Presencia de metales pesados en la biota acuática (orestias sp y schoenoplectus tatora) de la desembocadura del río Ramis ? lago Titicaca (página 2)

4.- ANTECEDENTES

La Universidad Nacional del Altiplano, Puno y la Universidad Montana Tech, California – USA (2003), encontraron en muestras de tejidos de Basilichthys bonaerensis (pejerrey), que tres especimenes exceden los estándares de la Environmental Protection Agency (EPA) americano para el consumo humano (0.3 ug/g de Hg). La mayor concentración fue de 0.42 ug/g que está cerca del límite de 0.5 ug/g adoptado por la mayoría de los países para el consumo humano.

El Ministerio de Agricultura – INRENA (2002) a través de la Dirección de Asuntos Ambientales realizó una macroevaluación de la cuenca del río Ramis encontrando como resultado en la muestra de agua perteneciente al río Ramis para los elementos pesados Pb, Cu, As, Hg, concentraciones de 0.00 mg/l; en Zn se tuvo 0.01 mg/l, cantidades que se encuentran por debajo de los límites máximos permisibles aprobados por el Ministerio de Energía y Minas para efluentes de líquidos minero – metalúrgicos.

El Proyecto Especial Lago Titicaca – PELT (1999) realizó investigaciones referidas a la contaminación del Lago Titicaca y sus afluentes encontrando como resultados para la sub cuenca del río Ramis (Puente Saman) en muestras de agua para los elementos pesados las siguientes concentraciones: As = 12.54 mg/l; Cd = <0.24 mg/l; Cr = 5.41mg/l; Ni = 2.61 mg/l; Pb = 0.99 mg/l; Hg = 0.51 mg/l; los cuales superan los límites permisibles.

La Universidad Nacional del Altiplano, Puno y la Universidad de British, Columbia – Canadá (1988), determinaron que la totora tiende a concentrar mayor cantidad de contaminantes en las raíces seguido por el tallo y finalmente el rizoma. Los niveles encontrados en el tallo son: Cu = 5.9 mg/kg; Mn = 18.3 mg/kg; Zn = 6.2 mg/kg; Pb = 9.5 mg/kg; Cr = 11.8 mg/kg; Fe = 5.6mg/kg. Así mismo, la totora es muy resistente a cualquier tipo de contaminación y es capaz de eliminar una gran cantidad de metales y otros agentes contaminantes del agua.

La Universidad Nacional Agraria La Molina, Lima (1999), determinaron en muestras de agua para el Lago Titicaca – desembocadura del río Ramis que el plomo (0.014 mg/l) se encuentra por encima del límite permisible según los valores guía de USEPA (0.0058 mg/l) referida para metales totales, mientras los elementos Fe, Zn, Cu, Mn, Cd, Hg y As se encuentran por debajo de los límites permisibles. En sedimentos se tuvo para el As = 17.2 – 16.3 mg/kg; Cd = 2.1 – 2 mg/kg; los cuales se encuentran dentro de los niveles mas bajos de toxicidad considerados por la OMEE (6-33 mg/kg para As y 0.6 – 10 mg/kg para Cd). En vegetación correspondiente a Schoenoplectus tatora muestra valores de Fe = 935.2 mg/kg; Mn = 2569 mg/kg; Pb = 14.7 mg/kg; B = 22911 mg/kg y Al = 8687 mg/kg; en Elodea potamogeton para el As se tuvo 122.5 mg/kg. Estas concentraciones sobrepasan los valores referenciales para plantas sin observar efectos tóxicos.

DREM, INRENA y MINSA de Puno (2001), indican que la vegetación natural expuesta a metales pesados puede incluir toxicidad, captación y bioacumulación, ya que esta vegetación sirve de alimento para los animales pudiendo impactar en los procesos metabólicos, inducir cambios fisiológicos e incrementar la susceptibilidad a las enfermedades. Estos pueden ser biológicamente magnificados en la cadena alimenticia ya que el hombre y animales mayores, se contaminarán ingiriendo animales afectados.

Lewander (1996), plantaron Myriophyllum verticillatum y Potamogeton pectinatus en sedimento contaminado y no contaminado para averiguar si el Cd, Pb y Zn eran absorbidos por los retoños o raíces. Después de 6 semanas de exposición las plantas acumularon metales pesados principalmente por las hojas expuestas al agua; se tuvo concentraciones crecientes de Pb río abajo, así como de Cd y Zn. Sin embargo las concentraciones de Zn en M. verticillatum aumentaron un grado más de lo que hizo P. pectinatus.

Samecka (1998), en un estudio sobre las concentraciones de metales pesados en briofitas acuáticas (Fontinalis antipyretica, Platyhypnidium rusciforme y Chiloscyphus sp.) de un arroyo que posee elevados niveles de Cu, Zn, Sr, V, Ni y Co, se determinó que las especies están en correlación con la composición química del agua y que estos niveles elevados causaron perturbaciones posiblemente en el equilibrio iónico por el exceso de Mg respecto a Ca en el agua.

Gutiérrez (1997), reporta que en ocho especies de plantas autóctonas, en cuatro zonas de una mina abandonada, en función de la distancia al foco efluente de las escombreras, del sistema Iberico, Bubierca – Zaragoza. Scirpus holoschoenus, Cirsium, Mentha y Thymus vulgaris son sensibles a diferentes metales acumulándolos independientemente de la distancia, frente a otras como Retama sphaerocarpa y Rubís ulmifolius, que son insensibles a la dispersión no reteniendo metales pesados ni en la zona de salida de mina. Los valores acumulados en las plantas varían: para el Cu desde 13 a 126 ppm, para el Pb de 10 a 54 ppm; para el Zn de 10 a 553 ppm; para el Ba de 4 a 288 ppm; valores que no evidencian una alta toxicidad.

5.- MARCO TEÓRICO

Minería artesanal de la Rinconada – Ananea

El distrito minero de Ananea (Ananea – Rinconada – Cerro Lunar) se encuentra emplazada en el ramado oriental de los Andes del Sur del Perú, en el flanco occidental de la Cordillera de Apolobamba. Teniendo como coordenadas geográficas en latitud sur 14º41’, longitud oeste 69º32’, a 205 Km al noreste de la ciudad de Puno. La altitud media del poblado minero la Rinconada oscila de 4800 a 5200 msnm, con aproximadamente 27 mil pobladores en un área de 10 hectáreas. El acceso por vía terrestre desde la ciudad de Juliaca es mediante carretera afirmada a Putina – Ananea – Rinconada (Aquino et al. 2003). En los yacimientos primarios, la explotación suele ser eminentemente manual a semi mecanizado, con perforación a pulso y martillos neumáticos. El transporte de mineral se realiza en carretillas o en carros mineros; el beneficio es en quimbaletes y molinos artesanales mecanizados, con una baja recuperación y uso indiscriminado de mercurio (Aquino et al. 2003). En los yacimientos secundarios de Chaquiminas, Viscachani y Ancocala (depósitos fluvio-glaciales del cuaternario), se derriba el material aurífero con uso de explosivos y equipos mecanizados como cargadores frontales, volquetes y el tratamiento se realiza en plantas semimecanizadas consistente en tolvas, tromeles y en canaletas enrieladas (Rojas 2001). Los relaves producto del procesamiento metalúrgico en ambos casos son evacuados directamente a los canales de drenaje de ríos y laguna, o depositados directamente al suelo sin previo control y tratamiento, debido a la falta de adecuados sistemas técnicos de deposición (Rojas 2001). Los trabajadores mineros informales en la zona, obtienen 6 gr de oro por persona al mes en el lado que desemboca al desaguadero de la laguna Rinconada (bofedales) y 20 gr por persona al mes en el otro lado (cerca a la mina San Antonio de Poto o Vizcachani) (Medina 2001). Se estima que el mercurio producido por la minería artesanal, en el área de Ica –Arequipa – Ayacucho y Puno, alcanza un volumen aproximado de 105 toneladas al año, correspondiendo 85 toneladas a mercurio líquido y 20 toneladas a mercurio gaseoso, siendo la cuenca del río Carabaya la más afectada (Medina 2001).

Cuadro 1: Producción de oro en kilogramos y utilización de mercurio en las principales zonas del Perú para el año 2000.

Fuente: PEMIN – MEM, 2000.

* Cuadro tomado de Medina G. 2001.

La zona de Ananea y La Rinconada es muy limitada en agua, especialmente para consumo humano ya que sus quebradas (Cerro Lunar, Chocñacota) presentan limitaciones por las concentraciones de hierro, manganeso y niquel; el río Crucero, presenta limitaciones por arsénico, hierro, manganeso, niquel y plomo. El agua para riego está limitada en las quebradas por hierro, manganeso y niquel; mientras el río Crucero por arsénico, hierro, manganeso. La aptitud industrial del agua tuvo tendencia corrosiva principalmente en Laguna Sillacunca, Crucero y Quebrada Chocñacota (Ministerio de Agricultura – INRENA 2003).

Metales Pesados

Se denomina metales pesados a aquellos elementos químicos que poseen un peso atómico comprendido entre 63.55 (Cu) y 200.59 (Hg) y que presentan un peso específico superior a 4 (g/cm3). Lo que hace tóxicos a los metales pesados no son en general sus características esenciales, sino las concentraciones en las que pueden presentarse y más importante el tipo de especie que forman en un determinado medio (Rivera, H. 2001). Todos los metales pesados se encuentran presentes en los medios acuáticos, aunque sus concentraciones son muy bajas. Los compuestos orgánicos pueden constituir fases con gran capacidad de captura de cationes metálicos, que en ocasiones dan lugar a fases extremadamente tóxicas (ejemplo el metilmercurio). Dentro de los metales pesados importantes tenemos: Be, Cr, Co, Ni, Cu, Zn, As, Se, Ag, Cd, Sn, Sb, Hg, Tl, Pb, U y Hg (Castro y Monroy 2002).

El plomo, forma una variedad de complejos orgánicos y compuestos metal-orgánicos. Debido a su tamaño y carga el Pb puede sustituir al calcio siendo su sitio de acumulación los tejidos óseos, además de causar daño en riñones, tracto gastrointestinal, neurológicos, sistema reproductor; siendo el Pb un metal difícilmente movilizable. El plomo se fija en partículas sobre el esqueleto donde se encuentra en estrecha dependencia, con el metabolismo cálcico. En las plantas su concentración es <5 mg/Kg (base seca), un incremento ocasiona disminución de las funciones de crecimiento y fotosíntesis (Castro y Monroy 2002). La presencia de plomo en el agua dulce generalmente indica la contaminación con desechos metalúrgicos o venenos industriales que contienen plomo; sin embargo, el plomo puede aparecer como el resultado de la corrosión de amalgamas que contienen plomo; en las aguas de desecho, donde el plomo puede estar acomplejado con materia orgánica, puede hallarse solubilizado y se puede requerir de la oxidación de la materia orgánica para lograr la eliminación total del plomo (Ministerio de Agricultura 2003).

El arsénico, actúa en el organismo bloqueando los grupos tiol, ocasionando perturbaciones en los procesos de óxido-reducción celular y trastornos del metabolismo, además está comprobada su acción cancerígena. Ocasiona problemas gastrointestinales, cardiovasculares, neurológicos, disfunciones en el sistema nervioso y queratosis. En los vegetales su concentración en base seca es de <1.5 mg/Kg, un incremento de este nivel ocasiona disminución en el crecimiento y clorosis. Debido a la posibilidad de incorporación de este elemento a la cadena alimenticia, el uso está actualmente restringido. A diferencia de lo que sucede con el mercurio, plomo y otros elementos, las formas orgánicas del arsénico no se consideran tóxicas en contraste con la alta toxicidad de las formas inorgánicas (Peña et al. 2001). La solubilidad en el agua es tan baja que su presencia suele ser un indicador de la existencia de operaciones mineras o metalúrgicas en el lecho de los ríos, o bien que hay áreas agrícolas en donde se están utilizando materiales con arsénico como insecticidas. La presencia en forma coloidal, debe eliminarse mediante los procesos convencionales de tratamiento de aguas. Si el material está presente en forma orgánica, puede eliminarse mediante oxidación del material orgánico con una coagulación posterior, o mediante un proceso de adsorción (Ministerio de Agricultura 2003).

El cadmio, se recupera principalmente como un subproducto de la minería. Debido a su toxicidad se encuentra sujeto a una de las legislaciones más severas en términos ambientales y de salud humana; en la vida acuática, puede incorporarse a los peces por dos rutas: ingestión e introducción en las agallas acumulándose en el hígado, riñones y tracto gastrointestinal. En el hombre sus efectos pueden ser agudos o crónicos. Los alimentos que más contribuyen a la ingesta de cadmio son los vegetales en conjunto, seguidos por los pescados. En las plantas su concentración es <0.1 a 1 mg/Kg en base seca (Castro y Monroy, 2002; Brack y Mendiola 2000). El cadmio es muy tóxico y se le han atribuido algunos casos de intoxicación con alimentos, se encuentra en concentraciones por debajo de 0.01ppm, en aguas y se introducen en el agua por descargas de desechos industriales y por lo general se encuentran en aguas superficiales (Ministerio de Agricultura 2003).

El mercurio, las intoxicaciones se caracterizan por limitación del campo visual, alteración del oído y la palabra, inseguridad en la marcha, ataxia, alteraciones sensitivas, reflejos anormales, salivación y trastornos mentales ligeros. El mercurio es acumulado en el hígado, rinón, cerebro, sangre y cabellos. Tiene efectos teratogénicos y especialmente fetotóxicos. Los factores que determinan los efectos tóxicos en humanos, son la velocidad y la cantidad absorbida, las propiedades fisicoquímicas de los compuestos y la susceptibilidad del individuo. El mercurio y sus compuestos pueden ingresar al cuerpo a través de la piel y el tracto gastrointestinal y respiratorio. Se ha observado que el mercurio traspasa la placenta, en estudios con monos expuestos a vapores del metal. También se han reportado, en mujeres ocupacionalmente expuestas al mercurio, complicaciones en el embarazo, en el parto, bebés de bajo peso, disturbios en la menstruación, abortos espontáneos y en el caso de incidencia, malformaciones en el feto (WHO 1990). Por lo general su concentración en aguas superficales está por debajo de 0.01 ppm (Ministerio de Agricultura 2003). El mercurio metálico, depositados en los fondos de los ríos, lagos y mares, es transformado en compuestos organometálicos por acción de la bacteria anaeróbica Metanobacterium amelanskis (Brack y Mendiola 2000). De las sustancias formadas el metilmercurio (CH3Hg) es la especie más peligrosa formando varios complejos organometálicos – Hg los que son extremadamente móviles (volátiles) y tóxicos. Estas bacterias que contienen metilmercurio pueden ser rápidamente adsorbido por el fitoplancton y de ahí pasar a los organismos superiores. Debido a que los animales acumulan más rápido de lo que puedan excretarlo, se produce un incremento sostenido de las concentraciones en la cadena trófica (biomagnificación) convirtiéndose el metilmercurio en una amenaza real para la salud humana. Los niveles más altos se presentan en los peces carnívoros de gran tamaño tanto de agua dulce como de agua salada. El metilmercurio constituye aproximadamente un 75% del mercurio total de los pescados de agua marina y cerca del 90% de los de agua dulce ( Rytuba 2000)

El cobre, en grandes dosis ejerce una acción tóxica e irritante, también puede resultar nocivo en cantidades mucho menores por ser uno de los metales más activos entre los catalizadores oxidantes, destruye de un modo especial el carbono y además inhibe fuertemente el desarrollo bacteriano, por esta razón, cabe pensar en la acción sobre la flora intestinal produciendo trastornos en la digestión o el metabolismo. (Castro y Monroy 2002). El cobre puede estar presente en el agua por el contacto de ésta con minerales que contienen cobre o con desechos minerales en la producción de cobre. Sin embargo, es más probable que el cobre que se encuentra en el agua sea un producto de corrosión de las tuberías o de amalgamas de cobre (Ministerio de Agricultura – INRENA 2003).

El zinc, los requerimientos de Zn por las plantas se consideran bajos, los contenidos están influenciados por la edad y estado vegetativo; cuanto más joven es la planta mayor concentración de Zn, siendo la concentración normal entre 15 y 100 ppm. Valores mayores de 400 ppm se consideran tóxicos (Gutierrez 1997).

Cuadro 2: Efectos causados por diferentes metales pesados en el ser humano

Fuente: Elaboración propia

Acumulación de Metales Pesados

Las vías de incorporación de los metales pesados a los organismos acuáticos son las siguientes (Smith y Huyck 1998):

• Cationes metálicos libres que son absorbidos a través de los órganos respiratorios externos (agallas), los cuales pasan directamente a la sangre.
• Cationes metálicos libres que son adsorbidos por el cuerpo y luego pasivamente difundidos al torrente sanguíneo.
• Metales que son adquiridos durante la ingesta de organismos (otros peces, bivalvos, o algas) contaminados.

Kelly y Whitton (1989) al realizar la comparación entre tres algas y cuatro Bryophytas en función a concentraciones del metal en el agua, las Bryophytas, acumularon más Zn, Cd y Pb que las algas; aunque las algas verdes (Cladophora glomerata, Stigeoclonium tenue) tenían niveles altos; la alga roja Lemanea fluviatilis tenía niveles similares a las Bryophytas pero a las concentraciones totales más bajas obtenidas. En plantas vasculares arraigadas, Galés y Denny (1979) citado en Plumlee y Logsdon 1999, indican que el metal también entra a las plantas vía sedimentos y en general, concentraciones más altas se encuentran en raíces que en brotes. En Potamogeton crispus y P. pectinatus, el Cu, un elemento esencial, fue desplazado de las raíces a los brotes, mientras que el Pb, que no es esencial, fue conservado en las raíces (Plumlee y Logsdon 1999). Algunos metales pesados forman parte de los organismos como el Cu, Zn, Fe; sin embargo, los metales no esenciales como el mercurio o el cadmio son excretados con mayor dificultad (Curtis y Barnes 2001). Las plantas acuáticas (algas) y los bivalvos (como mejillones, ostras, etc.) no son capaces de regular con éxito las concentraciones de metales pesados y de ahí puede derivarse una serie de problemas. Así por ejemplo, el mercurio puede hacer decrecer dramáticamente la capacidad de fotosíntesis de una alga (ejemplo Macrocystes). Los bivalvos por su parte acumulan los metales pesados, pudiendo pasar éstos directamente al ser humano por ingesta (Plumlee y Logsdon 1999).

Murphy et al., (1978); Cowx, (1982); Bendell- Young et al., (1986); indican que el tejido fino del músculo de pescado, contiene a menudo bajas concentraciones comparadas con los órganos como el hígado y el riñón. Así, las especies piscívoras como la perca (Perca fluviatilis) y el lucio (Esox lucius) tienen concentraciones más bajas de Zn, Cd y Pb que especies que se alimentan del fondo como el Rutilus rutilus y Abramis brama.

Efecto de los Metales Pesados en la Biota Acuática

Los estudios iniciales referentes a los efectos ecológicos de metales pesados, indican cambios en las distribuciones de las plantas y animales, río abajo de las minas; por ejemplo, Carpenter (1924, 1926) observó una fauna empobrecida, río abajo de la Mina de Pb en Gales, esto fue atribuido al efecto tóxico del Zn en el agua. Cuando la explotación minera cesó, la fauna se recuperó a partir de 14 especies en 1920 a 130 especies en 1949. La recuperación, por lo tanto, es un proceso relativamente lento y limitado. En los animales la hypoxia es la primera manifestación de la toxicidad (Burton et al. 1972); se manifiesta de muchas maneras, incluyendo ritmo cardíaco, ventilación, tos creciente, anemia y disociación del oxígeno (Hughes, 1988; Hughes y Tort, 1985 y Tewari y Pant 1987). En las plantas se ha demostrado que muchos procesos fisiológicos pueden ser interrumpidos por el metal pesado y es probable que haya efectos tóxicos dentro de las células. Por ejemplo, muchos estudios han demostrado que se reducirá la fotosíntesis (Fangstrom. 1972; Brown y Rattigan 1979; Rabe et al. 1982). Otros estudios han demostrado que la respiración se reduce y la fotorespiración aumenta (Filbrin y Hough 1979; Bonaly et al. 1986). Las especies variarán según han sido afectadas por una toxina. Esto puede ser debido en parte a las diferencias fisiológicas entre las especies, pero también a los factores ecológicos o etológicos: las plantas pueden variar en la proporción de su área superficial expuesta al agua, mientras que los animales que ingieren cantidades grandes de sedimentos pueden acumular concentraciones más altas de la toxina que las especies que injieren el material de la hoja (Whitton 1980 y Brock 1969). Los organismos tienen mecanismos bien desarrollados para absorber, metabolizar y excretar los elementos tales como el nitrógeno y fósforo; pueden incluso absorber, metabolizar y excretar los metales en las concentraciones que se encuentran naturalmente (Curtis y Barnes 2001). Estos mecanismos, pueden saturarse a altas concentraciones de metales; y el índice de absorción puede exceder al índice de perdidas, proceso que exige más gasto de energía. Por esta razón, los organismos pueden acumular altas concentraciones de metales pesados en sus tejidos finos (Plumlee y Logsdon 1999). Durante el curso de la vida un depredador consumirá muchas veces su propio peso corporal y si su presa tiene altas concentraciones de metales, el depredador, será incapaz de metabolizar y excretar los metales, acumulando todavía concentraciones más altas en sus tejidos finos (Plumlee y Logsdon 1999). Esta idea de la biomagnificación a lo largo de la cadena alimenticia fue estudiada para los pesticidas y es relevante a los estudios de metales pesados (Anderson 1977). El mercurio en el medio acuático se acumula en la biota y se biomagnifica en cada uno de los niveles tróficos que constituyen la cadena alimentaria. Por lo anterior, y de acuerdo con el Programa Internacional de Seguridad Química (PISQ) de la Organización Mundial de la Salud (OMS), la forma más riesgosa de exposición deriva de la ingestión de pescado conteniendo niveles elevados de metilmercurio (Cuadro 3).

Cuadro 3: Ingesta de metilmercurio (mg/día) por consumo de diversas cantidades de pescado conteniendo distintas concentraciones de mercurio*

* Adaptado de OMS, 1980 (1).

** Datos de GESAMP (1986) indican que la ingesta máxima de pescado es igual a 1 000 g/día

(1) OECD. Risk reduction monograph: Mercury, 1994.

Fuente: WHO, 1990.

6.- MATERIALES Y MÉTODOS

MUESTREOS

Los trabajos de campo para la recolección de muestras de Schoenoplectus tatora y Orestias sp los realicé del 17 al 20 de junio del 2005 y del 15 al 22 de enero del 2006. Los muestreos fueron de manera aleatoria, con un total de 32 muestras con doble repetición (veinte de Ramis y seis de Illpa). Los especimenes de Orestias sp los obtuve cerca de la desembocadura del río Ramis y del río Illpa, en 1kg cada muestra. Para obtener muestras de Schoenoplectus tatora utilicé el método del cuadrante (1m2) seleccionando 1kg de tallo verde para su análisis. Estas muestras se tomaron al azar, disponiéndolas en envases de plástico previamente lavados in situ tres veces y rotulados adecuadamente. Para transportar las muestras al laboratorio las empaqué en bolsas de polietileno pesado protegidas con hielo triturado en un conservador de "plastoform" manteniéndose aproximadamente a 4° C. Al llegar las muestras al laboratorio fueron conservadas a la misma temperatura en un refrigerador hasta ser procesadas. Los análisis los realicé en el laboratorio de química analítica de INGEMMET – Lima.

DETERMINACIÓN DE METALES PESADOS EN Orestias sp.

Para realizar el análisis en muestras de pescado tomé las agallas y músculo. Las agallas son tomadas debido a que es una fuente principal de concentración de diferentes elementos absorbidos por la especie; mientras que el músculo, son la principal fuente comestible de la especie. Las agallas y los músculos fueron secados a la temperatura del ambiente entre las 10:00 am a 2:00 pm, tomando las precauciones debidas para evitar cualquier tipo de contaminación, como su protección con tela tull para evitar el contacto con moscas u otros agentes físicos (polvo) a la vez que se permite su secado. Estando ya secas son colocadas en frascos de plástico con cierre hermético, por separado y rotuladas con cinta maskintape y plumones indelebles conteniendo la información siguiente: número de muestra, fecha y lugar de recolección.

Procedimiento Analítico

Los análisis los realicé según metodología del laboratorio de química analítica de INGEMMET, para la determinación de metales pesados en aguas y sedimentos y modificada para muestras biológicas, teniendo como base diferentes estudios realizados en el mismo laboratorio. El trabajo de laboratorio consistió en la digestión de las muestras (Figura 6 y 7) teniéndose tres procesos:

Hg = Absorción atómica a vapor frío – FIAS

As = Absorción atómica horno de grafito

Cu, Pb, Cr, Zn, Cd (polimetálicos) = Absorción atómica técnica de flama

DETERMINACIÓN DE METALES PESADOS EN Schoenoplectus tatora

De la totora utilicé el tallo aéreo (parte comestible por el ganado), siendo limpiados y lavados con agua del mismo lugar de procedencia para luego ser colocados en los envases de plástico, previamente lavados y etiquetados. Se guardó la muestra a baja temperatura sin congelar para luego ser llevados al laboratorio.Los elementos: Cu, Pb, Cr, Zn y Cd fueron secados en estufa a 105ºC para luego ser sometidos a digestión, la cual se describe posteriormente. Los elementos As y Hg tuvieron una temperatura de secado 40-50ºC, siendo fragmentadas para ser sometidos a una digestión ácida

DISEÑO ESTADÍSTICO

Para el desarrollo de la presente investigación consideré la evaluación de Hg, Cu, Pb, Cr, Cd, Zn y As en la biota acuática de la desembocadura del río Ramis e Illpa (considerado testigo con fines de comparación). Los muestreos fueron realizados de manera aleatoria; teniéndose para Ramis, diez muestras por especie y para Illpa, seis muestras por especie, con un total de 32 muestras con doble repetición (64 muestras).La concentración de metales pesados se da en miligramos/kilogramo (mg/Kg) de las muestras recolectadas, tanto para Orestias sp "carachi" y Schoenoplectus tatora "Totora". Para determinar las posibles relaciones existentes de las concentraciones de los diferentes metales pesados en Schoenoplectus tatora y Orestias sp de las desembocaduras de los ríos Ramis e Illpa se ha utilizado el programa SPSS 12.0, teniendo en cuenta que los datos no son paramétricos, se realizó un T – Student de una variable.

7.- RESULTADOS Y DISCUSIÓN

PRESENCIA DE METALES PESADOS EN Orestias sp "carachi"

Los resultados de los diferentes elementos analizados y comparados entre agosto 2005 y febrero 2006 para los músculos de "Carachi" del río Illpa, la cantidad de Cu estaba con valores entre 1.10 y 1.95 mg/kg; en Zn los valores estuvieron entre 52.5 y 73 mg/kg; para el Cd valores menores o iguales a 0.005 mg/kg; el Cr y As tuvieron valores menores o iguales a 0.2 mg/kg; para el Hg los valores están entre menores o iguales a 0.2 y 0.3 mg/kg. En caso del plomo debido a su alto potencial de contaminación en el laboratorio sólo se consideró los valores registrados en febrero del 2006 estando entre 0.11 y 0.17 mg/kg con respecto a los valores de agosto 2005 (Figura 18).

La comparación entre los meses muestreados (agosto 2005 – febrero 2006) en agallas de "Carachi" del río Illpa, obteniéndose los siguientes valores: para el Cu de 1.70 y 4.90 mg/kg; el Zn tuvo valores entre 85 y 146 mg/kg; para el Cd valores menores o iguales a 0.005 mg/kg; para el Cr y As valores menores o iguales a 0.2 mg/kg; los valores para el Hg están entre menores o iguales a 0.2 y 0.3 mg/kg. El caso del Pb es el mismo descrito anteriormente, teniéndose valores de 0.09 y 0.14 mg/kg (Figura 19)

FIGURA 18: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en músculo de Orestias sp reportadas en la desembocadura del río Illpa, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

1IllF: Primer muestreo de filete en Illpa Límite referencial tomado del diagnóstico 2IllF: Segundo muestreo de filete en Illpa ambiental y sanitario de la Ría de Huelva- 3IllF: Tercer muestreo de filete en Illpa España (2001)

• Cr: no reporta límite

FIGURA 19: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en agallas de Orestias sp. reportadas en la desembocadura del río Illpa, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

1IllA: Primer muestreo de agalla en Illpa Límite referencial tomado del diagnóstico ambiental y sanitario

2IllA: Segundo muestreo de agalla en Illpa de la Ría de Huelva (2001)

3IllA: Tercer muestreo de agalla en Illpa

* Cr: no reporta límites

Los diferentes elementos analizados y comparados entre agosto 2005 y febrero 2006 para los músculos de "Carachi" del río Ramis: en Cu se obtuvo valores entre 1.82 y 2.62 mg/kg; para el Zn valores entre 44 y 67.5 mg/kg; el Cd tuvo valores menores o iguales a 0.005 mg/kg; los valores de Cr fueron de 0.25 y menores a 0.2 mg/kg; el As tuvo valores menores a 0.2 mg/kg; para el Hg los valores son menores a 0.2 y 0.3 mg/kg. En caso del plomo igualmente que en el caso anterior solo se considerará los valores registrados en febrero del 2006 estando entre 0.10 y 0.16 mg/kg (Figura 20).

La comparación entre los meses muestreados en agallas de "Carachi" del río Ramis, obteniéndose valores de: 3.20 y 5.10 mg/kg para el Cu; los valores de Zn están entre 117.5 y 145 mg/kg; para el Cd valores de 0.01 a menores a 0.005 mg/kg; para el Cr y As valores menores a 0.2 mg/kg; el Hg tuvo valores entre menores o iguales a 0.2 y 0.3 mg/kg. El caso del Pb es el mismo descrito anteriormente, teniéndose valores entre 0.11 y 0.17 mg/kg (Figura 21).

Las concentraciones obtenidas están relacionadas con las concentraciones reportadas en aguas, así tenemos que el Ministerio de Agricultura a través de la Dirección de Asuntos Ambientales (2002), al analizar los elementos pesados Pb, Cu, As y Hg no reportaron concentraciones (0.00 mg/l), mientras que para el Proyecto Especial Lago Titicaca (1999) encontraron como resultados en muestras de agua las siguientes concentraciones: As = 12.54 mg/l; Pb = 0.99 mg/l; Hg = 0.51 mg/l; Cd = <0.24 mg/l; Cr = 5.41mg/l. La Universidad Nacional Agraria La Molina – Lima (1999), determinó que los elementos Zn, Cu, Cd, Hg y As se encuentran por debajo de los límites permisibles, en muestras de agua pertenecientes a la desembocadura del río Ramis. El Hg pasa los valores de calidad de aguas para hábitat de peces y consumo humano de la USEPA (0.025mg/l) y de los criterios de calidad de agua para zonas de preservación de fauna acuática (0.2mg/l). Estas diferencias pueden deberse a los puntos de muestreo ya que el primero es propiamente en el río Ramis, el segundo es en el puente Samán y el tercero en la desembocadura del río Ramis En el estudio realizado los valores de Hg están en el límite dado por la EPA (0.3 mg/kg). En el caso del As la PELT reportada 12.54 mg/l estando por encima de las concentraciones establecidas por la OMS (0.01), estando en el estudio las concentraciones en valores menores a 0.2 mg/kg. Esto nos indica que los metales están siendo absorbidos vía respiratoria o por el cuerpo; siendo estas las vías de incorporación de los metales pesados explicado por Smith y Huyck (1998).

En lo referente a la concentración de los elementos traza en Orestias sp para la desembocadura del río Ramis, recolectadas en 5 puntos diferentes de muestreo y 3 puntos de muestreo para la desembocadura del río Illpa, analizadas por duplicado se obtuvo que tanto en las muestras de músculo y agalla de "Carachi" los niveles de Cu, Cr, Cd y As estarían por debajo de los niveles de metales pesados reportadas para consumo humano. Para el Cd tuvo valores ≤0.005 mg/kg que está dentro de las típicas concentraciones en músculo de pescado dadas por Stoeppler (1992) (<0.01 mg/kg), como también, dentro del límite considerado por la FAO/OMS del Codex Alimentario (0.05 mg/kg), siendo sus rutas de acceso dos: ingestión e introducción en las agallas (Castro y Monroy, 2002). El As tuvo niveles menores a 0.2 mg/kg, reportándose en muestras de Lisa de la zona de Huelva – España la cantidad de 0.02 – 0.09 mg/kg y en muestras marinas de la misma zona valores de 0.05 mg/kg como niveles de metales pesados máximos obtenidos; notándose que en las muestras de "Carachi" las concentraciones son más altas sin superar el límite permisible para la Unión Europea (1 mg/kg). Los niveles obtenidos en Hg estarían dentro de los estándares de la Environmental Protection Agency (EPA) americano para el consumo humano (0.3 mg/kg de Hg) y por debajo del límite de la Unión Europea (1 mg/kg) y del límite de 0.5 mg/kg adoptado por la mayoría de los países para el consumo humano (Consejo superior de investigaciones – España, 2001). Vaux (1988) y Rytuna (2000) nos indican que el metilmercurio constituye cerca del 90% del mercurio total en peces de agua dulce. El Pb reporta niveles entre 0.11 – 0.15 mg/kg que estaría por encima de los límites para la FAO/OMS del Codex Alimentario (0.1 mg/kg), pero dentro de los niveles permitidos en España (2 mg/kg); sin embargo para diferentes muestras marinas de la zona de Huelva – España, los niveles mínimos reportados están entre 0.003 – 0.429 mg/kg; mientras que las muestras de Liza ramada (Lisa) tiene valores entre 0.04 -0.19 mg/kg (Consejo superior de investigaciones – España, 2001). Estas diferencias pueden estar influenciadas por los factores ecológicos, etológicos y fisiológicos de las diferentes especies. Los niveles de Zn, tanto en músculo como en agalla, son muy altos a comparación de niveles obtenidos en diferentes muestras marinas de la zona de Huelva – España, que están en un rango de 4.52 – 21.9 mg/kg y de las muestras de Liza ramada (Lisa) (7-8 mg/kg) (Consejo superior de investigaciones – España, 2001); lo mismo sucede con los niveles permitidos en la Unión Europea que es de 50 mg/kg.

FIGURA 20: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en músculo de Orestias sp. reportadas en la desembocadura del río Ramis, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

1 RaF: Primer muestreo de filete en Ramis 4 RaF: Cuarto muestreo de filete en Ramis

2 RaF: Segundo muestreo de filete en Ramis 5 RaF: Quinto muestreo de filete en Ramis

3 RaF: Tercer muestreo de filete en Ramis Límite referencial tomado del diagnóstico * Cr: no reporta límites ambiental y sanitario de la Ría de Huelva

* Filete = músculo (2001)

FIGURA 21: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en agalla de Orestias sp reportadas en la desembocadura del río Ramis, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

1 RaA: Primer muestreo de agalla en Ramis 4 RaA: Cuarto muestreo de agalla en Ramis

2 RaA: Segundo muestreo de agalla en Ramis 5 RaA: Quinto muestreo de agalla en Ramis

3 RaA: Tercer muestreo de agalla en Ramis Límite referencial tomado del

* Cr: no reporta límites diagnóstico ambiental y sanitario de la Ría de Huelva (2001)

PRESENCIA DE METALES PESADOS EN Schoenoplectus tatora "Totora"

Los diferentes elementos analizados comparados entre agosto 2005 y febrero 2006 del río Illpa nos indican que: en Cu se obtuvo valores entre 0.3 y 1.05 mg/kg; para el Zn valores entre 2 y 8.5 mg/kg; en el Cd valores menores o iguales a 0.005 mg/kg; el Cr tiene valores de 0.4 y menores a 0.2 mg/kg; el As valores menores a 0.2 mg/kg; para el Hg los valores son menores a 0.2 y 0.3 mg/kg. En el caso del plomo debido a su alta potencialidad de contaminación sólo se considerarán los valores registrados en febrero del 2006 que estan entre 0.2 y 0.4 mg/kg (Figura 22).

Los diferentes elementos analizados comparados entre agosto 2005 y febrero del 2006 del río Ramis indican que: en Cu se obtuvo valores entre 0.45 y 1.85 mg/kg; para el Zn valores entre 2.5 y 10 mg/kg; para el Cd valores de 0.01 a valores menores o iguales a 0.005 mg/kg; para el Cr se tiene valores de 0.25 y menores a 0.2 mg/kg, para el As valores de 0.22 y menores a 0.2 mg/kg; para el Hg los valores son menores a 0.2 y 0.3 mg/kg. En caso del plomo, considerando lo anteriormente explicado los valores registrados estan entre 0.10 y menores e iguales a 0.05 mg/kg (Figura 23)

FIGURA 22: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en Schoenoplectus tatora. reportadas en la desembocadura del río Illpa, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

1Ill: Primer muestreo Illpa Límite referencial tomado del rango de

2Ill: Segundo muestreo Illpa concentración de metales en plantas acuáticas

3Ill: Tercer muestreo Illpa de lagos de Suecia (2003)

FIGURA 23: Niveles de Cu, Zn, Cd, Cr, As y Hg en Schoenoplectus tatora. reportadas en la desembocadura del río Ramis, Puno entre agosto 2005 y febrero 2006

Las concentraciones obtenidas están relacionadas con las concentraciones reportadas en aguas y sedimentos, lo cual es corroborado por Sameka (1999) en un estudio sobre las concentraciones de metales pesados donde determinó que las concentraciones de las especies están en correlación con la composición química del agua. La Universidad Nacional Agraria la Molina – Lima (1999), en muestras de agua pertenecientes a la desembocadura del río Ramis, determinó que los elementos Zn, Cu, Cd, Hg y As se encuentran por debajo de los límites permisibles, encontrándose el Cd por lo general en aguas superficiales, Ministerio de Agricultura (2003); en cambio el plomo tuvo una concentración de 0.014 mg/l encontrándose por encima del límite permisible según los valores guía de la USEPA (0.0058 mg/l) referida para metales totales; en caso del Pb, en el estudio se tuvo valores entre 0.05 – 0.10 mg/kg, lo que indicaría que Schoenoplectus tatora estaría absorbiendo este metal pesado del agua. El Ministerio de Agricultura a través de la Dirección de Asuntos Ambientales (2002), al analizar los elementos pesados Pb, Cu, As y Hg no reportaron concentraciones (0.00 mg/l) en las muestras de aguas del río Ramis, estando las concentraciones de Hg por lo general en aguas superficiales por debajo de 0.01ppm, Ministerio de Agricultura (2003). Sin embargo en las muestras analizadas para dichos elementos reportan niveles de concentraciones sin superar los límites máximos permisibles. En estudios de sedimentos, la Universidad Nacional Agraria La Molina – Lima (1999), determinó que se tuvo en As = 17.2 – 16.3 mg/kg y en Cd = 2.1 – 2 mg/kg; los cuales se encuentran dentro de los niveles mas bajos y severos de toxicidad considerados por la OMEE (6-33 mg/kg para As y 0.6 – 10 mg/kg para Cd); mientras que para la FAO es de 30 mg/kg para As y 3 mg/kg para Cd. Registrándose en el estudio valores menores a 0.2 mg/kg y 0.005 mg/kg para el As y Cd, respectivamente, notándose que la acumulación realizada por el tallo de Schoenoplectus tatora para dichos elementos no es tan significativa, esto es corroborado por Gales y Denny (1979), que nos indican que el metal entra en las plantas vía sedimentos y generalmente concentraciones más altas se encuentran en raíces que en brotes.

En caso del Hg el LMP para sedimentos es de 1.0 mg/kg según la USEPA y de 0.2-2 mg/kg según la OMEE, en las muestras analizadas se tuvo concentraciones menores a 0.3 mg/kg. En lo referente a la concentración de los elementos traza en Schoenoplectus tatora para el río Ramis recolectadas en 5 puntos diferentes de muestreo y para el río Illpa recolectadas en 3 puntos de muestreo, analizadas por duplicado se obtuvo lo siguiente: los niveles en Cu, Pb, Cr, Cd y As son considerados niveles de efecto tóxico muy bajo, mientras que para el Hg es considerado de efecto tóxico moderadamente alto; comparado con los estándares de criterios de calidad ambiental para lagos y cursos de agua de Suecia en plantas acuáticas. Las concentraciones obtenidas de los elementos As, Cd, Cu, Pb y Zn, para Chaney (1989) estarían dentro de los niveles máximos tolerados por el ganado (ovino y bovino), así como dentro de los niveles normales para las plantas; así también, estarían dentro del rango normal de concentraciones en plantas dadas por Alloway (1995).

Mientras que la Universidad Nacional del Altiplano, Puno y la Universidad de British, Columbia – Canadá (Northcote 1988), reportaron en pruebas de laboratorio como niveles máximos para el tallo de Schoenoplectus tatora, concentraciones de: Cu = 5.9 mg/kg; Zn = 6.2 mg/kg; Pb = 9.5 mg/kg; Cr = 11.8 mg/ kg; en los análisis realizados se tuvo valores inferiores en Cu, Pb y Cr a los reportados, mientras en Zn se tuvo 10 mg/kg, por encima del valor reportado en dichas pruebas. La Universidad Agraria la Molina en muestras de Schoenoplectus tatora pertenecientes a la desembocadura del río Coata reportó para el plomo valores de 14.7 mg/kg, concentración que sobrepasa los valores referenciales para plantas sin observar efectos tóxicos dadas por Morrey David (1994) que es de 0.5-3 mg/kg; sin embargo, los niveles obtenidos en el estudio (≤0.05 – 0.10 mg/kg) están por debajo de la concentración indicada. En el caso de Cu, los valores mayores a 1 mg/kg, estarían en una concentración encima del cual los efectos tóxicos son posibles (1-3 mg/kg), según Rivera (2001); mientras que para Alloway (1995) el Cu está dentro del rango normal en plantas (5-20 mg/kg). Sin embargo, para Davelois (1991), en su estudio para la recuperación del lago Junín, indica que el rango sin observar efectos tóxicos en plantas para el caso del Cu es de 5-30 mg/kg, mientras que para Chapman (1965) el rango esta entre 1-25 mg/kg. Los requerimientos de Zn por las plantas son bajos estando los contenidos influenciados por la edad y estado vegetativo, así cuanto más joven es la planta mayor es la concentración de Zn, siendo la concentración normal de 15-100 mg/kg (Gutiérrez, 1997); en el estudio las concentraciones estuvieron entre 2.5 y 10 mg/kg, estando por debajo de las concentraciones dadas por Gutiérrez, así como de los rangos de contenidos de metales pesados sin observar efectos tóxicos dadas por Chapman (1965) 5-75 mg/kg y las de Morrey David (1994) 10-100 mg/kg, En caso se hubiese tenido niveles >5 mg/kg en Pb se ocasionaría una disminución de las funciones de crecimiento y fotosíntesis, así lo indica Castro y Monroy (2002); requiriéndose de la oxidación de la materia orgánica para lograr la eliminación total del plomo, Ministerio de Agricultura (2003). En caso del As, valores >1.5 mg/kg ocasiona disminución en el crecimiento y clorosis, considerándose las formas orgánicas del arsénico no tóxicas en contraste con la alta toxicidad de las formas inorgánicas, así lo señala Peña et al (2001).

COMPARACIÓN DE LOS NIVELES DE METALES PESADOS ENTRE LAS DESEMBOCADURAS DE LOS RÍOS RAMIS E ILLPA

Debido a la naturaleza de los datos obtenidos, datos estadísticamente no evaluables, en totora, los elementos Pb, Cr, As y Hg; en músculo y agallas, los elementos Pb, Cd, Cr, As y Hg, no han sido considerados dentro del tratamiento estadístico. Se ha considerado 6 repeticiones por época para Illpa y 10 repeticiones por época para Ramis haciendo un total de 12 repeticiones para Illpa y 20 para Ramis. Utilicé la T – Student al 95% de confianza.

Totora: Los valores de Cu y Pb entre Ramis e Illpa presentan diferencias significativas al 95% de confianza, estas a favor de Ramis: t cal = 2.59 en Cu y 3.76 en Pb con una t tab = 1.70 con 30 grados de libertad; para el Zn la t cal = 1.31 y t tab= 1.70, con 30 grados de libertad, por lo que los valores de Ramis e Illpa no presentan diferencias significativas.

Músculo de "carachi": Los valores de Cu y Zn entre Ramis e Illpa presentan diferencias significativas al 95% de confianza, estas a favor de Ramis: t cal = 3.428 en Cu y 11.21 en Zn, con una t tab = 1.70 con 30 grados de libertad. El Pb tuvo una t cal = 0.530 y t tab= 1.70, con 30 grados de libertad, por lo que los valores de Ramis e Illpa no presentan diferencias significativas al 95% de confianza.

Agallas de "carachi": Los valores de Cu y Zn entre Ramis e Illpa presentan diferencias significativas al 95% de confianza, estas a favor de Ramis: t cal = 10.064 en Cu y 1.776 en Zn con una t tab = 1.70 con 30 grados de libertad. El Pb presentó una t cal = 1.214 y t tab= 1.70, con 30 grados de libertad, por lo que los valores de Ramis e Illpa no presentan diferencias significativas al 95% de confianza.

Resumen de los resultados de significancia obtenidos para los elementos muestreados en el río Illpa y el río Ramis

Las diferencias en las concentraciones de los diferentes elementos de ambas desembocaduras puede deberse a que el río Ramis tiene sus orígenes en el centro minero de la Rinconada – Ananea y en su trayecto otros centros mineros. La actividad agrícola es importante por el uso de fertilizantes, que en muchos casos presentan en su composición metales pesados, recordando que hace tóxicos a los metales pesados las concentraciones en las que pueden presentarse y el tipo de especie que forman en un medio (Mantilla 2001). Según Curtis y Barnes (2001), nos indica que algunos metales pesados como Cu y Zn, forman parte de los organismos y niveles altos en plantas pueden interrumpir procesos fisiológicos como, reducir la fotosíntesis y la respiración y aumentar la fotorespiración (Filbrin y Hough, 1979). En Orestias sp la existencia de diferencias significativas para los elementos Cu y Zn puede deberse al incremento del flujo de agua lo que ocasiona una mayor disolución de los minerales por lo que pudo darse una mayor absorción de estos metales, siendo los cationes metálicos libres absorbidos por el cuerpo y agallas (Smith y Huyck 1998). Además se debe tener en cuenta que los animales que ingieren grandes cantidades de sedimentos pueden acumular concentraciones más altas que las especies que ingieren el material de zonas pelágicas (Whitton 1980 y Brock 1969).

Comparación de los Muestreos del 2005 y 2006

Para esta comparación sólo se ha tomado en cuenta los elementos Cu y Zn debido a que se presentan en los dos muestreos con datos estadísticamente evaluables.

Comparación de los muestreos del 2005 y 2006 en los ríos Illpa y Ramis

AS = Diferencia Altamente Significativa

S = Diferencia Significativa

NS = No hay Diferencia Significativa

En el caso de totora; el Cu y Zn en Illpa, significativamente aumentaron de un año a otro. Los músculos de las muestras de Illpa y Ramis para el elemento Zn significativamente disminuyeron, mientras que el Cu no tuvo diferencia significativa. En el caso de agalla en Illpa para el Cu y Zn su disminución fue altamente significativa, no ocurriendo lo mismo en Ramis. Estos cambios se han visto influenciados por la época en que han sido recolectadas las muestras (época seca y época lluviosa), donde el volumen de agua del río Ramis es mayor a comparación de la del río Illpa, lo que origina una mayor carga de material en suspensión, minerales, metales, etc. por parte del río Ramis. También, se debe tener en cuenta el delta formado por el río Ramis que es más extensa que la de Illpa, lo que ocasionaría una mayor dispersión de los cationes metálicos en contraste con el delta de Illpa que es menor, lo que ocasionaría una mayor concentración de los metales a pesar que no haya en su recorrido actividad minera en explotación. Según las concentraciones promediales obtenidas y comparadas entre las dos desembocaduras para Orestias sp: en Cu se obtuvo valores mas altos para Ramis (2.114 mg/kg: músculo y 4.32 mg/kg: agalla); para el Pb los valores mas altos corresponden a 0.15 mg/kg en músculo, para Illpa y 0.15 mg/kg en agalla, para Ramis; para el Zn los valores mas altos son: 66.55 mg/kg en músculo de Illpa y 132.98 mg/kg en agallas de Ramis. En forma general, las muestras de agallas tienen valores mas altos de concentraciones de elementos traza en relación a los músculos, en ambas desembocaduras. Esto es corroborado por Murphy et al., (1978); Cox, (1982); Bendell- Young et al., (1986), citados en Plumlee; que nos indican que el tejido fino del músculo de pescado contiene a menudo bajas concentraciones comparadas con otros órganos. Las concentraciones promediales obtenidas y comparadas entre las dos desembocaduras para Schoenoplectus tatora: en Cu se obtuvo 1.2 mg/kg en Ramis a comparación de 0.567 mg/kg de Illpa; para el Pb se tuvo 0.066 mg/kg en Ramis y 0.033 mg/kg de Illpa; para el Zn los valores son de 6.55 mg/kg de Ramis y 5.083 mg/kg de Illpa; para el Cd se obtuvo en Ramis 0.012 mg/kg y 0.005 mg/kg en Illpa. Según lo obtenido, Schoenoplectus tatora de la desembocadura del río Ramis presenta las concentraciones más altas de los elementos traza, sin embargo la totora es muy resistente a cualquier tipo de contaminación y es capaz de eliminar una gran cantidad de metales y otros agentes contaminantes del agua. El nivel de tolerancia a la toxicidad es un indicativo de la capacidad de absorción y acumulación de metales pesados y refleja su utilidad al ecosistema lacustre, porque intervienen en el proceso de depuración o biorremediación del agua (UNALM. 1999).

8.- CONCLUSIONES

2. En las muestras de Orestias sp las agallas presentan valores más altos de concentraciones de elementos pesados en relación a los músculos, excepto en Cr y As (0.2 mg/Kg).
3. Las muestras de Ramis e Illpa para Orestias sp presentan niveles de concentración de metales pesados por encima del límite permisible para consumo humano en los elementos Cu, Pb, Zn y Hg.
4. Schoenoplectus tatora para Ramis e Illpa presentan niveles de concentración de metales pesados dentro de los niveles normales para las plantas, así mismo, dentro de los niveles tolerados por el ganado; sin embargo el mercurio es considerado de efecto toxico moderadamente alto.
5. Orestias sp perteneciente a la desembocadura del río Ramis, presenta diferencias significativas en los elementos Zn y Cu , respecto a los del río Illpa; mientras que Schoenoplectus tatora presenta diferencias significativas en los elementos Cu y Pb respecto a los del río Illpa.

9.- RECOMENDACIONES

1. Realizar estudios sobre los contenidos de metales pesados de la biota acuática del Lago Titicaca, con preferencia en las especies de importancia económica, para tener registro de las concentraciones normales de los mismos y su distribución en el ecosistema acuático.
2. Realizar estudios sobre los contenidos de metales pesados en fauna y flora para monitorear las concentraciones encontradas a través de los años y poder establecer así niveles de contaminación.
3. Sería necesario que el Ministerio de Agricultura en acción conjunta con el Ministerio de Energía y Minas establezcan los estándares técnicos adecuados en metales pesados para especies dulceacuícolas, tanto en flora como en fauna, de acorde a la realidad de nuestro país.
4. Con respecto al mercurio, plomo, cobre y zinc en Orestias sp sería necesario realizar nuevos estudios para determinar sus concentraciones normales y así poder establecer su límite máximo permisible.

10.- LITERATURA CITADA

ANDERSON R. 1977. "Concentration of cadmiun, copper, lead and zinc in thirty – five genera of freshwater macroinvertebrates from the Fox river, Illinois and Wisconsin: Bulletin of Environmental contamination and toxicology". Volumen 18: 345 – 349.

AQUINO E. ROJAS L. CALCINA L. y CALCINA M. 2003. "Contaminación por mercurio y cianuro en el Distrito Minero de Ananea – Puno". Reflexiones y Propuestas: Revista de investigación de estudiantes, egresados, docentes y administrativos – Oficina Universitaria de Investigación. Universidad Nacional del Altiplano – Puno. Editorial Universitaria; Puno – Perú: 153

BRACK A. y CECILIA MENDIOLA. 2000. "Ecología del Perú". Editorial Bruño. Lima – Perú: 494.

BENDELL-YOUNG L. HARVEY H. y YOUNG J. 1986 "Accumulation of cadmium by White Suckers (Catostromus commersoni) in relation to fish growth and the lake acidification". Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science. Volumen 43: 806-811.

BONALY J. MIGINIAC-MASLOW M. BROCHIERO E. HOARAU A. y MESTRE J. 1986. "Cadmium effects on the energetics of Euglena during the development of cadmium resistance:" Journal of plant physiology. Volumen 123: 349 – 358.

BROCK T. 1969, "Microbial growth ander extreme conditions:" Symposia of Society for General Mycrobiology. Volumen 19: 15-41.

BRONW B. and RATTIGAN B. 1979. "Toxicity of soluble copper and other ions to Elodea Canadensis:" Environmental Pollution. Volumen 20: 335-344.

BURTON D. JONES A. y GAST M. 1972. "Acute zinc toxicity to rainbow trout (Oncorhynchus mikyss) confirmation of the hipótesis that death is related to tissue hypoxia: Journal of the Fisheries research borrad of Canada." Volumen 29; 1463 -1466.

CASTRO J. y M. MONROY. 2002. "Parámetros Geológicos de Protección Ambiental, Geoquímica, Minería y Medio Ambiente". San Luís de Potosí, México. UNESCO – INGEMMET – Perú.

CARPENTER K. 1924. "A study of the fauna of rivers polluted by lead mining in the Aberystwyth District of Cardiganshire: Annals of Applied Biology". Volumen 11; 1-23

CARPENTER K. 1926. "The lead mine as an active agent in river pollution: Annals of Applied Biology". Volumen 13: 395-401

COWX, I.G., 1982, "Concentrations of heavy metals in tissues of trout Salmo trutta and char Salvelinus alpinus from two lakes in North Wales:" Environmental Pollution Series A. Volumen 29:101-110.

CURTIS HELENA y SUE BARNES. 2001. "Biología". 6º Edición en español. Editorial Médica Panamericana. Madrid – España: 1498.

DIAGNOSTICO AMBIENTAL Y SANITARIO DEL ENTORNO DE LA RIA DE HUELVA. 2001. Consejo Superior de Investigaciones Científicas. España

DIRECCION REGIONAL ENERGIA y MINAS, INRENA y MINSA. 2001. "Evaluación ambiental preliminar del CPM La Rinconada – Ananea" – Puno.

DEJOUX C. y ILTIS A. "El Lago Titicaca. Síntesis del conocimiento limnológico actual". ORSTOM. La Paz – Bolivia: 578.

DEVORE J. 1998. "Probabilidad y Estadistica: para ingeniería y ciencias". Cuarta Edición. Editorial Internacional Thomson. México: 712.

FANGSTROM I. 1972, "The effects of some chelating agents and their copper complexes on photosynthesis in Scenedesmus quadricauda:" Physiologia Plantarum volumen 27: 389-397.

FILBRIN G. y R. HOUGH. 1979. "The effects of exceso copper sulphate on the metabolism of the duckweed Lemna minor". Aquatic Botany. Volumen 7: 79 – 86.

GUTIERREZ A. 1997. "Concentraciones de metales pesados en la vegetación autóctona desarrollada sobre suelos del entorno de una mina abandonada (sistema Iberico, Bubierca-Zaragoza)". En Boletín Geológico y Minero. Volumen 108. Nº 1: 69-74.

HUGHES G. 1988. "Changes in blood of fish following exposure to heavy metals and acid". En Yasuno M. y B. Whitton. Biological monitors of environmental pollution: Tokai University. Press, Tokai: 11 – 17.

HUGHES G y L. TORT. 1985. "Cardio – respiratory responses of rainbow trout during recovery from zinc treatment: Environmental pollution . Serie A. Volumen 37: 560 – 562.

JARA MARIA. 2003. "Distribución de metales pesados en agua y sedimentos y sus efectos sobre la vida acuática en la cuenca superior del Río Santa". Tesis presentada a la Universidad Nacional de Ingeniería para obtener el grado de Magíster en Ciencias. Lima, Perú: 168.

KELLY M. y WHITTON B. 1989, "Interspecific differences in Zn, Cd and Pb accumulation by freshwater algae and bryophytes:" Hydrobiologia, volumen175: 1-11.

KUEHL R. 2001. "Diseño de experimentos". Segunda edición. Editorial Thomson Learning. Mexico: 661.

LEWANDER M. 1996. "Macrophytes as indicators of bioavailable Cd, Pb and Zn flor in the river Przemsza, Katowice Región. En Applied Geochemistry". Volumen 11. Copyright Elsevier Science Ltd: 169- 173.

MINISTERIO DE AGRICULTURA – INRENA. 2002. "Evaluación y Recuperación de los Recursos Naturales y Contaminación Ambiental en la Cuenca del río Ramis". Dirección General de Asuntos Ambientales – Puno.

MINISTERIO DE AGRICULTURA – INRENA. 2003. "Monitoreo de la Calidad de Aguas Superficiales del Río Crucero". Perú: 45.

MINISTERIO DE ENERGIA Y MINAS. 1997. "Informe de Inspección Especial de Verificación del Cumplimiento de las Normas de Seguridad e Higiene Minera y Medio Ambiente, dentro de las concesiones mineras de Corporación Minera Ananea S.A, Audita S.A.". Lima – Perú.

MILLER y TYLLER. 2002. "Introducción a la Ciencia Ambiental". Editorial Thompson. Madrid, España: 456

MEDINA G. 2001. "Mitigación del mercurio en la minería artesanal y pequeña minería aurífera del Perú". En la Jornada internacional sobre el impacto ambiental de la utilización del mercurio utilizado por minería aurífera artesanal en Iberoamérica. Proyecto PEMIN – MEM. Lima – Perú.

MURPPHY B. ATCHINSON G. y MCINTOSH A. 1978, "Cd and Zn in muscle of bluegill (Lepreomis macrochirus) and largemounth Bass (Micropterus salmoides) from an industrially contaminated lake:" Environmental Pollution, volumen 17: 253-257.

PEÑA C. CARTER D y AYALA-FIERRO F. 2001. "Toxicología Ambiental: Evaluación de Riesgos y Restauración Ambiental". University of Arizona. 150.

PROYECTO ESPECIAL LAGO TITICACA – PELT.1999. "Investigación y monitoreo de los Ríos Carabaya-Ramis, Cabanillas y del Lago Titicaca". Puno – Perú; 62.

PLUMLEE G. y M. LOGSDON. 1999. "The environmental geochemistry of mineral deposits". Part A: processes, techniques and health issues. Volume 6A. Michigan – USA: 369.

RABE R. SCHUSTER H. y KOHLER A. 1982, "Effects of copper chelate on photosyntesis and some enzyme activities of Elodea canadensis:" Acuatic Botany volumen 14: 167-175.

RESERVA NACIONAL DEL TITICACA. 2002. "Plan Maestro". Puno – Perú: 81.

RESERVA NACIONAL DEL TITICACA. 2003. "Guía Metodológica de Educación Ambiental". Puno – Perú: 133.

RIVERA H. 2001. "Introducción a la geoquímica general y aplicada". Lima- Perú, 279.

RYTUBA J. 2000. "Mercury Geoenvironmental Models, In Progress on Geoenvironmental Models for Selected Deposit Types. U.S Geological Survey. File Report 02-195, online version 1.0.

ROJAS L. 2001. "Problemática de la mina Rinconada y su formalización". I Foro sobre la Minería Informal en el Perú. Nazca – Perú.

SAMECKA A. 1998. "Background concentrations of heavy metals in aquatic briophytes used for biomonitoring in basaltic areas (a cases study from central France)". En Environmental Geology Volumen 39. Nº 2: 119-122.

SMITH K. y H. HUYCK. 1998. "An Overview of the abundante, relative mobility, bioavilability and human toxicity of metals". En Plumlee and Longsdon: The environmental geochemistry of mineral deposits. Part A: Processes, techniques and health issues. Vol. 6ª. Michigan – USA: 29-70.

TEWARI H. y J. PANT. 1987. "Impact of chronic lead poisoning on the haematological and biochemical profiles of a fish, Barbas conchonius: Bulletin of environmental contamination and toxicology. Volumen 38: 748 – 752.

UNIVERSIDAD NACIONAL DEL ALTIPLANO – PUNO Y UNIVERSIDAD MONTANA TECH, CALIFORNIA – USA. 2003. "Evaluación Ambiental de Procesamiento de Oro por Amalgamación por Mercurio". Puno.

UNIVERSIDAD NACIONAL DEL ALTIPLANO – PUNO y UNIVERSIDAD DE BRITISH, COLUMBIA – CANADÁ .1988. "Experimentos con la totora Schoenoplectus tatora como agente purificador del agua". Puno.

UNIVERSIDAD NACIONAL AGRARIA LA MOLINA.1999. "Investigación y Monitoreo de los Ríos Carabaya-Ramis, Cabanillas y del Lago Titicaca". Lima, Perú.

WHITTON B. 1980. "Zinc and plants in river and streams; in Nriagu, J.O (ed), Zinc in the Environment part II – Health effects: Wiley – Interscience. New York: 363 – 400.

WUST W. 2003. "Santuarios Naturales del Perú: El Titicaca y la Magia de los Andes del Sur". Primera edición. Ediciones PEISA S.A.C. Lima – Perú; 152.

WHO. 1990. "Methylmercury. Environmental Health". Geneva.

ZUÑIGA G. y CARPIO B. 1999. "Zoología Económica". Universidad Nacional del Altiplano, Facultad de Ciencias Biológicas – Puno. Editorial Mijolev Copy: 142

Calcina Rondan Liliam Elizabeth

Licenciada en Biología de la Universidad Nacional del Altiplano – Puno, Perú. Egresada del programa profesional de Educación de la Universidad Católica de Santa María – Arequipa, Perú y con estudios concluidos de maestría en Gestión y Planificación Ambiental de la misma universidad.

Ejecución del proyecto: 2005-2006, Puno – Perú.