentes
en su composición y cuyo efecto se hace evidente al
disminuir la carga orgánica por el proceso de la dilución.
Sin embargo, ninguno de los valores por sí solo podría
explicar el comportamiento complejo de los resultados de
los bioensayos, sino que más bien debe entenderse como
una serie de procesos toxicocinéticos que involucran
reacciones de sinergia, en los que se potencian los
efectos individuales y antagonismos en los que ocurre
lo contrario, el efecto individual es modicado por los
efectos de los otros tóxicos presentes que pudieran no ser
detectados por este bioensayo (Gaete et al., 2003).
Fiskesjö (1995) indica que cuando un bulbo de cebolla
(A. cepa) se rehidrata se produce una estimulación del
crecimiento de las células, lo cual permite la elongación
de las raíces de la planta (Restrepo-Manrique et al.,
2011; Braga & López, 2014). Sin embargo, cuando la
hidratación se lleva a cabo en presencia de sustancias
tóxicas, la división celular de los meristemos radiculares
puede inhibirse, ya sea retardando el proceso de mitosis
o destruyendo las células (Restrepo-Manrique et al.,
2011; Arya & Mukherjee, 2014; Firbas & Amon, 2014;
Babatunde & Anabuike, 2015). Este tipo de alteraciones
generalmente impide el crecimiento normal de la raíz,
y por tanto su elongación (Arya & Mukherjee, 2014;
Onwuamah et al., 2014). Otros autores han mostrado en
la literatura que el A. cepa, es una herramienta que no solo
permite evaluar la toxicidad, también la mutagenicidad,
genotoxicidad y citotoxicidad en euentes reconocidos
por estas características (Castillo, 2004; Arya &
Mukherjee, 2014; Firbas & Amon, 2014; Babatunde &
Anabuike, 2015).
La actividad tóxica, ya sea directamente o indirectamente,
a través de la interferencia con el equilibrio de las
comunidades naturales (Braga & López, 2014),
puede llegar a representar incluso, en determinadas
circunstancias, un riesgo relevante para las poblaciones
humanas.
A la vista de los resultados presentados, podemos comentar
que los mismos, aportan varios elementos signicativos,
el primero de ellos es que aún con concentraciones de
especies químicas consideradas fuera de los LMA, en las
muestras estudiadas, según las normas de referencias,
también se detectaron efectos totóxicos en A. cepa por
lo que la sensibilidad de este ensayo es lo sucientemente
alta para identicar la toxicidad de las aguas evaluadas
(Restrepo-Manrique et al., 2011; Klauck et al., 2013;
Pathiratne et al., 2015; Cabuga Jr et al., 2017; Lerda,
2017). Los resultados obtenidos pueden ser extrapolados
a otras especies, incluso el hombre, pues este ensayo se
ha comparado con otros sistemas obteniéndose resultados
similares (Fiskesjö, 1995). El segundo elemento a
tener en cuenta es la factibilidad de acoplar al ensayo
determinaciones químicas y microbiológicas para una
caracterización ambiental más integral, brindándose así
una información importantísima para la gestión de aguas
residuales utilizadas para regadío.
Teniendo en cuenta que las aguas investigadas, son
empleadas en el riego agrícola en el Valle del Yabú,
debemos señalar que los indicadores hasta aquí obtenidos,
demuestran que estas aguas tienen mala calidad según la
NC 27:2012 y afectan la elongación radicular. Información
que también debe ser considerada por las autoridades
sanitarias y el Ministerio de la Agricultura (MINAG).
Se concluye, que las aguas utilizadas en el Valle del Yabú
no son aptas para el riego agrícola, desde el punto de
vista sanitario, en especial donde existan cultivos que
se consuman crudos. Las aguas utilizadas para el riego
en dicho valle muestran valores de amoniaco y nitrito
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superiores a los LMA en las normas de referencia y en
el ensayo de toxicidad en A. cepa, las muestras de agua
analizadas son totóxicas a concentraciones superiores al
25 % en el caso del punto 1, mientras que las muestras
correspondientes a los puntos 2 y 3 maniestan su
totoxicidad a partir del 75 %.
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Received March 11, 2019.
Accepted May 1, 2019.
