Bioacumulación de metales pesados en schoenoplectus californicus (Cyperaceae) de las áreas bentónicas en dos estaciones climáticas: el caso de estudio del Lago San Pablo. Imbabura-Ecuador.
Abstract
El objetivo de esta investigación fue cuantificar las concentraciones de metales pesados como arsénico, cadmio, cobalto, cromo, mercurio, níquel y plomo que se encuentran en el sistema agua-suelo-planta de las zonas bentónicas del lago San Pablo (Imbabura-Ecuador) en dos estaciones climáticas (invierno y verano) para analizar su acumulación mediante los factores de bioacumulación y translocación en la especies autóctona conocida como Schoenoplectus californicus o totora. Además, se ha estimado el potencial de riesgo ecológico del medio ambiente en los dos afluentes y en un efluente del lago San Pablo para evaluar el impacto de su presencia. Se han considerado como lugares de muestreo las desembocaduras del río Itambi, la vertiente Apangora y el Desaguadero. Se ha empleado la técnica instrumental de absorción atómica con generación de hidruros y por llama directa para determinar la concentración de los metales pesados en ppm presentes en el agua, suelo, raíces y tallos que forman parte de la totora. Se ha obtenido como resultado que existe variabilidad en la distribución de los metales pesados presentes en el sistema agua, suelo, raíz y tallos con respecto a la estación climática y la localización de muestreo. En cuanto al factor de bioconcentración en las raíces y en los tallos presentes en Schoenoplectus californicus, se ha encontrado que, de manera general, este macrófito no tiene la capacidad para acumular grandes cantidades de estos metales pesados. También se ha evaluado el potencial de riesgo ecológico del medioambiente, definiéndose en verano un riesgo bajo- moderado y en invierno un riesgo moderado considerable. Se concluye que la existencia de estos metales en el lago San Pablo se atribuye a la combustión de los cultivos, la actividad antropogénica, el mal manejo de los desechos domésticos, la descarga directa de aguas servidas en el lago, la ausencia de funcionamiento de las plantas de tratamiento de agua, el consumo directo del agua y la regulación insuficiente de los organismos de control y gestión ambiental locales
Full text
1 TESIS DOCTORAL BIOACUMULACIÓN DE METALES PESADOS EN SCHOENOPLECTUS CALIFORNICUS (CYPERACEAE) DE LAS ÁREAS BENTÓNICAS EN DOS ESTACIONES CLIMÁTICAS: EL CASO DE ESTUDIO DEL LAGO SAN PABLO. IMBABURA-ECUADOR. Suly Margoth Rodríguez Ayala Departamento/Centro responsable de: Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola/Escuela Internacional de Doctorado de Universidad de Sevilla(EIDUS) 2018
2 TESIS DOCTORAL BIOACUMULACIÓN DE METALES PESADOS EN SCHOENOPLECTUS CALIFORNICUS (CYPERACEAE) DE LAS ÁREAS BENTÓNICAS EN DOS ESTACIONES CLIMÁTICAS: EL CASO DE ESTUDIO DEL LAGO SAN PABLO. IMBABURA-ECUADOR. Suly Margoth Rodríguez Ayala Departamento/Centro responsable de: Cristalografía, Mineralogía y Química Agrícola/Escuela Internacional de Doctorado de Universidad de Sevilla(EIDUS) Conformidad del Tutor y del Director: Fdo. Dr. Adolfo Miras Ruiz Fdo. Dr. Ronny Adrián Flores Ortega 2018
3 DEDICATORIA A Dios, por darme salud y vida. Le agradezco por todas las bendiciones que he recibido. A mis padres por haberme dado la oportunidad de iniciar mis estudios en España. A mi madre por los consejos que me dio, y los esfuerzos y sacrificios que realizó para poder culminar mi etapa profesional. A mis hermanas por su continuo apoyo y, en especial, a mi hermana Monse por su aprecio y por estar siempre pendiente de mí. A mi esposo por su cariño y paciencia.
4 AGRADECIMIENTOS Agradezco a los Doctores Adolfo Miras Ruiz y Ronny Flores Ortega por sus continuas contribuciones y aportes a esta investigación. También a la Doctora Isabel González Díez por haberme dado la oportunidad de formar parte de este programa de Doctorado. A las Universidades de Sevilla y Central del Ecuador por apoyarme en este proyecto de investigación.
5 INDICE GENERAL Resumen…………………………………………………………………………………………………….6 Abstract……………………………………………………………………………………………………..7 1. Introducción……………………………………………………………………………………………..8 1.1) Descripción del lugar de investigación………… ……………………………………………………..9 1.2)Características de Schoenoplectus Californicus………………………………………………………13 1.3) Bioacumulación………………………………………………………………………………………17 1.4) Factores de Bioconcentración……………………………………………………………………….17 1.5) Potencial de Riesgo Ecológico asociado a metales pesados…………………………………….........21 1.6) Características de los metales pesados estudiados……………………………………………………22 2. Justificación……………………………………………………………………………………….........32 3. Objetivos………………………………………………………………………………………………..39 4. Metodología…………………………………………………………………………………………….41 4.1) Tipo de investigación…………………………………………………………………………………42 4.2) Población y muestra…………………………………………………………………………………..42 4.2.1. Análisis estadístico………………………………………………………………………………….44 4.3) Técnicas e instrumentos analíticos…………………………………………………………………...44 4.3.1. Muestreo……………………………………………………………………………………………44 4.3.2 Pretratamiento de las muestras………………………………………………………………………48 4.3.3 Determinación de metales mediante EAA…………………………………………………………..51 5. Resultados………………………………………………………………………………………………56 6. Discusiones……………………………………………………………………………………………..97 6.1) Arsénico……………………………………………………………………………………………..98 6.2) Cadmio………………………………………………………………………………………………100 6.3) Cobalto………………………………………………………………………………………………102
6 6.4) Cromo……………………………………………………………………………………………….103 6.5) Mercurio…………………………………………………………………………………………….105 6.6) Níquel………………………………………………………………………………………………107 6.7) Potencial de riesgo ecológico (PERI) de metales pesados…………………………………………108 7. Conclusiones…………………………………………………………………………………………..109 8. Referencias…………………………………………………………………………………………….111
7 INDICE DE TABLAS Tabla 1: Variables dependientes e independientes………………………………………………………..44 Tabla 2: Esquema de factores de estudio………………………………………………………………….45 Tabla 3: Puntos de muestreo georreferenciados…………………………………………………………..50 Tabla 4: Condiciones de operación EAA………………………………………………………………….56 Tabla 5:Concentraciones de metales pesados en agua(Verano,2017)…………………………………….60 Tabla 6: Concentraciones de metales pesados en suelo(Verano,2017)…………………………………...61 Tabla 7: Concentraciones de metales pesados en las raíces(Verano,2017)……………………………….62 Tabla 8: Concentraciones de metales pesados en los tallos(Verano,2017)………………………………..63 Tabla 9: Concentraciones de metales pesados en agua(Invierno,2018)…………………………………...64 Tabla 10: Concentraciones de metales pesados en suelo(Invierno,2018)…………………………………65 Tabla 11: Concentraciones de metales pesados en las raíces(Invierno,2018)…………………………….66 Tabla 12: Concentraciones de metales pesados en los tallos (Invierno,2018)…………………………….67 Tabla 13: Valores de pH-agua obtenidos en Invierno-Verano…………………………………………...68 Tabla 14: Valores de conductividad-agua en Invierno-Verano…………………………………………..68 Tabla 15: Valores de Temperatura en Invierno-Verano…………………………………………………69 Tabla 16:Valores de pH-suelo en Invierno-Verano……………………………………………………….69 Tabla 17: Concentraciones promedio de metal según la variable de interés……………………………...70 Tabla 18: Concentraciones promedio en Schoenoplesctus Californicus…………………………….........70 Tabla 19: Caracterización modal de los niveles de metales pesados……………………………...............71 Tabla 20: PERI en Vertiente Apangora (Verano,2017)……………………………...................................93 Tabla 21: PERI en Río Itambi (Verano,2017)…………………………….................................................94 Tabla 22: PERI en Desaguadero (Verano,2017)……………………………..............................................95 Tabla 23: PERI en Vertiente Apangora (Invierno,2018)…………………………….................................96 Tabla 24: PERI en el río Itambi (Invierno,2018)…………………………….............................................97
8 Tabla 25: PERI en el Desaguadero (Invierno,2018)……………………………........................................98 INDICE DE FIGURAS Figura 1.Ecuador ubicado en América del Sur, sobre la línea equinoccial……………….........................13 Figura 2. Provincia de Imbabura localizada al norte de Ecuador…………………………………………13 Figura 3. El lago San Pablo al pie del volcán Imbabura (Ecuador)……………………………………….14 Figura 4. La formación de los cuerpos de agua en el lago proviene de los deshielos…….........................14 Figura 5. Dimensiones del lago San Pablo-Imbabura (Ecuador)………………………………………… 15 Figura 6. Parroquias rurales que conforman el cantón Otavalo…………………………………………...15 Figura 7. Aves acuáticas del lago San Pablo……………………………………………...........................17 Figura 8. Schoenoplectus californicus ubicada en las zonas bentónicas………………………………….17 Figura 9. Estructura de las plantas………………………………………………………………………...19 Figura 10. Elaboración de artesanías mediante un proceso previo de secado…………….........................19 Figura 11. Algunas artesanías como balsas, esteras, cestas y abanicos…………………………………...20 Figura 12. Absorción de metales desde el suelo hacia las raíces y los tallos……………………………...22 Figura 13. Procesos de fitoestabilización y fitoextracción………………………………………………..24 Figura 14. En el lago San Pablo se desarrollan actividades turísticas…………………………………….36 Figura 15. En el afluente Apangora se ha evidenciado actividades……………………………………….36 Figura 16. Las diversas actividades antropogénicas han incrementado la proliferación………………….37 Figura 17. Gestión inadecuada de los residuos domésticos e industriales………………………………...37 Figura 18. Tuberías de alcantarillado que desembocan en el río Itambi…………………..........................38 Figura 19. Planta de tratamiento de agua residuales sin funcionamiento…………………………………38 Figura 20. Estación de bombeo de aguas servidas que desembocan en el Lago………….........................39 Figura 21. Carga de contaminantes que ingresa desde el río Itambi al lago San Pablo…………………..39 Figura 22. Florícolas y cultivos asentados en las proximidades del lago San Pablo……………………...40 Figura 23. Actividades ganaderas que se realizan en el lago San Pablo…………………..........................40 Figura 24. Fenómeno de eutrofización presente en el lago San Pablo……………………………………41
9 Figura 25. Carta topográfica a escala 1:50.000 del lago San Pablo (2013)……………………………….48 Figura 26. La vertiente Apangora desemboca en el lago San Pablo………………………………………48 Figura 27. El río Itambi que confluye en el lago San Pablo………………………………………………49 Figura 28. Salida de agua del lago San Pablo conocido como Desaguadero……………………………...49 Figura 29. Zonas bentónicas del lago San Pablo………………………………………………………….50 Figura 30. Muestras de raíces y tallos de Schoenoplectus californicus…………………………………...50 Figura 31. Muestras de agua y suelo obtenidas del lago San Pablo…………………….............................51 Figura 32. Muestras de raíces y tallos secadas a temperatura ambiente…………………..........................52 Figura 33. Proceso de medición del peso de las muestras………………………………………………...52 Figura 34. Proceso de adición de los reactivos……………………………………………………………52 Figura 35. Digestión de las muestras de suelo, raíces y tallos ……………………………………………53 Figura 36. Procesos de filtración y aforo de las muestras…………………………………………………53 Figura 37. Digestión de las muestras agua………………………………………………………………...54 Figura 38. Digestión de las muestras agua………………………………………………...........................54 Figura 39. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER‖…………………………………………….55 Figura 40. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER‖ generación de hidruros……………………55 Figura 41. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER‖ asociado a llama directa…..........................56 Figura 42. Multiparámetro pH/conductividad/TDS (intervalo alto)………………………………………58 Figura 43. Representación de la asociación entre variables y categorías…………………………………73 Figura 44. Concentraciones promedio e I.C al 95% del arsénico (agua-verano)………………………….74 Figura 45. Concentraciones promedio e I.C al 95% del arsénico en el suelo (inv-ver)…………………...75 Figura 46. Concentraciones promedio e I.C al 95% del arsénico en la raíz (inv-ver)…………………….76 Figura 47. Concentraciones promedio e I.C al 95% del arsénico en los tallos (ver)……………………...76 Figura 48. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cadmio en las raíces (invierno)…………………77 Figura 49. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cadmio en el suelo (invierno)…………………..78 Figura 51. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cobalto en el suelo (inv-ver)……………………79
16 Tiene una extensión de 615,6 hectáreas (Jurado et al., 2015) con unas dimensiones aproximadas de 2,5 kilómetros de ancho y 3,5 de largo (Ver Figura 5): Figura 5. Dimensiones del lago San Pablo-Imbabura (Ecuador). (Imagen Landsat, consultado 17 de septiembre de 2017) Sus dos afluentes son los ríos Itambi (Casallas & Gunkel, 2001) y Manantial (Terneus, 2014) y las quebradas Araque, Túqueres, Imbaburita y Macufishi (Cevallos, 2015c), mientras que su efluente es el denominado ―Desaguadero‖ (Casallas & Gunkel, 2001). Por otra parte, está rodeada por cuatro parroquias rurales del cantón Otavalo en la provincia de Imbabura (Ver Figura 6) : San Pablo del Lago (SP), Eugenio Espejo (EE), González Suárez (GS) y San Rafael (SR) (Terneus, 2014). Estas ostentan una población total de 28.309 personas (SP: 9901, EE: 7357, GS: 5630 y SR: 5421) (Cevallos, 2011, 2015a, 2015c, 2015b). Figura 6. Parroquias rurales que conforman el cantón Otavalo. (ArcGIS, consultado 30 de marzo de 2018)
17 Este lago frío de alta montaña (Gunkel, 2003), se presentan condiciones aerobias en el litoral (Kiersch, Mühleck, & Gunkel, 2004) y anaerobias desde los 23 metros de profundidad, además de aterramiento y un crecimiento acrecentado de algas (Da Ros, 1995). Característicamente, los sedimentos detríticos o clásticos (Arche, 2010), los bioconstruidos (carbonatos y sales (Contreras, 1997)) y los orgánicos derivan de procesos físicos, químicos y biológicos (Arche, 2010) que contribuyen a la acumulación de diversos nutrientes (Gunkel, 2003) en el mismo. Los primeros son transportados por la acción eólica y por medio de los cursos fluviales, los depósitos piroclásticos y el deshielo (Arche, 2010); la formación de los segundos, los químicos y bioquímicos, obedecen a la concentración del pH, la temperatura y su solubilidad individual (Contreras, 1997); por último, los sedimentos de origen orgánico se constituyen en parte por el depósito de la porción dura de las diatomeas de lagos de regiones frías (Contreras, 1997). De acuerdo al informe del Sistema Nacional de Información de Ecuador, en Otavalo se presenta un clima ecuatorial mesotérmico semi-húmedo (clasificación Pourrut) con una temperatura que varía entre 10 a 20 ºC, humedad del 65 al 85 % y precipitaciones anuales de 1000 a 2000 mm (Sistema Nacional de Información, 2011) con dos pares de meses de precipitaciones máximas, octubre-noviembre y enero-abril (Instituto Nacional de Meteorología e Hidrología, 2012). Por otra parte, se ha determinado que el sector de Punyaru es vulnerable a inundaciones como consecuencia del incremento del nivel del agua en el lago, mientras que ciertas parroquias del lago San Pablo son propensas a los incendios forestales (Jurado et al., 2015). Las parroquias colindantes al lago exhiben un ecosistema altoandino húmedo en las que se desarrollan especies herbáceas no superiores a 1,5 metros (Jurado et al., 2015) entre las que se encuentran Schoenoplectus californicus, Chusquea sp., Typha latifolia, Bidens andicola, Eichhornia crassipes, Plantago australis, Paspalium bonlandianum, Rorippa cf. clandestina, y Scirpus sp. (López, 2012) junto a pastizales y cultivos (Santander, Ágreda, & Adriana, 2013). En el artículo publicado en el 2014 por Terneus, las 21 especies herbáceas propias del lago se han clasificado en tres estratos de acuerdo a su profundidad: 1) Superficial: al cual corresponde Scirpus californicus y algunas de Lemnaceae (Wilffia brasiliensis, Spirodela intermedia, Azolla filiculoides Lam, Lemma gibba, entre otras). 2) Medio (a ≥ 40 cm de profundidad): Myriophyllum quítense, Elodea canadensis y Potamogeton striatus 3) Profundo (bajo el metro de profundidad): Ceratophyllum demersum, Potamogeton pectinatus y Potamogeton illinoensis (Terneus, 2014).
18 En los últimos años, se monitoreado la fauna presente en el lago, estableciéndose un total de 23 especies de aves acuáticas (Jurado et al., 2015) como pelícanos, garcetas, patos, garzas, garcetas, fochas, playeros, cigüeñuelas, gaviotas, patiamarillos y cormoranes (López, 2012) (Ver Figura 7), algunas de las cuales se desplazan hasta la zona en determinadas estaciones del año. A diferencia de esto, los peces en este lago se ciñen a la perca o lubina negra, la tilapia, los gruppis y los espada (Terneus, 2014). Figura 7. Aves acuáticas del lago San Pablo 1.2) CARACTERÍSTICAS DE SCHOENOPLECTUS CALIFORNICUS Schoenoplectus californicus (C. A. Mey) o Scirpus californicus (Chester, Wofford, Estes, & Bailey, 2009) con sus dos subespecies californicus y tatora (Heiser, 1978) son los nombres científicos de la especie a la que corresponden los juncos o las totoras(Ver Figura 8) (De Marco, Vega, & Bellagamba, 2011), pertenecientes a la familia de las ciperáceas (Richardson & King, 2010) y al orden Cyperales (USDA, n.d.). Figura 8. Schoenoplectus californicus ubicada en las zonas bentónicas del lago San Pablo.
19 Los juncos o totoras constituyen plantas perennes acuáticas con una altura de 1 a 3 metros (Richardson & King, 2010), pudiendo alcanzar una profundidad de hasta 1 metro (Plan Ceibal, n.d.) y con rizomas dispuestos de forma horizontal (De Marco et al., 2011). Con un hábito de crecimiento graminoide (USDA, n.d.), la estructura de las totoras se divide en tres partes: el tallo, la inflorescencia y las raíces (Ninaquispe-Romero, Weeks, & Huelman, 2012). Sus tallos redondeados, de forma trigonal y de tonalidad verde oscuro tienen hojas marrones sin espinas envainadas en su base (De Marco et al., 2011); sus flores de color marrón oscuro conforman espigas (Richardson & King, 2010), alrededor de 20 en promedio (USDA & NRCS, 2003), con aspecto del cono (Richardson & King, 2010), ―ovoides o fusiformes péndulas‖ (De Marco et al., 2011) y tienen una bráctea subyacente dura, de punta fina, de aproximadamente ―1 a 5 cm‖ (De Marco et al., 2011) que se proyecta por encima de la inflorescencia como una proyección del tallo, mientras que sus frutos constituyen aquenios aplanados de 0,07 cm (Richardson & King, 2010) con márgenes anulares y 3 filamentos internos (Plan Ceibal, n.d.). Sus raíces son abundantes y de color blanco, aunque adquieren uno amarillo-marrón con la edad (P. J. De Lange, Gardner, Champion, Tanner, & Lange, 1998). Florecen durante la primavera, verano y otoño (Richardson & King, 2010). Estos macrófitos son originarios del continente americano (Honaine, Borrelli, Osterrieth, & Del Rio, 2013) y su hábitat se centra en las tierras tropicales altas (Toensmeier & Herren, 2016), subtropicales (Chimera, 2016) o con clima templado cálido (Facciola, 2014), desde el nivel del mar hasta los cerca de 4.000 m.s.n.m. en Perú (Ninaquispe-Romero et al., 2012) y Bolivia (Whitehead, 2007). Así, se localizan principalmente en los territorios de pantanos inferiores que se extienden desde el sudeste (Atwater & Hedel, 1976) y sudoeste de Estados Unidos (Richardson & King, 2010) hasta el este de México (De Marco et al., 2011), Honduras, El Salvador (Facciola, 2014), Guatemala (Chimera, 2016), Ecuador (Macía & Balslev, 2000), Perú, Bolivia, Chile (Toensmeier & Herren, 2016), Argentina (De Marco et al., 2011), Brasil, Paraguay y Uruguay (Facciola, 2014), aunque también existe información sobre su presencia en las Islas del Pacífico (Hawái) (Heiser, 1978) y Nueva Zelanda (Galen, 2017). En comparación con Yahuarcocha, un lago de Ibarra(aproximadamente a una distancia de 34 Km del lago San Pablo), los niveles promedio en mg/l de calcio, magnesio, sodio, hierro, aluminio, sulfatos y potasio son menores e incluso hay ausencia de plomo (Terneus, 2014); la transparencia medida con el disco de Secchi, tuvo valores entre 3.00 y 3.50. Por otro lado, el pH y la temperatura del lago San Pablo varía entre 6.2 - 7.7 y 17.3 - 19.8 º C (lago de agua fría (Gunkel, 2003)), respectivamente, con muestras tomadas en diferentes zonas y profundidades (Terneus, 2014). En Ecuador, se ha encontrado evidencia de que solamente la subespecie californicus (Ver Figura 9) se encuentra en las tierras altas de la sierra (Heiser, 1978) entre las que se incluye el lago San Pablo (Imbabura), Yaguarcocha (Imbabura), Cusín (Imbabura), Guaytacama (Cotopaxi), Tanicuchí (Cotopaxi), la Laguna de Colta (Chimborazo) y el río Guano
20 (Chimborazo) dentro de un área de 442 hectáreas (Macía & Balslev, 2000), además de ciertas zonas costeras de Esmeraldas (Macía & Balslev, 2000). Figura 9. Estructura de las plantas De forman general, sus tallos secos obtenidos de la totora (Ver Figura 10) se emplean para la elaboración de artesanías (Macía & Balslev, 2000) y muebles (Cevallos, 2011), con propósitos curativos (De Marco et al., 2011) y en la producción de hojas de papel de pequeño gramaje (De Marco et al., 2011); también existen referencias que demuestran que se utiliza como alimento para los seres humanos (sus rizomas son comestibles (C. Ramírez & San Martín, n.d.)) y como fertilizante (Banack, Rondón, & Díaz- Huamanchumo, 2004). Figura 10. Elaboración de artesanías mediante un proceso previo de secado.
21 Antiguamente, en los Andes se utilizó para la construcción de casas y puentes (Banack et al., 2004), la tejeduría y como forraje para el ganado (Toensmeier & Herren, 2016), sin embargo, en las últimas décadas ha adquirido un gran valor económico y cultural para las personas nativas que viven en las regiones en las que crece (Macía & Balslev, 2000), en especial en Ecuador por la fabricación de balsas, esteras, cestas y abanicos o aventadores(Ver Figura 11) (Heiser, 1978). Figura 11. Algunas artesanías como balsas, esteras, cestas y abanicos obtenidos de los tallos de la totora Las características estructurales de las totoras le permiten mantener en el tiempo una gran cantidad de agua y aire, gracias a lo que pueden diseminarse con facilidad (Fernández & Padilla, 2013). Es importante recalcar que, dentro de sus propiedades, se puede mencionar su alto contenido en sílice y celulosa que le permite resistir las condiciones ambientales de lugares situados en grandes altitudes, proveyendo, de acuerdo a estudios iniciales, una gran estabilidad estructural y mejora de la conservación de la temperatura en construcciones de Perú (Ninaquispe-Romero et al., 2012). Se ha establecido que, cuando son senescentes y como efecto de la actividad metabólica, estos helófitos producen biomineralizaciones de sílice amorfo en los espacios intra o extracelular, pero este es cónico y en menor proporción en los tallos jóvenes, lo cual les provee una menor estabilidad estructural (Honaine et al., 2013). La importancia de esto radica en el aporte de sílice biogénico a los cuerpos de agua a través de los procesos de erosión (Honaine et al., 2013); estos contribuyen al crecimiento de las plantas, provee soporte estructural para las paredes celulares y median su resistencia al estrés biótico y abiótico (Lechner & Becker, 2015). Conjuntamente, está presente en la formación de los exoesqueletos de los diatomeas (Lechner & Becker, 2015), que a su vez representan al 85-99 % de la biomasa de fitoplancton (Popovskaya, Likhoshway,
22 Genkal, & Firsova, 2006), esencial para los ecosistemas lacustres por ser parte de la generación primaria de la materia orgánico y el primer elemento de las cadenas tróficas (D. Ramírez, Giraldo, & Tovar, 2006), junto con un indicador trófico y base para definir el nivel de nutrientes y la calidad del agua (Fakioglu, 2013). Es preciso subrayar que el fitoplancton de los lagos de agua fría está representado por diatomeas (Melosira, Asterionella, Cyclotella), mientras que los de agua caliente están habitados más frecuentemente por algas verdes y verdeazuladas (Gaykovich, 2009). Dentro de las características indeseables de Schoenoplectus californicus se encuentra su versatilidad ambiental, lo cual la convierte en una ―mala hierba‖ (Chimera, 2016) que se ha podido identificar en diferentes lugares por su impresionante capacidad de adaptación (Pratolongo, Kandus, & Brinson, 2008). Las condiciones dinámicas a las que se ajusta esta subespecie de totoras (Sloey, Howard, & Hester, 2016) como alturas que exceden los 1000 metros o que sus semillas puedan dispersarse con el agua, viento, animales o maquinaria junto a la posibilidad de que tenga una capacidad alelopática (Chimera, 2016) contribuyen a que sea un macrófito con alto riesgo de ser invasivo. Para las plantas, algunos (arsénico, cadmio, mercurio, plomo o selenio) no son esenciales, pero otros (cobalto, cobre, hierro, manganeso, molibdeno, níquel y zinc) lo son para su crecimiento y metabolismo (Rascio & Navari-Izzo, 2011). Al no ser biodegradables, se depositan en el medioambiente e interfieren en las cadenas tróficas, llegando a producir efectos carcinogénicos, mutagénicos, teratogénicos y endocrinos (Ali, Khan, & Sajad, 2013). Conjuntamente, se ha documentado que la presencia de metales pesados como el cobre, zinc, níquel y cromo hexavalente es un indicador de una calidad pobre del agua (Svecevičius, 2010). 1.3) BIOACUMULACIÓN La bioacumulación propicia el mantenimiento de los químicos industriales en los ecosistemas y estos pueden formar parte de los componentes estructurales de los tejidos al no poder atravesar procesos de degradación física, química y bioquímica; de esta forma, los organismos que se alimentan de aquellos que conservan en su interior éstos, corren los riesgos (Streit, 1992). Así, se ha desarrollado la fitotecnología, un término que se refiere a los procesos que hacen uso de la capacidad de las plantas para degradar, extraer, contener o inmovilizar los contaminantes presentes en el agua y la tierra(Ver Figura 12) (Chorom, Parnian, & Jaafarzadeh, 2012).
23 Figura 12. Absorción de metales desde el suelo hacia las raíces y los tallos. Tomado de: López, M. (2011). Tecnologías amigables para limpiar el medio ambiente o el uso de las plantas. Recuperado de: http://alenarterevista.net/tecnologias-amigables-para-limpiar-el-medio-ambiente-fitoremediacion-o-el- uso-de-plantas-por-martha-laura-lopez-moreno/ La fitorremediación se considera una técnica de bajo costo y con alta eficiencia, siendo necesario que se haga uso de plantas salvajes o genéticamente modificadas (Peuke & Rennenberg, 2005) con una tasa alta de crecimiento, fácil de cosechar, una capacidad de absorción buena y con una resistencia considerable a los contaminantes (Gadd, 2001). Entre los métodos que incluye, se encuentra la fitoextracción, que acumula los contaminantes en la biomasa de las plantas, la fitodegradación o fitotransformación, que hace uso de las plantas para absorber, almacenar y degradar contaminantes orgánicos (Peuke & Rennenberg, 2005), la rizofiltración, lo cual se define como la absorción, concentración y precipitación de contaminantes (Alves, de Jesus, de Almeida, Souza, & Mangabeira, 2014) en medios acuáticos (Peuke & Rennenberg, 2005), la fitoestabilización, que disminuye su biodisponibilidad al inmovilizarlos a una matriz de tierra y la fitovolatilización, que utiliza las plantas para que los transformen y los liberen de nuevo al ecosistema (Peuke & Rennenberg, 2005). Se ha comprobado que las plantas acuáticas pueden absorber y acumular de forma fácil los metales pesados (Harguinteguy, Pignata, & Fernández-Cirelli, 2015), por lo que se han realizado varias investigaciones para determinar el potencial de ciertas especies como bioindicadores y/o fitoremediadores de metales en los medios acuáticos (Peuke & Rennenberg, 2005), además, el rango de tolerancia de las especies se mide con su respuesta a condiciones hidrológicas diversas (Pratolongo et al., 2008). Un estudio corrobora esto al establecer que la presencia de Schoenoplectus californicus en los costados de los cuerpos de agua donde las concentraciones de metales son altas, demuestra que es muy tolerante a los mismos (Arreghini, De Cano, De Lorio, Rendina, & Bonetto, 2001). Existen diferentes métodos por los
24 cuales las plantas pueden permanecer en ambientes contaminados con metales tóxicos, como la translocación a los tallos, la exudación desde las raíces de sustancias capaces de producir la quelación de metales, la generación de compuestos intracelulares y su acumulación en las vacuolas y otros compartimentos celulares para atenuar los efectos del estrés e incrementar la resistencia interna a los metales (Lasat, Baker, & Kochian, 1996). El procedimiento de bioacumulación de metales se desarrolla mediante la acción capilar que se asocia a la tensión superficial cuyo principio se basa en la cohesión y que consiste en el ingresa del agua por las raíces y los tallos de la planta. Finalmente se produce el ascenso y la acumulación de estos metales pesados dentro este micrófito. 1.4) FACTORES DE BIOCONCENTRACIÓN Los factores empleados para determinar la habilidad de las plantas para acumular metales pesados son el factor de bioconcentración o bioconcentración (BCF) y el de traslocación (TF). Para la determinación del factor de bioacumulación en la raíz de la planta se ha empleado la siguiente fórmula (Prasad, 2015): 1 Donde las unidades tanto para la concentraciòn del metal en la raìz y la concentraciòn del metal en el suelo son en mg/kg. Para la interpretación de los datos obtenidos se ha tenido en cuenta esta condición (Prasad, 2015): -Se considera una planta potencialmente hiperacumuladora, si el valor del RAF es mayor a uno. Mientras que es una planta exclusora o excluyente, si el valor del RAF es menor a uno. Para la determinación del factor de bioacumulación en la parte aérea de la planta se ha empleado la siguiente fórmula (Prasad, 2015): 21 2 Donde las unidades tanto para la concentraciòn del metal en la parte aèrea de la planta y la concentraciòn del metal en el suelo son en mg/kg.Para la interpretación de los datos obtenidos se ha tenido en cuenta la siguiente condición (Prasad, 2015):
25 Se considera una planta potencialmente hiperacumuladora, si el valor del SAF es mayor a uno. Mientras que es una planta exclusora o excluyente, si el valor del SAF es menor a uno. Para la determinación del factor de traslocación se ha empleado la siguiente fórmula (Prasad, 2015): 3 Para la interpretación de los datos obtenidos se ha tenido en cuenta la siguiente condición (Prasad, 2015): -Se considera que, si la planta presenta una tendencia a hiperacumular metales en la parte aérea, es decir, tiene facilidad para trasladar los metales pesados desde la raíz y los acumula en su parte aérea (tallos), el valor del FT es mayor a uno y, por lo tanto, este mecanismo es conocido como fitoextracción o fitoacumulación (Ver Figura 13). -Mientras que, si la planta no presenta la habilidad para trasladar los metales pesados desde la raíz hasta la parte aérea (tallos), el valor del FT es menor a uno y se denomina fitoestabilización (acumulación de los metales en las raíces de la planta) (Ver Figura 13). Figura 13. Procesos de fitoestabilización y fitoextracción que se desarrollan en el sistema suelo-raíz-tallo de las plantas. Tomado de: Martín, H. (2015). El potencial de la fitorremediación como tecnología medioambiental. Recuperado de: http://www.masscience.com/2015/05/19/el-potencial-de-la- fitorremediacion-como-tecnologia-medioambiental/
32 hexavalente en trivalente, por su elevado contenido de hierro ferroso en el último caso (Velma et al., 2009), con lo cual este es menos tóxico y biodisponible (Kalčíková, Zupančič, Jemec, & Žgajnar, 2016); asimismo, se ha documentado que el pH del agua tiene un efecto decisivo en la reducción del cromo, puesto que se forman dímeros con un valor de 6,5 y monómeros con otros más bajos (Velma et al., 2009). En las plantas, al no ser esencial, no juega un papel importante en su metabolismo y es absorbido por ellas en un proceso sin uso de energía, acumulándose en los tallos y, principalmente, en las raíces (Oliveira & Helena, 2012). Se considera que las plantas son hiperacumuladoras de cromo cuando pueden almacenar en sus hojas más de 1000 mg kg-1 de cromo; consiguen esto por quelación, biotransformación y compartimentalización en el citoplasma o en las vacuolas (Oliveira & Helena, 2012). En experimentos realizados con dos macrófitos (Lemma minor y Pistia stratiotes), se ha observado un retardo del crecimiento, clorosis y marchitez como efectos de su toxicidad, incluso en concentraciones bajas de 0,1 mg/L y 1 mg/L (Bassi, Corradi, & Favali, 1990), en especial por su forma hexavalente (Kalčíková et al., 2016). Este metal es un micronutriente esencial para los seres humanos (Chandra & Kulshreshtha, 2004), puede ingerirse por medio de ciertos suplementos y alimentos como la yema de huevo, café, nueces, carne, productos de grano entero (Cefalu & Hu, 2004) y bebidas alcohólicas (WHO, 2000); en el cuerpo humano, se acumula en el hígado, músculo y riñones, y, aunque se desconoce su mecanismo, se cree que actúa como cofactor de la insulina (Cefalu & Hu, 2004) y como regulador del estrés oxidativo e inflamación (Hua, Clark, Ren, & Sreejayan, 2012). Su toxicidad está relacionada con los compuestos hexavalentes y pocos efectos se atribuyen a la forma trivalente; entre estos, se encuentra la aparición de dermatitis, reacciones alérgicas en la piel, ulceración de las mucosas, perforación del septum nasal, carcinoma bronquial, gastroenteritis y deficiencias hepatocelular y renal (oliguria-anuria) (Baruthio, 1992) junto a efectos genotóxicos y mutagénicos (WHO, 2004). En los dos lagos de Chile mencionados anteriormente, la máxima concentración de cromo se ha cuantificado en 51,43 mg/kg y 0,18 mg/kg en las raíces y los rizomas de las totoras (Figueroa, 2004), respectivamente; y, al examinar la adición de cromo y plomo en un medio con muestras de biomasa formada con Schoenoplectus californicus, también ha cuantificado una bioabsorción de más del 90 % para ambos (Rearte et al., 2013). En el lago Waco de Texas, la presencia de cromo fue positiva, pero casi indetectable en las totoras (Barney, Cornish, & Palza, n.d.) 1.6.5.-Cadmio: es un elemento no esencial, cuyos efectos adversos han aumentado por el tratamiento de aguas residuales, la producción de papel, el procesamiento de los metales (Qu et al., 2013) y la fabricación de baterías de cadmio-níquel (WHO, 2010), por lo que la proporción de emisiones antropogénicas frente a las naturales es de 7:1 (Wright & Welbourn, 1994); entre estas últimas se encuentra la actividad volcánica, la erosión y el transporte en los ríos (WHO, 2010). En los seres
33 humanos, puede producir disfunción tubular renal, alteraciones del metabolismo del calcio, neumonitis aguda con edema pulmonar y cáncer pulmonar; es un conocido carcinógeno humano y se encuentra en alimentos por su presencia en la tierra y en el agua con la que se cultivan y porque son consumidas por animales acuáticos, además, puede acumularse en las plantas de tabaco (WHO, 2010). En los medios acuáticos, los factores que influyen en su biodisponibilidad son la salinidad, la cantidad de materia orgánica disuelta y el pH; se presenta en forma disuelta en el agua dulce, pero, en el agua de mar, predomina como cloruro (Wright & Welbourn, 1994). Los estudios de toxicidad del cadmio han demostrado que esta es mayor en medios con baja salinidad y en concentraciones reducidas de calcio (Wright & Welbourn, 1994). Este suele concentrarse abundantemente en los músculos de los peces (Tudor et al., 2006) y, en la vida acuática, su ciclo suele atribuirse a su unión a óxidos de hierro y manganeso, así como la adsorción y complejación a componentes orgánicos suspendidos (Yarrow, Waihung, Lion, Shuler, & Ghiorse, 1995). También, se ha observado que existen interacciones entre la absorción de calcio y cadmio, puesto que la exposición a este último conduce a hipocalcemia – por bloqueo de los canales de calcio - e hipermagnesemia en vertebrados (Wright & Welbourn, 1994). A concentraciones de 0.5 a 2.0 ppm, se ha observado que produce clorosis de caída de las hojas en Pistia Stratiotes (Rolli, Suvarna, Mulagund, & Taranath, 2013). En condiciones experimentales, S. californicus ha demostrado tener tolerancia a concentraciones de 1,5 y 2,0 ppm de cadmio en sus raíces (Aguilar & Sagástegui, 2014), apreciándose modificaciones en ciertas características estructurales como el color, el grosor y el crecimiento, y, en última instancia, la muerte (Fernández & Padilla, 2013). En contraste, en el lago Nahuel Rucá de Argentina, el cadmio se presenta en concentraciones de 0,10 µg.g-1 ± 0.01 – 0,12 µg.g-1 ± 0.03 – 0,13 µg.g-1 ± 0.02 en los tallos y 0.11 µg.g-1 ± 0.02, 0.09 µg.g-1 ± 0.00 y 0.10 µg.g-1 ± 0.01 en las raíces de S. californicus (Chiodi et al., 2011) 0.1 en promedio y, en el lago peruano Poopó, se encuentra en las plantas acuáticas en concentraciones de 18 a 45 mg/kg (García et al., 2005). 1.6.6.-Níquel: se encuentra en el lugar 22 dentro de los metales más abundantes de la corteza terrestre (A. Sharma, 2013) y es un elemento traza, esencial para algunas especies de animales y plantas (Cempel & Nikel, 2006); estas últimas lo utilizan para su crecimiento en concentraciones mínimas (C. Chen, Huang, & Liu, 2009). Se ha utilizado en la galvanoplastia (Nie et al., 2015) y en la producción de acero inoxidable (Brix, Schlekat, & Garman, 2017) y baterías (Nie et al., 2015), aunque existen otras fuentes naturales como las emisiones volcánicas y los incendios de bosques (Cempel & Nikel, 2006), donde se presenta en un estado divalente (Nie et al., 2015). Puesto que en la tierra se presenta en diferentes concentraciones, en determinados alimentos como los cereales y los vegetales, estas varían entre 0,02 y 4,7 ppm (A. Sharma, 2013).
34 De esta forma, el níquel representa el metal que más frecuentemente produce alergias y, una vez que se ha producido la sensibilización, esta persiste de por vida llegando a producir un cortejo clínico que incluye desde dermatitis (A. Sharma, 2013) hasta el derivado de su potencial carcinogénico (Tchounwou, Yedjou, Patlolla, & Sutton, 2012b). En los medios acuáticos, este metal puede conducir a la manifestación de síntomas de toxicidad en los peces, entre los que se encuentran movimientos oculares rápidos, convulsiones y pérdida del equilibrio (Svecevičius, 2010); por otra parte, las plantas pueden absorberlo por difusión y transporte activo (Ahmad & Ashraf, 2012) y sus efectos fitotóxicos en los hidrófitos son la degradación de la clorofila (Harguinteguy et al., 2015), la alteración de la fotosíntesis con inhibición del crecimiento y la inducción de un estrés oxidativo con alteraciones de la membrana celular y daño del ADN (C. Chen et al., 2009). En los lagos Villarrica y Pellaifa de Chile, la concentración de níquel en S. californicus fue de 64,04 mg/kg (Figueroa, 2004). 1.6.7.-Cobalto: es un metal relativamente raro en la corteza terrestre (0.001% (Nordberg, Fowler, & Nordberg, 2014) o 20-25 mg/kg (Kim, Gibb, Howe, et al., 2006)) con cerca de 28 isótopos, algunos de los cuales son radioactivos (Green, Griffiths, & Almond, 2017), y ocupa el lugar número 33 en abundancia de estos elementos (Kim, Gibb, & Howe, 2006a). En su mayoría, se presenta en combinación con el azufre o arsénico (Center of Disease Control, 2004). Se ha determinado que es esencial para ciertos procesos fisiológicos y bioquímicos (Tchounwou, Yedjou, Patlolla, & Sutton, 2012c) de los mamíferos cuando se encuentra presente como un componente de la vitamina B12 (cianocobalamina), aunque no se acumula en el organismo y se excreta especialmente con la diuresis (Nordberg et al., 2014). Los seres humanos están expuestos a él por los alimentos, estimándose que se ingieren a diario 5 – 40 µg, pese a que también puede haber una exposición ocupacional o estar relacionado con hábitos perjudiciales como el consumo de tabaco (Kim, Gibb, & Howe, 2006a). En cantidades tóxicas (de 300 µg/L, aproximadamente (Paustenbach, Galbraith, & Finley, 2014)), puede causar toxicidad miocárdica, bocio (Nordberg et al., 2014) y efectos neurotóxicos bien documentados como atrofia del nervio óptico o convulsiones en pacientes a los que se les ha implantado prótesis ortopédicas de cadera elaboradas con el mismo (Paustenbach et al., 2014). Este metal pesado se emplea en la minería, en la pigmentación del cristal y como secante de pinturas (Hornbostel, 1991), aunque también se utiliza como constituyente de las baterías recargables (NiCd) (Nordberg et al., 2014) y en las plantas eléctricas, a través de las cuales puede introducirse en los cuerpos de agua como desecho (Phillips & Russo, 1978). Sus concentraciones en el agua de superficie y subterránea es < 1 µg/L, mientras que en aquellas de zonas pobladas es de 1-10 µg/L; por otra parte, en las plantas acuáticas es de 0.32 µg/L, aunque ésta obedece a
35 la especie y el contenido de cobalto en el suelo (Kim, Gibb, Howe, et al., 2006). En los peces se puede acumular en una cantidad de 118 L kg-1 (65 L kg-1, en el tejido muscular) (Wood, Farrell, & Brauner, 2012), no obstante, en un estudio realizado en la laguna de Tecocomulco (Hidalgo, México), no se ha podido cuantificar la presencia de cobalto en Schoenoplectus californicus (Delgadillo, 2012). Su absorción en las plantas se produce por transporte activo; se han estudiado sus efectos tóxicos entre los que se encuentra la caída de las hojas y alteraciones en la síntesis en la clorofila (Cornelis, 2003).
36 2. JUSTIFICACIÓN
37 El lago San Pablo se ha convertido en un centro turístico importante para el cantón con actividades como concursos de vela, natación y paseos en lancha (Ver figura 14). Figura 14. En el lago San Pablo se desarrollan actividades turísticas como paseos en lancha. A continuación, se observan actividades antropogénicas que se realizan en el afluente del lago San Pablo conocido como vertiente Apangora como el lavado de ropa e higiene personal (Ver Figura 15): Figura 15. En el afluente Apangora se ha evidenciado actividades como: A) Lavado de ropa B) Higiene personal Este antecedente ha provocado un aumento de nutrientes y, por lo tanto, la presencia de especies invasivas como algas en la superficie del lago (Figura 16).
38 Figura 16. Las diversas actividades antropogénicas han incrementado la proliferación de especies invasivas como las algas que, debido a su elevada cantidad, deben ser retiradas manualmente por los pobladores Igualmente, existen informes que afirman que la actividad antropológica ha mermado la fauna y flora del lago por efecto de la cacería y navegación, el uso directo del agua, la contaminación con desechos domésticos y sustancias químicas industriales(Ver Figura 17) (Santander et al., 2013), los incendios y fumigaciones (Cevallos, 2015c), Figura 17. Gestión inadecuada de los residuos domésticos e industriales que se encuentran estancados en el lago San Pablo.
39 También se ha constatado la ausencia de sistemas de alcantarillado. Por ejemplo, en el río Itambi se ha encontrado tuberías ocultas en la maleza a través de las que se desecha aguas servidas provenientes de la parroquia San Pablo de Lago y González Suarez, generando un olor desagradable en esta zona (Figura 18): Figura 18. Tuberías de alcantarillado que desembocan en el río Itambi provenientes de las parroquias: A) San Pablo de Lago y B) González Suárez Además, se ha detectado plantas de tratamiento de agua que no se encuentran en buen estado (Cevallos, 2011) y sin funcionamiento, lo que ha generado en las mismas el crecimiento de especies invasivas como los Eichhornia crassipes (o comúnmente conocidos como ―lechuguinos‖ o ―lechuguillas‖) (Figura 19): Figura 19. Planta de tratamiento de agua residuales sin funcionamiento que estaba prevista para beneficiar a parroquias como Eugenio Espejo, San Rafael, San Pablo de Lago, González Suárez y Jordán Concomitantemente, se ha observado la presencia de tuberías de alcantarillado en el Desaguadero por medio de las que se descarga aguas servidas de las parroquias aledañas y la implementación de una
40 estación de bombeo para transportarlas directamente al lago San Pablo; de este lugar emana un olor persistente a heces y, de nuevo, la existencia en cantidades ingentes de Eichhornia crassipes (Figura 20). Figura 20. Estación de bombeo de aguas servidas que desembocan en el Lago San Pablo (Desaguadero) En el lago San Pablo, el fitoplancton está compuesto por algas verdes (Scenedesmus linearis, Pediastrum boryanumm, Ooccystis neagelii) (Ver figura 16) y diatomeas filamentosas (especialmente Aulacoseira granulata) (Gunkel, 2000). De esta forma, los sedimentos son, en su mayoría, orgánicos con un porcentaje de agua de 87,3 % (Kiersch et al., 2004). Recientemente, se ha definido como un lago eutrófico débil-moderado que contiene una alcalinidad de 226 mg/l, una conductividad entre 300 y 320 ms (Terneus, 2014), una concentración alta de fósforo y moderada de nitrógeno (Gunkel, 2000); del mismo modo, se ha calculado que posee niveles elevados de fluoruros, un déficit de oxígeno disuelto y ausencia de nitritos (Tocto, 2013). Los procesos naturales como la corrosión de los metales, la erosión de la tierra de los iones metálicos y los lixiviados, y otros promovidos por el ser humano como los desechos domésticos como se observa en río Itambi que llega al lago San Pablo en la figura 21. . Figura 21. Carga de contaminantes que ingresa desde el río Itambi al lago San Pablo
41 Los productos de actividades industriales o de agricultura son los causantes cardinales de la aparición de contaminantes en los medios acuáticos (Okocha & Adebeji, 2012). En las proximidades del lago san Pablo, específicamente en río Itambi se encuentran dos florícolas (Figura 22): Figura 22. Florícolas y cultivos asentados en las proximidades del lago San Pablo Así, las actividades económicas de las parroquias rurales que circundan en el lago incluyen la agricultura (cultivo de fresas, tomate de árbol, uvillas, moras, maíz, fréjol, habas) (Ver Figura 22), la ganadería (Ver Figura 23), la manufactura y el comercio, aunque en su mayoría se llevan a cabo solamente para suplir el sustento familiar (Cevallos, 2011, 2015c, 2015a, 2015b); empero, en una de ellas, San Rafael, también se ha intensificado el cultivo de las totoras de forma sistematizada para generar productos artesanales (Cevallos, 2011). Figura 23. Actividades ganaderas que se realizan en el lago San Pablo como: A) Ganado Vacuno; B) Ganado Ovino; C) Ganado Porcino
48 Invierno Enero Marzo Mayo 3 Repeticiones Suelo M1,M2,M3,M4, M5,M6,M7 Verano Julio Septiembre Noviembre 3 Repeticiones Invierno Enero Marzo Mayo 3 Repeticiones Raíz M1,M2,M3,M4, M5,M6,M7 Verano Julio Septiembre Noviembre 3 Repeticiones Invierno Enero Marzo Mayo 3 Repeticiones Tallo M1,M2,M3,M4, M5,M6,M7 Verano Julio Septiembre Noviembre 3 Repeticiones Invierno Enero Marzo Mayo 3 Repeticiones De esta forma se cuenta con 4 tratamientos con diferentes niveles y tres repeticiones, durante 6 meses de investigación que corresponden a dos estaciones climáticas. Obteniéndose como resultado un total de 1512 análisis. 4.2.1 Análisis Estadístico Para realizar el análisis de las variables dependientes, como las concentraciones de los metales pesados presentes en las raíces, tallos, suelo y agua, con respecto a las cuatro variables independientes se utilizó el programa Microsoft Office Excel profesional versión 2017 y el programa Estadístico R. Para el análisis estadístico de los datos experimentales se utilizó: Los intervalos de confianza equivalentes a la prueba t student al 5% de significancia para evaluar las diferencias significativas de las concentraciones de metales pesados con respecto a las estaciones climáticas y cada localización de muestreo. 4.3 Técnicas e instrumentos analíticos 4.3.1. Muestreo Se han establecido como puntos de muestreo las desembocaduras del lago San Pablo, como afluentes: el río Itambi y la quebrada Apangora y como efluente el Desaguadero (Figura 25):
49 Figura 25. Carta topográfica a escala 1:50.000 del lago San Pablo (2013) El primer punto de muestreo es el afluente conocido como vertiente Apangora que desemboca en el lago San Pablo y, además, se encuentra el parque acuático Araque como se observa en la Figura 26: Figura 26. La vertiente Apangora desemboca en el lago San Pablo El segundo punto de muestreo es otro afluente cuyo nombre es el río Itambi que converge al lago San Pablo (Figura 27):
50 Figura 27. El río Itambi que confluye en el lago San Pablo El tercer punto de muestreo es el efluente el Desaguadero (Ver Figura 28) cuyas aguas provenientes del lago San Pablo descargan en otro atractivo turístico conocido como la cascada de Peguche. Figura 28. Salida de agua del lago San Pablo conocido como Desaguadero
51 De cada punto de muestreo se tomaron cuatro muestras en el sistema suelo-agua-planta ubicadas en las zonas bentónicas conocidas como las zonas más bajas del cuerpo de agua, como se observa en la Figura 29: Figura 29. Zonas bentónicas del lago San Pablo Posteriormente, se separaron las raíces de los tallos y, finalmente, se eliminaron los residuos del suelo de las raíces con agua proveniente de cada punto muestreado (Ver Figura 30): Figura 30. Muestras de raíces y tallos de Schoenoplectus californicus En los mismos puntos de muestreo se recolectaron, también, muestras de agua (en envases de 1 litro) y de suelo (en bolsas de 1 kilogramo con cierre hermético) (Ver figura 31). Fueron etiquetadas de acuerdo a
52 los puntos de muestreo, fecha de la recolección y, finalmente, se trasladaron al laboratorio para el respectivo análisis de absorción atómica. | Figura 31. Muestras de agua y suelo obtenidas del lago San Pablo Además, estos puntos de muestreo han sido georreferenciados con las siguientes coordenadas geográficas expresadas en unidades UTM (del inglés Universal Transverse Mercator): Tabla 3. Puntos de muestreo georreferenciados PUNTOS DE MUESTREO COORDENADAS GEOGRÁFICAS (UTM) AFLUENTE: vertiente Apangora 810953,2E 22849,6N 17N AFLUENTE: río Itambi 810181,2E 21644,2N 17N EFLUENTE: Desaguadero 807698,4E 24322,8N 17N 4.3.2. Pretratamiento de las muestras Las muestras obtenidas de las raíces y los tallos de la totora fueron cortadas con una tijera de acero inoxidable y se colocaron en recipientes conocidos como cedazos con soporte de madera donde se secaron a temperatura ambiente durante 7 días (Ver Figura 32). Transcurrido ese tiempo se colocaron en bolsas con cierre hermético y se procedió a etiquetarlas de acuerdo al punto de muestreo y la fecha de recolección de las muestras.
53 Figura 32. Muestras de raíces y tallos secadas a temperatura ambiente Para la digestión de las muestras de las raíces, los tallos y suelo se ha empleado la balanza analítica Mettler Toledo (XS 204 220g/0,1mg) y se ha pesado 10 g de las muestras de raíces, tallos y suelos en cada vaso de precipitados de 250 mL como se observa en la siguiente figura 33: Figura 33. Proceso de medición del peso de las muestras A continuación, en cada uno de los vasos de precipitados con 10 g de las muestras de raíces, tallos y suelo, se han adicionado 30 mL de ácido sulfúrico al 98% (V/V) (Ver Figura 34). Figura 34. Proceso de adición de los reactivos
54 Posteriormente, se calentó en una placa calentadora eléctrica (Ver Figura 35) a 60°C durante 16 horas. Se añadió progresivamente 200 mL de agua destilada en distintos tiempos para evitar que se seque completamente la muestra digestada. Figura 35. Digestión de las muestras de suelo, raíces y tallos A la solución resultante del calentamiento, se adicionaron 100 mL de agua destilada y se dejó en reposo durante una hora. Tras esto, se filtró y trasvasó a un balón de aforo de 100 mL (Ver Figura 36) donde se enrasó con agua destilada (MÉTODO EPA 3050). Figura 36. Procesos de filtración y aforo de las muestras Para la digestión de las muestras de suelo se ha empleado una mezcla de reactivos de 5 mL de ácido nítrico al 65 % (V/V) y 2 mL de ácido sulfúrico al 98% (V/V) (Ver Figura 34) que fueron añadidos en los 10 g de muestra de suelo en un vaso de precipitados de 250 ml y se calentó en una placa calentadora eléctrica (Ver figura 35) a 100°C hasta que el volumen de la mezcla se redujo aproximadamente al 25% de su volumen inicial. Posteriormente, se filtró y trasvasó a un balón de aforo de 100 mL (Ver Figura 36) donde se enrasó con agua destilada (MÉTODO EPA 3050).
55 Para la digestión de las muestras de agua, se homogeneizó la muestra mediante agitación. En un matraz de Erlenmeyer de 250 mL, se dispuso 100 mL de muestra de agua con 5 mL de ácido nítrico (HNO3) al 65% y se calentó en una placa calentadora eléctrica a 100°C, como se observa en la Figura 37, hasta que el volumen de la mezcla se redujo aproximadamente al 25% del su volumen inicial: Figura 37. Digestión de las muestras agua Más adelante, se filtró y trasvasó a un balón de aforo de 100 mL (Ver Figura 38) en el que se enrasó con agua destilada (MÉTODO APHA 3111). Figura 38. Digestión de las muestras agua 4.3.3. Determinación de metales mediante Espectroscopia de Absorción Atómica (EAA): Se ha empleado un equipo de absorción atómica (Ver Figura 39) tomando como fundamento la atomización de los analitos para cuantificar las concentraciones de metales pesados como arsénico, mercurio, níquel, cromo, cobalto, plomo y cadmio que se encuentran presentes en las muestras de tomadas en esta investigación.
56 Figura 39. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER” 4.3.3.1 Determinación de arsénico y mercurio mediante absorción atómica con generación de hidruros (Ver Figura 40). Se ha empleado el equipo de absorción atómica asociada a generación de hidruros con el modelo AANALYST 100 con generador de hidruros MHS 15, ambos de la marca ―PERKIN ELMER‖, que cuenta con el programa AA Winlab Analyst. Figura 40. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER‖ asociado a generación de hidruros Las concentraciones determinadas por este instrumento se expresan en µg/L, por lo que se utilizó la siguiente fórmula para obtenerlas en µg/kg: [5] El equipo está formado por gases como el gas es el argón ultra puro; lámpara de cátodo hueco; nebulizador, monocromador, detector y un sistema de lectura.
57 4.3.3.2 Determinación de cadmio, cobalto, níquel, cromo y plomo por el método de absorción atómica asociado a llama directa Se utilizó el equipo de absorción atómica con llama directa modelo AANALYST 100 de la marca ―PERKIN ELMER” (Figura 41): Figura 41. Equipo de absorción atómica ―PERKIN ELMER‖ asociado a llama directa Previamente, se limpió el atomizador del equipo de absorción atómica con agua que contiene 1,5 mL de HNO3 conc. /L. El instrumento se puso en ―autozero‖, se atomizó la muestra preparada y se determinó su concentración. La concentración se lee directamente del instrumento en mg/L y se hicieron los cálculos correspondientes para obtener estos valores en mg/kg con la siguiente fórmula: [6] El equipo está formado por gases como aire-acetileno; una lámpara de cátodo hueco; un nebulizador, monocromador, un detector y un sistema de lectura. En la siguiente tabla 4 se detalla las condiciones de operación de absorción atómica estándar con respecto al rango de longitud de onda de cada metal pesado como cromo, cobalto, arsénico, plomo, níquel, mercurio y cadmio que ha sido analizados en esta investigación:
64 De igual manera, en la Tabla 7 se aprecia las concentraciones de metales pesados (ppm) que se encuentran en las raíces de las totoras (verano, 2017). Al igual que en los resultados anteriores, se ha tomado en cuenta solamente las concentraciones de cromo, mercurio y arsénico, ya que los demás se presentaron en valores bajo el límite de cuantificación. En la vertiente Apangora la concentración promedio trimestral de cromo, mercurio y arsénico fue de 0,4213 ± 0,061; 0,0179 ± 0,0022; 0,5538 ± 0,0237, respectivamente. En su lugar, en el río Itambi se obtuvo una concentración promedio trimestral de Cr: 2.2867 ± 0,0218; Hg: 0,0464 ± 0,0051; As: 0,2212± 0,0148. En el Desaguadero se ha obtenido una concentración promedio trimestral de Cr: 1,4067 ± 0,0093; Hg: 0,0331 ± 0,0035; As: 0,5283 ± 0,0047. Tabla 7. Concentraciones de metales pesados obtenidos en las raíces de Schoenoplectus californicus. Estación climática: verano, 2017 Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Julio Septiembre Noviembre Concentración Julio Septiembre Noviembre Concentración Julio Septiembre Noviembre Concentración promedio promedio promedio Concentración Concentración Concentración trimestral Concentración Concentración Concentración trimestral Concentración Concentración Concentración trimestral promedio promedio promedio (mg/kg) promedio promedio promedio (mg/kg) promedio promedio promedio (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) [Cromo ±σ] 0,3633 0,3933 0,5067 0,4213 1,1867 2,3667 3,3067 2,2867 0,5067 3,3067 0,4067 1,4067 ± 0,1185 ± 0,0099 ± 0,0160 ± 0,061 ±0,0449 ±0,0852 ±0,0796 ±0,0218 ±0,0291 ±0,0105 ±0,0184 ±0,0093 [Mercurio 0,0133 0,0164 0,0244 0,0179 0,0235 0,0493 0,0663 0,0464 0,0244 0,0663 0,0087 0,0331 ±σ] ± 0,0061 ± 0,0020 ± 0,0051 ± 0,0022 ±0,0036 ±0,0014 ±0,0112 ±0,0051 ±0,0073 ±0,0029 ±0,0004 ±0,0035 [Arsénico 0,4219 0,5363 0,7032 0,5538 0,2784 0,3578 0,2947 0,2212 0,7032 0,2947 0,587 0,5283 ±σ] ± 0,0100 ± 0,0554 ± 0,0205 ± 0,0237 ±0,0090 ±0,0305 ±0,0022 ±0,0148 ±0,0069 ±0,0113 ±0,0165 ±0,0047 *Las concentraciones de Níquel, Plomo, Cadmio y Cobalto se encuentran bajo el límite de detección (BLD)
65 Las concentraciones (ppm) del cromo, mercurio y arsénico presentes en los tallos de las totoras recolectadas durante los meses de verano se encuentran en la Tabla 8. Se ha considerado únicamente las concentraciones de estos metales pesados, atendiendo al hecho de que las del níquel, plomo, cadmio y cobalto se han presentado en valores por debajo del límite de detección. En primer lugar, en la vertiente Apangora solamente se ha cuantificado la concentración promedio de trimestral de Hg: 0,0387± 0,0163. Al contrario, en el río Itambi, se obtuvo una concentración promedio trimestral de Cr: 0,0361 ± 0,0100; Hg: 0,0063± 0,0006. En el Desaguadero se ha obtenido una concentración promedio trimestral de los tres metales: Cr: 0.0058 ± 0,0014; Hg: 0,0150 ± 0,0035; As: 3,3818 ± 0,2097. Tabla 8. Concentraciones de metales pesados obtenidos en los tallos de Schoenoplectus californicus. Estación climática: verano, 2017 Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Julio Septiembre Noviembre Concentración promedio trimestral (mg/kg) Julio Septiembre Noviembre Concentración promedio trimestral (mg/kg) Julio Septiembre Noviembre Concentración promedio trimestral (mg/kg) Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) Cromo±σ] BLD BLD BLD BLD 0,0250 ±0,0049 0,0387 ±0,0095 0,0445 ±0,0047 0,0361 ±0,0100 0,0043 ±0,0006 0,0071 ±0,0002 0,0059 ±0,0010 0,0058 ±0,0014 [Mercurio ±σ] 0,0258 ± 0,0019 0,0316 ± 0,0008 0,0570 ± 0,0026 0,0387 ± 0,0163 0,0070 ±0,0010 0,0058 ±0,0002 0,0060 ±0,0008 0,0063 ±0,0006 0,0118 ±0,0013 0,0147 ±0,0018 0,0187 ±0,0008 0,0150 ±0,0035 [Arsénico ±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD 3,3154 ±0,0125 3,6167 ±0,2753 3,2133 ±0,0379 3,3818 ±0,2097 *Las concentraciones de Níquel, Plomo, Cadmio y Cobalto se encuentran bajo el límite de detección(BLD)
66 5.1.2.- A continuación, se detallan las concentraciones de metales pesados obtenidos en la estación climática de invierno (año 2018): En la Tabla 9, se detalla las concentraciones promedio en partes por millón (ppm) de metales pesados del agua de las inmediaciones de las localizaciones de las que se extrajeron las muestras de totoras en la estación climática de invierno (durante enero, marzo y mayo del año 2018). No se ha detectado presencia de níquel, cadmio, mercurio, arsénico y cobalto. Tabla 9. Concentraciones de metales pesados presentes en el agua donde se encuentra Schoenoplectus californicus. Estación climática: invierno, 2018 Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) [Níquel±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Cadmio±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Mercurio ±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Arsénico±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Cobalto±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD *Las concentraciones de Plomo y Cromo se encuentran bajo el límite de detección (BLD)
67 En la Tabla 10, se observa las concentraciones de metales pesados (ppm) en las muestras de suelo durante los meses de invierno especificados (año 2018). Se presentan los valores de las concentraciones de níquel, cadmio, mercurio, arsénico y cobalto (Cr y Pb por debajo del límite de detección), de forma que en la vertiente Apangora la concentración promedio trimestral de estos fue de Ni: 2,5960 ± 0,2615; Cd: 1,4663 ± 0,2150; Hg: 0,0803 ± 0,0192; Co: 0,6729 ± 0,1665. En contraste en el río Itambi, se obtuvo una concentración promedio trimestral de Ni: 3,6311 ± 0,8756; Cd: 2,7611 ± 0,1627; Hg: 0,0827± 0,0170: As: 0,0711 ± 0,0145; Co: 2,3484 ± 0,2447. Por el contrario, en el Desaguadero se ha obtenido la siguiente concentración promedio trimestral: Ni: 1,8600 ± 0,1584; Cd: 0,7011 ± 0,2053; Hg: 1,1303 ± 0,2305; As: 1,5303± 0,1805. Tabla 10. Concentraciones de metales pesados presentes en el suelo donde se encuentra Schoenoplectus californicus. Estación climática: invierno, 2018. Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) [Níquel±σ] 2,3567 ± 0,1625 2,8750 ± 0,1202 2,5550 ± 0,1626 2,596 ±0,2615 3,9700 ±0,2066 4,2867 ±0,2797 2,6367 ±0,0874 3,6311 ±0,8756 1,7033 ±0,0152 2,0200 ±0,1709 1,8567 ±0,0585 1,8600 ±0,1584 [Cadmio±σ] 1,2467 ± 0,2003 1,6767 ± 0,1097 1,4667 ± 0,3055 1,4633 ±0,2150 2,7400 ±0,0781 2,9333 ±0,5859 2,6100 ±0,0754 2,7611 ±0,1627 0,7133 ±0,0321 0,9000 ±0,0200 0,4900 ±0,0600 0,7011 ±0,2053 [Mercurio ±σ] 0,0838 ± 0,0044 0,0975 ± 0,0029 0,0597 ± 0,0018 0,0803 ±0,0191 0,0877 ±0,0031 0,0967 ±0,0015 0,0637 ±0,0203 0,0827 ±0,0170 0,9573 ±0,0271 1,3920 ±0,0147 1,0417 ±0,0280 1,1303 ±0,2305 [Arsénico ±σ] 0,5017 ± 0,0097 0,8343 ± 0,0309 0,6827 ± 0,0251 0,6729 ±0,1665 0,0567 ±0,0321 0,0857 ±0,0055 0,0710 ±0,0075 0,0711 ±0,0145 1,4033 ±0,0873 1,7370 ±0,1182 1,4507 ±0,0613 1,5303 ±0,1805 [Cobalto ±σ] BLD BLD BLD BLD 2,1667 ±0,1801 2,6267 ±0,1738 2.2520 ±0,0520 2,3484 ±0,2447 BLD BLD BLD BLD *Las concentraciones de Plomo y Cromo se encuentran bajo el límite de detección(BLD)
68 Para las concentraciones de metales pesados (ppm) presentes en el suelo (Ver Tabla 11) en la estación climática de invierno (año 2018), se presenta los valores correspondientes al níquel, cadmio, mercurio, arsénico y cobalto (Cr y Pb bajo el límite de cuantificación). En la vertiente Apangora, la concentración promedio trimestral de los metales pesados es: Ni: 1,7567 ± 0,2173; Cd: 0,5233 ± 0,0974; Hg: 0,0717 ± 0,0130; As: 0,2975 ± 0,0185. No obstante, en el río Itambi se presentaron las siguientes concentraciones: Cd: 0,2367 ± 0,0367; Hg: 0,0284 ± 0,0039; As: 0,0611± 0,014; Co: 4,5456 ± 0,401 (promedio trimestral). En el Desaguadero se ha obtenido las siguientes concentraciones: Ni: 2,3056 ± 0,2391; Cd: 0,9211 ± 0,1820; Hg: 0,0991 ± 0,0409; As: 0,3581± 0,0149 (promedio trimestral). Tabla 11. Concentraciones de metales pesados obtenidas en las raíces de Schoenoplectus californicus. Estación climática: invierno, 2018. Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) [Níquel±σ] 1,9200 ± 0,0793 1,8400 ± 0,0655 1,5100 ± 0,1253 1,7567 ±0,2173 BLD BLD BLD BLD 2,2300 ±0,0781 2,5733 ±0,2411 2,1133 ±0,0152 2,3056 ±0,2391 [Cadmio±σ] 0,5367 ± 0,1484 0,6133 ± 0,0757 0,4200 ± 0,1646 0,5233 ±0,0974 0,2367 ±0,0723 0,2733 ±0,0252 0,2000 ±0,0458 0,2367 ±0,0367 0,8900 ±0,0916 1,1167 ±0,1040 0,7567 ±0,0832 0,9211 ±0,1820 [Mercurio ±σ] 0,0717 ± 0,0106 0,0847 ± 0,0102 0,0587 ± 0,0071 0,0717 ±0,0130 0,0243 ±0,0031 0,0290 ±0,0125 0,0320 ±0,0043 0,0284 ±0,0039 0,0913 ±0,0098 0,1433 ±0,0513 0,0627 ±0,0047 0,0991 ±0,0409 [Arsénico ±σ] 0,289 ± 0,0890 0,3188 ± 0,0215 0,2848 ± 0,0175 0,2975 ±0,0185 0,0670 ±0,0157 0,0713 ±0,0061 0,0450 ±0,0040 0,0611 ±0,0141 0,3566 ±0,0336 0,3737 ±0,0111 0,3440 ±0,0132 0,3581 ±0,0149 [Cobalto ±σ] BLD BLD BLD BLD 4,9000 ±0,7000 4,1100 ±0,2066 4,6267 ±0,1955 4,5456 ±0,4012 BLD BLD BLD BLD *Las concentraciones de Plomo y Cromo se encuentran bajo el límite de detección (BLD)
69 Con respecto a los tallos, las concentraciones de metales pesados (ppm) de las muestras tomadas en invierno (2018) se exponen en la Tabla 12. Se puede observar que el cobalto solamente se ha podido medir en el río Itambi con una concentración promedio trimestral de 3,3022 ± 0,2242. Tabla 12. Concentraciones de metales pesados obtenidas en los tallos de Schoenoplectus californicus. Estación climática: invierno, 2018. Concentraciones de metales pesados obtenidas en los tallos de (Schoenoplectus californicus) .Estación de Invierno(Año 2018) Metales pesados Localización del muestreo Apangora Itambi Desaguadero Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Enero Marzo Mayo Concentración promedio trimestral (mg/kg) Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración Concentración promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) promedio (mg/kg) [Níquel±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Cadmio±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Mercurio±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Arsénico±σ] BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD BLD [Cobalto±σ] BLD BLD BLD BLD 3,2167 ±0,4727 3,5567 ±0,0665 3,1333 ±0,3797 3,3022 ±0,2242 BLD BLD BLD BLD *Las concentraciones de Plomo y Cromo se encuentran bajo el límite de detección (BLD)
70 5.2) Valores de pH y conductividad medidos en agua durante las estaciones climáticas en estudio (invierno y verano): En los meses correspondientes al verano (año 2017), se ha obtenido un pH trimestral en Apangora, Itambi y Desaguadero de 7,44; 8,58 y 7,88, respectivamente. Al contrastar estos con la estación climática de inverno (año 2018), se puede determinar que son valores mayores en los tres cuerpos de agua (Tabla 13): Tabla 13. Valores de pH obtenidos en las estaciones climáticas de invierno y verano. Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE VERANO (2017) Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE INVIERNO(2018) LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de pH. LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de pH. Apangora Itambi Desaguadero Apangora Itambi Desaguadero Julio 7,53 8,75 7,96 Enero 7,24 8,05 7,63 Septiembre 7,44 8,51 7,88 Marzo 7,15 7,92 7,55 Noviembre 7,35 8,47 7,81 Mayo 7,17 7,79 7,48 Promedio de pH trimestral 7,44 8,58 7,88 Promedio de pH trimestral 7,19 7,92 7,55 En la estación climática de verano (año 2017), los valores trimestrales promedio de conductividad para la localización de muestreo de Apangora, Itambi y Desaguadero en microsiemens (µS) son: 0,52 µS; 0,90 µS y 0,79 µS. Mientras tanto, en el inverno (año 2018) los valores promedio de conductividad son los siguientes: 0,34 µS; 0,76 µS y 0,59 µS (Tabla 14): Tabla 14. Valores de conductividad medidos en agua durante las estaciones climáticas de invierno y verano. Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE VERANO(2017) Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE INVIERNO(2018) LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de conductividad (Unidades µS) LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de conductividad (Unidades µS) Apangora Itambi Desaguadero Apangora Itambi Desaguadero Julio 0,58 0,97 0,85 Enero 0,39 0,79 0,66 Septiembre 0,52 0,88 0,79 Marzo 0,34 0,77 0,61 Noviembre 0,47 0,84 0,74 Mayo 0,30 0,72 0,50 Promedio de conductividad Trimestral 0,52 0,90 0,79 Promedio de conductividad Trimestral 0,34 0,76 0,59 En la estación climática de verano (año 2017), los valores trimestrales promedio de temperatura para la localización de muestreo de Apangora, Itambi y Desaguadero en grados centígrados (°C) son: 20.2; 24.2 y 21.4. Mientras tanto, en el inverno (año 2018) los valores promedio de conductividad son los siguientes: 0,34 µS; 0,76 µS y 0,59 µS (Tabla 15):
71 Tabla 15. Valores de temperatura obtenidos en las estaciones climáticas de invierno y verano. Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE VERANO (2017) Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE INVIERNO(2018) LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de temperatura (ºC). LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de temperatura (ºC). Apangora Itambi Desaguadero Apangora Itambi Desaguadero Julio 18.7 24.1 22.2 Enero 16.0 21.9 21.6 Septiembre 20.3 23.7 21.4 Marzo 17.2 23.1 20.5 Noviembre 21.5 24.8 20.6 Mayo 16.1 21.7 23.9 Promedio trimestral 20.2 24.2 21.4 Promedio trimestral 16.4 22.2 22 En la estación climática de verano (año 2017), los valores trimestrales promedio de temperatura para la localización de muestreo de Apangora, Itambi y Desaguadero de pH son: 20.2; 24.2 y 21.4. Mientras tanto, en el inverno (año 2018) los valores de pH son los siguientes: 0,34; 0,76 y 0,59 (Tabla 16): Tabla 16. Valores de pH-suelo obtenidos en las estaciones climáticas de invierno y verano. Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE VERANO (2017) Meses de estudio ESTACIÓN CLIMÁTICA DE INVIERNO(2018) LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de pH. LOCALIZACIÓN DE MUESTREO Medición de pH. Apangora Itambi Desaguadero Apangora Itambi Desaguadero Julio 7.3 7.1 6.8 Enero 7.6 7.2 7.4 Septiembre 6.9 7.5 7.3 Marzo 7.1 7.3 7.1 Noviembre 7.2 7.4 7.0 Mayo 7.0 7.1 6.9 Promedio de pH trimestral 7.1 7.3 7.0 Promedio de pH trimestral 7.2 7.2 7.1 Dentro de los objetivos de esta investigación se encuentran analizar la variabilidad de los metales pesados en dos afluentes y efluente, considerando el sistema agua, suelo, raíz y tallo durante dos estaciones climáticas. Además, cuantificar acumulación de metales presentes en la totora y evaluar las posibles características de fitoextracción y fitoestabilización presentes en esta planta. Finalmente, se pretende determinar el potencial de riego ecológico del medio ambiente en el lago San Pablo. Si bien las valoraciones promedio permiten mostrar (o no) diferencias entre los indicadores de interés, se presenta a continuación varios análisis estadísticos que permiten establecer si las diferencias detectadas son o no significativas. Inicialmente se resume (Tabla 15) con las concentraciones promedios de los metales pesados analizados, la estación climática de invierno con los meses de enero (M1), marzo (M2) y mayo (M3) y la estación climática de verano con los meses de julio (M1), septiembre (M2) y noviembre (M3) en el sistema agua-suelo-raíz-tallos y las tres localizaciones de muestreo (Apangora, Itambi y Desaguadero) como se detalla a continuación:
72 Tabla 17. Concentraciones promedio de los metales pesados (mg/kg) según las variables de interés Metal pesado Estación climática Sistema Apangora (mg/Kg) Desaguadero (mg/Kg) Itambi (mg/Kg) Mes 1A Mes 2 A Mes 3 A Mes 1D Mes 2 D Mes 3 D Mes 1I Mes 2 I Mes 3 I As Invierno Raíz 0.2890 0.3188 0.2848 0.3566 0.3737 0.3441 0.0670 0.0713 0.0450 Suelo 0.5017 0.8343 0.6827 1.4033 1.7370 1.4507 0.0567 0.0857 0.0710 Verano Agua 0.0016 0.0086 0.0058 BLD BLD BLD 0.0017 0.0015 0.0008 Raíz 0.4202 0.5354 0.7022 0.7050 0.2962 0.5800 0.2785 0.3556 0.0297 Suelo 0.1779 0.2166 0.3245 0.7441 0.6685 0.4553 0.1249 0.4561 0.2840 Tallo BLD BLD BLD 3.3154 3.6167 3.2133 BLD BLD BLD Cd Invierno Raíz 0.5367 0.6133 0.4200 0.8900 1.1167 0.7567 0.2367 0.2733 0.2000 Suelo 1.2467 1.6767 1.4667 0.7133 0.9000 0.4900 2.7400 2.9333 2.6100 Co Invierno Raíz BLD BLD BLD BLD BLD BLD 4.9000 4.1100 4.6267 Suelo BLD BLD BLD BLD BLD BLD 2.1667 2.6267 2.2520 Tallo BLD BLD BLD BLD BLD BLD 3.2167 3.5567 3.1333 Verano Suelo BLD BLD BLD 2.6767 3.5448 3.1295 BLD BLD BLD Cr Verano Raíz 0.3633 0.3941 0.5066 0.5058 3.3085 0.4013 1.1881 2.3631 3.3091 Suelo 1.7633 2.3573 3.1567 2.1600 2.3733 3.2662 1.6782 2.7834 3.4250 Tallo BLD BLD BLD 0.0044 0.0071 0.0059 0.0250 0.0387 0.0447 Hg Invierno Raíz 0.0717 0.0847 0.0587 0.0913 0.1433 0.0627 0.0243 0.0290 0.0320 Suelo 0.0839 0.0975 0.0597 0.9573 1.3920 1.0417 0.0877 0.0967 0.0637 Verano Agua 0.0019 0.0253 0.0037 0.0024 0.0025 0.0019 0.0016 0.0025 0.0024 Raíz 0.0133 0.0160 0.0244 0.0247 0.0666 0.0087 0.0240 0.0499 0.0663 Suelo 0.0053 0.0047 0.0051 0.0085 0.0075 0.0074 0.0038 0.0029 0.0024 Tallo 0.0258 0.0316 0.0570 0.0118 0.0147 0.0187 0.0070 0.0058 0.0060 Ni Invierno Raíz 1.9200 1.8400 1.5100 2.2300 2.5733 2.1133 BLD BLD BLD Suelo 2.3567 2.8567 2.4667 1.7033 2.0200 1.8567 3.9700 4.2867 2.6367 *Se ha señalado las concentraciones de los metales que se encuentran bajo de límite de detección – BLD (-) En la tabla 18 se aprecia que no todos los metales pesados han sido detectados en las estaciones climáticas estudiadas, localizaciones de muestreo y en el sistema agua, suelo, raíz y tallos. Además, se observa que, en el agua analizada en verano, el mercurio se detecta en niveles altos en verano seguido de otro metal como el arsénico. Para el resto de elementos del sistema (suelo, raíz y tallo), se ha encontrado mayores concentraciones de Cd y Co en el Itambi. Tabla 18. Concentraciones promedio (en mg/kg) en las muestras de S. californicus Enero Marzo Mayo Enero Marzo Mayo Enero Marzo Mayo Julio Septiembre Noviembre Julio Septiembre Noviembre Julio Septiembre Noviembre Agua 0.002 0.009 0.006 0.002 0.002 0.001 Raiz 0.289 0.319 0.285 0.357 0.374 0.344 0.067 0.071 0.045 0.420 0.535 0.702 0.705 0.296 0.580 0.278 0.356 0.030 Suelo 0.502 0.834 0.683 1.403 1.737 1.451 0.057 0.086 0.071 0.178 0.217 0.324 0.744 0.668 0.455 0.125 0.456 0.284 Tallos 3.315 3.617 3.213 Raiz 0.537 0.613 0.420 0.890 1.117 0.757 0.237 0.273 0.200 Suelo 1.247 1.677 1.467 0.713 0.900 0.490 2.740 2.933 2.610 Raiz 4.900 4.110 4.627 Suelo 2.167 2.627 2.252 2.677 3.545 3.129 Tallos 3.217 3.557 3.133 Raiz 0.363 0.394 0.507 0.506 3.308 0.401 1.188 2.363 3.309 Suelo 1.763 2.357 3.157 2.160 2.373 3.266 1.678 2.783 3.425 Tallos 0.004 0.007 0.006 0.025 0.039 0.045 Agua 0.002 0.025 0.004 0.002 0.003 0.002 0.002 0.003 0.002 Raiz 0.072 0.085 0.059 0.091 0.143 0.063 0.024 0.029 0.032 0.013 0.016 0.024 0.025 0.067 0.009 0.024 0.050 0.066 Suelo 0.084 0.097 0.060 0.957 1.392 1.042 0.088 0.097 0.064 0.005 0.005 0.005 0.009 0.008 0.007 0.004 0.003 0.002 Tallos 0.026 0.032 0.057 0.012 0.015 0.019 0.007 0.006 0.006 Raiz 1.920 1.840 1.510 2.230 2.573 2.113 Suelo 2.357 2.857 2.467 1.703 2.020 1.857 3.970 4.287 2.637 Mercurio Níquel Metal Elemento Arsénico Cadmio Cobalto Cromo Invierno Verano Apangora Desaguadero Itambi Apangora Desaguadero Itambi
73 Para una mejor descripción de la presencia de los metales, se plantea categorizar los valores promedios en rangos para lo cual se ha utilizado la técnica de la acumulación de la raíz. Para las concentraciones de agua se ha empleado la gráfica de densidad estimada de Kernels para clasificarlas en rangos que presentan tres niveles como bajo, moderado y alto como se detalla a continuación: Rangos: [0 – 0.002 Débil [0.002 – 0.01 Moderado [0.01 – Más Alto Así mismo, para el resto del sistema agua-suelo raíz y tallo se ha empleado la gráfica de densidad estimada de Kernels para clasificarlas en rangos que presentan tres niveles como bajo, moderado y alto como se detalla debajo. Rangos: [0 – 1.25 Débil [1.25 – 3.0 Moderado [3.0 – Más Alto A continuación, se presentan los resultados donde se ha tomado la moda de la estratificación en rangos, en las que se observa que predominan los niveles bajos, seguidos de los moderados y con poca presencia de niveles altos sobre todo en verano. Tabla 19. Caracterización modal de los niveles de metales pesados (mg/kg) Metal Estación Sistema Apangora Desaguadero Itambi Mes 1 Mes 2 Mes 3 Mes 1 Mes 2 Mes 3 Mes 1 Mes 2 Mes 3 As Invierno Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Suelo Bajo Bajo Bajo Moderado Moderado Moderado Bajo Bajo Bajo Verano Agua Bajo Moderado Moderado Bajo Bajo Bajo Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Suelo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Tallo Alto Alto Alto Cd Invierno Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Suelo Bajo Moderado Moderado Bajo Bajo Bajo Moderado Moderado Moderado Co Invierno Raíz Alto Alto Alto Suelo Moderado Moderado Moderado Tallo Alto Alto Alto Verano Suelo Moderado Alto Alto Cr Verano Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Alto Bajo Bajo Moderado Alto Suelo Moderado Moderado Alto Moderado Moderado Alto Moderado Moderado Alto Tallo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Hg Invierno Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Suelo Bajo Bajo Bajo Bajo Moderado Bajo Bajo Bajo Bajo Verano Agua Bajo Alto Moderado Moderado Moderado Bajo Bajo Moderado Moderado Raíz Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Suelo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Tallo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Bajo Ni Invierno Raíz Moderado Moderado Moderado Moderado Moderado Moderado Suelo Moderado Moderado Moderado Moderado Moderado Moderado Alto Alto Moderado La Figura 43 ha sido elaborada con la técnica denominada Análisis Factorial de Correspondencias Múltiples cuya finalidad es poner en evidencia la asociación entre las categorías de las variables consideradas en función de las cercanías en el gráfico. De este modo:
80 En la siguiente Figura 51, se consideran las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) de cobalto en el suelo del Itambi en invierno y en el verano del Desaguadero. Se observa que en el Desaguadero(verano) son mayores que en Itambi(invierno). De esta forma, se han encontrado diferencias significativas en el Desaguadero con respecto a Itambi (p<0,05). Figura 51. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cobalto en el suelo (invierno-verano) Se observa en la Figura 52, las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) de cobalto que se encuentran en los tallos en la estación climática de invierno. Por tanto, no existen diferencias significativas en enero, marzo y mayo (p>0,05). Figura 52. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cobalto en los tallos (invierno)
81 ANALISIS DE CROMO (Cr) EN EL SISTEMA AGUA-SUELO-RAÍZ-TALLO En verano, el cromo se ha detectado únicamente en el suelo, raíz y tallo en la estación climática de verano. En la Figura 53, se representan las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) en el suelo en las tres localizaciones de estudio. Se ha detectado las concentraciones de cromo en similares niveles de contaminación a lo largo de los meses correspondientes a la estación de verano (D1, D2 y E1). Es preciso notar que hay un patrón de concentración creciente en los tres puntos de muestreo. No hay diferencias significativas en julio, septiembre y noviembre (p>0,05). Figura 53. Concentraciones promedio e I.C al 95% del cromo en el suelo (verano) En la Figura 54, se han representado las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) de cromo en las raíces, siendo mayor en el Desaguadero(septiembre), mientras que en el Itambi muestra una marcada tendencia creciente durante el verano; en todo caso, en Apangora se detecta en menor cantidad (p<0,05).
82 Figura 54. Concentraciones promedio e I.C al 95% de cromo en las raíces (verano) En la Figura 55, se han reflejado las concentraciones de cromo promedio e intervalos de confianza (IC95%) en los tallos de las totoras. Se ha cuantificado únicamente en verano en el Desaguadero e Itambi; en menores cantidades que en el suelo y raíces. Sin embargo, en el Desaguadero se manifiestan concentraciones menores que en el Itambi, donde los niveles de cromo son crecientes (p<0,05). Figura 55. Concentraciones promedio e I.C al 95% de cromo en los tallos (verano)
83 ANALISIS DE MERCURIO (Hg) EN EL SISTEMA AGUA-SUELO-RAÍZ-TALLO El mercurio se encuentra en el agua y en los tallos de S. californicus, aunque se ha detectado únicamente en verano. En cambio, en las raíces de las totoras y el suelo de las tres localizaciones estudiadas se encuentran tanto en invierno como verano. En la Figura 56, se encuentran las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) de las muestras de agua; el mercurio se observa concentraciones mínimas, sin embargo, ha sido mayor en Apangora, en especial, en el mes de septiembre, aunque en general se presenta en valores similares (p<0,05). Figura 56. Concentraciones promedio e I.C al 95% del mercurio en el agua (verano) Las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) del mercurio en el suelo se han expresado en la Figura 57. Se observa valores mayores en invierno que en verano, de hecho, se observan valores muy altos en el Desaguadero comparados con otras localizaciones de muestreo; en verano, las concentraciones son cercanas al cero. En consonancia, existen diferencias significativas en Desaguadero(invierno) con respecto a Apangora e Itambi en la misma estación (p<0,05).
84 Figura 57. Concentraciones promedio e I.C al 95% del mercurio en el suelo (invierno-verano) En la Figura 58, se encuentran las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) presentes en las raíces de Schoenoplectus californicus. Los mayores niveles en invierno se han observado tanto en Apangora como en el Desaguadero. No obstante, el Itambi muestra niveles similares que en verano en Apangora. Asimismo, el Desaguadero e Itambi muestran valores mayores que el Apangora, pero menores que los de invierno en Apangora y Desaguadero. Se puede concluir que hay diferencias significativas en el Desaguadero(invierno) con respecto a Apangora, Desaguadero y Itambi(verano) (p<0,05). Figura 58. Concentraciones promedio e I.C al 95% del mercurio en la raíz (invierno-verano)
85 En la Figura 59, se han representado las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) presentes en los tallos de las totoras. Se observa que en el Apangora existen concentraciones mayores que otras localizaciones de muestreo, aunque llama la atención la tendencia creciente que se da tanto en Apangora como en el Desaguadero. Por lo tanto, existen diferencias significativas en el Apangora - verano con respecto al Desaguadero y el Itambi-verano con una probabilidad de (p<0,05). Figura 59. Concentraciones promedio e I.C al 95% del mercurio en los tallos (verano) ANALISIS DE NÍQUEL (Ni) EN EL SISTEMA AGUA-SUELO-RAÍZ-TALLO El níquel se ha detectado únicamente en la raíz y el suelo de S. californicus de la estación climática de invierno. En la Figura 60, se encuentran las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) en la raíz; se detecta valores mayores en el Desaguadero que en el Apangora, más aún, en este último, se percibe una tendencia descendente en el tiempo. De este modo, las diferencias son significativas en el Apangora(invierno) con respecto al Desaguadero(invierno) (p<0,05).
86 Figura 60. Concentraciones promedio e I.C al 95% del níquel en la raíz (invierno) Las concentraciones promedio e intervalos de confianza (IC95%) del níquel en el suelo se encuentran en la Figura 61. Se detecta concentraciones mayores en Itambi con respecto a Apangora y el Desaguadero, por tanto existen diferencias significativas en Itambi al compararlo con Apangora y el Desaguadero (p<0,05)). Figura 61. Concentraciones promedio e I.C al 95% del níquel en el suelo (invierno)
87 Resultados del Factor de Bioconcentración: para cuantificar el Factor de Bioconcentración (BCF) en la raíz o en el tallo de S. californicus se ha empleado la relación de la concentración detectada en raíz o en el tallo respecto de la concentración detectada en suelo. Para la interpretación de los resultados obtenidos, se ha empleado lo siguiente: Menores a 1: Planta no acumuladora, excluyente Entre 1 a 10: Planta acumuladora Mayor a 10: Planta hiper-acumuladora A continuación, se presenta las tablas de valores promedio de BCF obtenidos en la raíz de las totoras con respecto a la estación climática, la localización y los meses de muestreo. Tabla 20. BCF promedio obtenido en la raíz de S. californicus Estación Localización de muestreo Metal Mes 1 Mes 2 Mes 3 Invierno Apangora D1 Arsénico 0.5784 0.3818 0.4181 Cadmio 0.4298 0.3676 0.2804 Mercurio 0.8529 0.8701 0.9856 Níquel 0.8180 0.6450 0.6130 Desaguadero E1 Arsénico 0.2547 0.2160 0.2373 Cadmio 1.2456 1.2408 1.5707 Mercurio 0.0956 0.1031 0.0603 Níquel 1.3090 1.2769 1.1392 Itambi D2 Arsénico 1.8798 0.8372 0.6364 Cadmio 0.0867 0.0944 0.0770 Cobalto 2.2888 1.5705 2.0565 Mercurio 0.2786 0.2991 0.5645 Verano Apangora D1 Arsénico 2.3644 2.4905 2.1679 Cromo 0.2067 0.1672 0.1609 Mercurio 3.2778 3.4451 4.8007 Desaguadero E1 Arsénico 0.9478 0.4445 1.2745 Cromo 0.2342 1.3953 0.1232 Mercurio 3.1234 8.9570 1.1731 Itambi D2 Arsénico 2.2382 0.7789 0.1048 Cromo 0.7095 0.8490 0.9661 Mercurio 6.4398 17.4558 28.4675 En la Figura 62, se encuentran los factores de bioconcentración (BCF) promedio e intervalos de confianza (IC95%) de arsénico en las raíces de las totoras. En verano hay una tendencia a valores entre
88 1 y 10, mientras que en invierno se develan valores inferiores a 1. Los valores más bajos se detectan en Apangora(invierno) y otra característica es la alta variabilidad en el Desaguadero en el mes de enero. Figura 62. .Factores de bioconcentración (BCF) de arsénico en la raíz de S. californicus (inviernoverano) En la Figura 63, se encuentran los factores de bioconcentración promedio e intervalos de confianza (IC95%) en las raíces de las muestras de los macrófitos en el caso del cadmio. Se ha obtenido valores solamente en el invierno en las tres localizaciones de muestreo. Además, se observa que en el Desaguadero hay una mayor cantidad de valores entre 1 y 10, seguido de Apangora, mientras que en el Itambi se presentan por debajo de 1.
89 Figura 63. Factores de bioconcentración (BCF) de cadmio en la raíz de S. californicus (invierno) En la Figura 64, se ha presentado los factores de bioconcentración promedio e intervalos de confianza (IC95%) en las raíces de S. californicus para el mercurio. Este metal ha estado presente en todos los meses y localizaciones de muestreo, obteniéndose un BCF en la raíz superior en verano, específicamente en el Itambi, donde supera el rango de 10 y en el resto de localizaciones se obtuvo valores entre 1 y 10 puntos. Durante invierno, el indicador se mantiene por debajo de 1.
96 Tabla 24. Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el río Itambi (verano, 2017). CALCULO DEL POTENCIAL DE RIESGO ECOLÓGICO DEL MEDIO AMBIENTE(ITAMBI) SUELO VERANO-ITAMBI Interpretación: Existe un Riesgo moderado Metales pesados (mg/kg) Concentración del metal en el sedimento Concentración referencial del metal a una profundidad de 1,5 m Concentración suelo/ Concentración referencial Factor de respuesta de toxicidad del metal Potencial de riesgo ecológico del medio ambiente Cromo 2,6189 0,4931 5,311093085 2 10,6222 Mercurio 0,003 0,00119 2,521008403 40 100,84 Arsénico 0,2883 0,1369 2,105916728 10 21,059 Cobalto --- -- --- -- -- TOTAL 132,52 5.11) Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el Desaguadero. Estación de climática: verano, 2017. Se ha realizado el cálculo del PERI empleando las concentraciones trimestrales promedio de los metales presentes en el suelo entre las concentraciones promedio del sedimento a una profundidad de 1,5 metros y se ha multiplicado con el factor de respuesta de toxicidad del metal. En el Desaguadero, el PERI es de 148(Ver Tabla 25), interpretado como un riesgo moderado.
97 Tabla 22. Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el Desaguadero (verano, 2017). CALCULO DEL POTENCIAL DE RIESGO ECOLÓGICO DEL MEDIO AMBIENTE(DESAGUADERO) SUELO VERANO-DESAGUADERO Interpretación: Existe Riesgo moderado Metales pesados (mg/kg) Concentración del metal en el suelo Concentración referencial del metal a una profundidad de 1,5 m Concentración suelo/ Concentración referencial Factor de respuesta de toxicidad del metal Potencial de riesgo ecológico del medio ambiente Cromo 2,6023 1,2581 2,068436531 2 4,1368 Mercurio 0,00782 0,00281 2,782918149 40 111,316 Arsénico 0,6204 0,2842 2,18296974 10 21,829 Cobalto 3,1203 1,492 2,091353887 5 10,4568 TOTAL 148 5.12) Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en la vertiente Apangora. Estación climática: invierno, 2018. Se ha realizado el cálculo del PERI con las concentraciones trimestrales promedio de los metales en el suelo entre las del sedimento (medición a 1,5 metros de profundidad), además, se ha multiplicado con el factor de respuesta de toxicidad del metal. El valor del PERI es de 131(Ver Tabla 26), determinándose que corresponde a un riego moderado:
98 Tabla 23. Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en la vertiente Apangora (invierno, 2018). CALCULO DEL POTENCIAL DE RIESGO ECOLÓGICO DEL MEDIO AMBIENTE(APANGORA) SUELO INVIERNO-APANGORA Interpretación: Existe Riesgo moderado Metales pesados (mg/kg) Concentración del metal en el suelo Concentración referencial del metal a una profundidad de 1,5 m Concentración suelo/ Concentración referencial Factor de respuesta de toxicidad del metal Potencial de riesgo ecológico del medio ambiente Níquel 2,596 1,539 1,668 5 8,340 Cadmio 1,4633 0,891 1,608 30 48,249 Mercurio 0,0803 0,057 1,421 40 56,842 Arsénico 0,6729 0,374 1,797 10 17,968 TOTAL 131 5.12) Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el río Itambi. Estación climática: invierno, 2018. Se ha realizado el cálculo del Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) usando las concentraciones trimestrales promedio de los metales en el suelo entre las concentraciones promedio del sedimento (profundidad de 1,5 metros) por el factor de respuesta de toxicidad del metal. El total fue de 180(Ver Tabla 27), lo que corresponde a un riego considerable:
99 Tabla 24. Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el río Itambi (invierno 2018). CALCULO DEL POTENCIAL DE RIESGO ECOLÓGICO DEL MEDIO AMBIENTE( ITAMBI) SUELO INVIERNO-ITAMBI Interpretación: Existe Riesgo considerable Metales pesados (mg/kg) Concentración del metal en el suelo Concentración referencial del metal a una profundidad de 1,5 m Concentración suelo/ Concentración referencial Factor de respuesta de toxicidad del metal Potencial de riesgo ecológico del medio ambiente Níquel 3,6311 1,661 2,190 5 10,948 Cadmio 2,7611 1,548 1,778 30 53,353 Mercurio 0,0827 0,047 1,830 40 73,191 Arsénico 0,0711 0,018 4,000 10 40,000 Cobalto 2,3484 1,302 0,554 5 2,768 TOTAL 180 5.12) Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el río Desaguadero. Estación climática: invierno, 2018. El cálculo del Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) se ha llevado a cabo mediante las concentraciones trimestrales promedio de los metales en el suelo entre las concentraciones promedio del sedimento (1,5 metros de profundidad); posteriormente, se ha multiplicado con el factor de respuesta de toxicidad del metal. El valor del PERI es de 186(Ver Tabla 28),, que se interpreta como un riego considerable:
100 Tabla 25. Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) en el Desaguadero (invierno, 2018). CALCULO DEL POTENCIAL DE RIESGO ECOLÓGICO DEL MEDIO AMBIENTE( DESAGUADERO) SUELO INVIERNO-DESAGUADERO Interpretación: Existe Riesgo considerable Metales pesados (mg/kg) Concentración del metal en el suelo Concentración referencial del metal a una profundidad de 1,5 m Concentración suelo/ Concentración referencial Factor de respuesta de toxicidad del metal Potencial de riesgo ecológico del medio ambiente Níquel 1,8600 0,8574 2,2160 5 11,080 Cadmio 0,7011 0,3591 2,0607 30 61,821 Mercurio 1,1303 0,495 2,2707 40 90,828 Arsénico 1,5303 0,636 2,2170 10 22,170 TOTAL 186
101 6. DISCUSIONES
102 6.1) Arsénico Al revisar el comportamiento del arsénico en el metabolismo de las plantas, las raíces constituyen el primer elemento en estar expuesto a éste y durante una mayor cantidad de tiempo (Finnegan & Chen, 2012b). En este estudio, el metaloide se ha presentado en las raíces de las muestras tomadas de las tres vertientes del lago (Apangora, Itambi y Desaguadero), en especial, en los meses de julio, septiembre y noviembre (Tabla 7). Esto corresponde con la época de lluvias en el lago San Pablo y podría indicar que los metales pesados son transportados en los sedimentos durante la misma (Bundschuh et al., 2005b). En la literatura se ha demostrado que solamente el 10 al 15 % del arsénico se encuentra en los tallos de las especies vegetales (Pickering et al., 2012), además, se han encontrado estudios experimentales sobre Schoenoplectus californicus que demuestran que sus raíces y rizomas acumulan más arsénico que los tallos (Afrous, Manshouri, Liaghat, Pazira, & Sedghi, 2011; Stewart & Janin, 2015). En esta investigación la concentración de arsénico en las raíces de S. californicus fue mayor que en los tallos (Tabla 7-11, Tabla 8-12). La translocación disminuida de arsénico en las raíces a los tallos puede explicarse por la secuencia de tres pasos: la rápida reducción del arsenato en arsenito, la formación de complejos con tioles y su secuestro en las vacuolas de las raíces (F. J. Zhao, Ma, Meharg, & McGrath, 2009). Asimismo, existen factores que influyen en la concentración de arsénico en las raíces como: la presencia de fosfato, con el que comparte el mismo mecanismo de transporte (F. J. Zhao et al., 2009) (los transportadores presentan mayor afinidad por el fosfato y las plantas adquieren resistencia al arsénico al suprimir el sistema de absorción de alta afinidad fosfato/arsénico en la membrana plasmática de las raíces (Meharg & Hartley-Whitaker, 2002)), la especiación del metaloide y su efecto en el mecanismo de acumulación y translocación (Mishra, Mattusch, & Wennrich, 2017), la quelación del arsenito por medio de las fitoquelatinas y su secuestro en las vacuolas de las raíces (Y. Chen et al., 2017); en contraste, la microbiota de la rizosfera puede fomentar la translocación de las raíces a los tallos por medio de la conversión en su forma orgánica, estado en el que su movilización es más eficiente (Punshon et al., 2017). Al observar los valores correspondientes al Factor de Bioconcentración(Tabla 20) en las raíces (BCF(raíz-invierno)) de las totoras de los tres cuerpos de agua analizados en los meses de invierno (0.4594 (Apangora), 1.1178 (Itambi) y 0.2360 (Desaguadero)), se puede concluir que existe tolerancia o exclusión al As al mantenerlo inmovilizado en el sistema de las raíces (Kocí, Ruml, Dao, & Duc, 2016). No obstante, en verano el BCF(raíz-verano) corresponde a valores mayores a la unidad, exceptuando al Desaguadero (2.3409 (Apangora), 1.0406 (Itambi) y 0.8893 (Desaguadero)),
103 lo cual demuestra que S. californicus presenta una mayor capacidad de acumulación y adecuación para actuar como fitoextractora de metales (Oliveira, 2012a) en esta estación. Además, en la parte aérea de las totoras tomadas del Desaguadero se ha calculado un BCF(tallo-verano) de 5.6577 (Tabla 21) y, a pesar de no poder obtener el Factor de Translocación (TF) en invierno por presentarse concentraciones de As menores al límite de detección, se ha estimado que el valor de este indicador en verano es de 7.4933 en el Desaguadero (Tabla 22); esto indica una translocación efectiva del metal de las raíces a los tallos en esta localización (Eid & Shaltout, 2016). No obstante, en verano, el pH del agua del Desaguadero ha alcanzado un valor promedio de 7.88, más alcalino que el encontrado en invierno (Tabla 13), medio en el que la absorción del arsénico es menor, puesto que sostienen una relación inversamente proporcional (Tu & Ma, 2003a). También, se ha estudiado que el arseniato diácido constituye la principal forma de presentación del As en un pH menor a 6.9, mientras que, con un pH mayor, prevalece el arseniato monoácido (Tu & Ma, 2003a), forma en la que el metaloide es más soluble en el agua (Lillo, n.d.) y podría aclarar estos resultados. Por otro lado, se ha buscado una explicación tomando en consideración el valor de conductividad obtenido en el verano (0.79) frente al del invierno (0.59), atendiendo al hecho de que el arsénico total presente en el agua se correlaciona con la conductividad eléctrica, entre otros factores (Zandsalimi, Karimi, & Kohandel, 2011). Igualmente, existe un estudio que demuestra que una temperatura mayor tanto en el agua como en el aire podría acelerar la velocidad de metilación del arsénico al promover las actividades enzimáticas o microbianas (Zhai et al., 2017), como se ha observado en la estación de verano (Tabla 17). Las concentraciones de arsénico son mayores en el suelo del Apangora en comparación con el Itambi y Desaguadero, en especial, en los meses correspondientes al invierno (Tabla 10) al igual que lo encontrado en otro estudio (Biswas, Biswas, & Santra, 2014). Por otra parte, en el efluente Desaguadero, se ha detectado concentraciones arsénico en el tallo de los macrófitos durante inverno y verano (Tabla 8-12), mientras que en el Apangora e Itambi se ha mantenido bajo los límites de detección (Tabla 8-12). Por una parte, existe una influencia estacional (Yabanlı, Yozukmaz, & Sel, 2014) caracterizada por la época seca del verano o de maduración (Neubauer, Plaza De Los Reyes, Pozo, Villamar, & Vidal, 2012) en la que no se produce absorción de nutrientes (crecimiento) y en la que usualmente se cosecha la totora (MacÍa & Balslev, 2000). Además, se debe considerar que las temperaturas más cálidas en el suelo aumentan la biodisponibilidad de las plantas al incrementar la disolución reductiva de los minerales de hierro que contienen arsénico (R. Neumann, Seyfferth, Teshera-Levye, & Ellingson, 2017) como el óxido
104 de hierro (Smedley & Kinniburgh, n.d.) en suelos húmedos de lagos contaminados por actividades antropogénicas (Jackson & Bistricki, 1995). Por otra parte, en el Desaguadero, se han encontrado concentraciones de As en invierno en las dos partes estructurales de las totoras, un efecto que podría explicarse por su presencia mayor en el suelo donde crecen (Tabla 16). En condiciones experimentales, se ha determinado que en suelos con pH 5 (Bagga & Peterson, 2001) y agua con pH 6.5 (Tu & Ma, 2003b), se absorben concentraciones mayores de arsénico. No obstante, a pH < 8, el arsenito permanece predominantemente como molécula neutral no disociada con lo que puede absorberse más fácilmente por las raíces de las plantas acuáticas (F. J. Zhao et al., 2009). En los cuerpos de agua, se ha encontrado arsénico en el Apangora y en el Itambi con valores promedio en verano de 0,0053± 0,0035 mg/L y 0,0013±0,0005 mg/L (Tabla 5), respectivamente, no obstante, no se ha detectado en invierno (Tabla 9). La eutrofización facilita la actividad biológica en el agua de los lagos, lo cual tiene un efecto significativo en el ciclo del arsénico en los medios acuáticos (Hasegawa et al., 2010). En un estudio llevado a cabo en 18 lagos de Japón se determinó que en verano se genera una mayor cantidad de compuestos organoarsenicales (30-60%), principalmente, metilados y en fracciones lábiles a la luz ultravioleta (Hasegawa et al., 2010). En un lago eutrófico débil-moderado como lo es el San Pablo (Terneus, 2014), se debe considerar esta condición. Los criterios de calidad para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulces emitidos por el Ministerio de Ambiente de Ecuador (MAE) en el 2015 determinan que la cantidad de arsénico admisible es de 0.05 mg/L (Tapia Núñez, 2015), un límite mayor que lo encontrado en las muestras de agua recolectadas en los puntos de estudio (Tabla 5-9). 6.2) Cadmio El mecanismo de acumulación del cadmio no se conoce con precisión, no obstante, se conoce que podría compartir el sistema de absorción del zinc (un catión divalente esencial como micronutriente), puesto que es un análogo químico y las plantas no pueden diferenciar estos iones (Kirkham, 2006a).
105 En esta investigación, la presencia de cadmio en los meses de verano es nula en el suelo, agua, tallo y raíz de las totoras (Tabla 5-6-7-8), no así en las muestras de suelo tomadas en invierno en las tres localizaciones en estudio donde la concentración promedio máxima se presentó en el Itambi con un valor de 2,7611±0,1627 mg/kg (Tabla 10). De la misma forma, se han detectado sus concentraciones en la raíz de las totoras que crecen en las tres vertientes (Desaguadero > Apangora > Itambi) al igual que lo encontrado en un estudio sobre la capacidad de acumulación de cadmio de S. californicus en condiciones experimentales en el que se observó una mayor acumulación del metal en las raíces con tratamientos con 1.5 ppm y 2.0 ppm (Fern & Padilla, 2013). Gran parte de las plantas acuáticas acumulan cadmio en las raíces (Y. He, Rui, Chen, Chen, & Shen, 2016) y existe un modelo con los mecanismos de acumulación de este metal entre los que se incluye la absorción de este en las raíces, su carga en los xilemas de las raíces, su descarga en los xilemas de las hojas, la detoxificación por quelación y su secuestro en las vacuolas de las raíces (Verbruggen, Juraniec, Baliardini, & Meyer, 2013). La acumulación de cadmio por las plantas desde el suelo depende de su concentración, su biodisponibilidad, el tipo de suelo, puesto que la fracción disponible del mismo disminuye con el incremento del contenido de materia orgánica y arcilla, y el pH (M. A. Khan, Khan, Khan, & Alam, 2017); la literatura ha confirmado que el pH del suelo es el factor más importante para su absorción (en un medio ácido, se favorece su acumulación) (Kirkham, 2006a). En el análisis químico realizado, se han detectado concentraciones de cadmio en el suelo del Apangora, Itambi y Desaguadero con un máximo de 1,4633±0,2150 mg/kg (promedio trimestral en invierno) en el primero (Tabla 10). En el lago Nahuel Rucá de Argentina, similar al San Pablo por su grado de eutrofización (Stutz, Tonello, González, Navarro, & Fontana, 2005), las concentraciones totales de cadmio en los sedimentos variaron entre 0.1700±0.0200 mg/kg y 0.2000 mg/kg±0.0300 (Chiodi-Boudet, Escalante, Von-Haeften, Moreno, & Gerpe, 2011). Por otra parte, en el agua, no se han detectado concentraciones de agua; el límite de cadmio en aguas dulces establecido en 0.001 mg/L por el MAE (Tapia Núñez, 2015). La concentración máxima de cadmio en las plantas, en ausencia de contaminación, es de 0.20 mg/kg (Kirkham, 2006a). Una planta hiperacumuladora puede contener 100 mg/kg de cadmio en sus tejidos, a diferencia de los 0.1 mg/kg de las especies no acumuladoras, y existen mayores concentraciones en los tallos que en las raíces (Kirkham, 2006b), característica que no se ha podido observar en las muestras tomadas de S. californicus en el lago San con un máximo de
112 enero, marzo y mayo se han cuantificado las concentraciones de este metal en las raíces de S. californicus pertenecientes al Apangora y Desaguadero (Tabla 11) y no se han detectado concentraciones en los tallos (Tabla 8-12). En los lagos Villarrica y Pellaifa de Chile, la concentración promedio de níquel en las raíces fue de 12.3 mg/kg y en los tallos de 9.2 mg/kg (Figueroa, 2004), menor que lo encontrado en este estudio (Tabla 10). Es importante recalcar que el níquel, a diferencia de otros metales pesados como el cadmio o el plomo en los que la endodermis limita su distribución hacia el cilindro central de la planta, puede ser translocado fácilmente y llegar a las zonas aéreas de las especies acumuladoras (Yusuf et al., 2011). La disponibilidad de este metal depende de factores como el pH del suelo, los potenciales rédox, la cantidad de materia orgánica y la temperatura (S. He et al., 2012). Solamente en invierno, se ha cuantificado la presencia de este metal pesado con valores trimestrales promedio de 2,596±0,2615 mg/kg (D1), 3,6311±0,8756 mg/kg (D2) y 1,8600±0,1584 mg/kg (D3) (Tabla 10). En el análisis de nueve lagos de Argentina, la concentración promedio fue significativamente mayor (37.3mg/kg) (Andrea Rizzo et al., 2010). La concentración permitida por el MAE en el agua dulce es de 0.025 mg/L (Tapia Núñez, 2015), aunque se ha determinado que en los lagos su concentración suele ser de 0.5 a 6.0 µg/L (Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2006). En el lago San Pablo no se ha podido detectar su presencia en este medio (Tabla 5-9). El BCF(raíz-invierno) del níquel es > 1 en el Desaguadero, a diferencia de la vertiente Apangora (Tabla 20) con concentraciones promedio en el suelo de 1,8600±0,1584 mg/kg y 2,596±0,2615 mg/kg, respectivamente (Tabla 10); esto indica una mayor tolerancia a la presencia del metal en el suelo (Kara, 2010). En un estudio sobre el macrófito acuático Typha latifolia, este indicador se presentó en un valor de 2.77 en las raíces con concentraciones en suelo de 31.6 mg/kg (Parzych, Cymer, & Macheta, 2016).
113 6.7) Potencial de Riesgo Ecológico (PERI) de los metales pesados (Er) y del medioambiente (ERi). El potencial de riesgo ecológico (PERI) considera cuatro elementos: su valor incrementa a medida que lo hace la contaminación en los sedimentos y el número creciente de contaminantes, además, del hecho de que las sustancias demuestran diferentes niveles de riesgo toxicológico y el agua puede presentar sensibilidad distinta a las sustancias presentes (Fiori et al., 2013). En el Apangora, en verano, el potencial de riesgo ecológico (PERI) de los metales pesados se ha obtenido en el orden de Cr < Hg < As, mientras que en invierno es el siguiente Ni < As < Cd < Hg. En sgundo lugar, en el Itambi, el PERI(verano) se ha presentado de la siguiente forma: Cr < Hg < As, en invierno ha sido así: Co < Ni < Cd < As < Hg. Por último, en el Desaguadero(verano), se ha establecido en el orden de Cr < Co < Hg < As, pero en invierno es: Ni < As < Cd < Hg. Al apreciar los potenciales de riesgo ecológico de los metales pesados en los tres cuerpos de agua analizados en el lago San Pablo, se puede observar que en verano el As y el Hg muestran riesgos ecológicos fuertes (Liu, Yang, Chen, Liu, & Wang, 2016); en invierno, se presenta el mismo orden, no obstante, en el Desaguadero, también el Cd ha demostrado riesgo considerable. Los valores obtenidos en este estudio para el potencial de riesgo ecológico del medioambiente oscilan entre 98.2 y 148 en el verano (riesgo bajo y moderado) y entre 131 y 186 en invierno (riesgo moderado y considerable) (Cao, Wang, Li, Wei, & Yang, 2018). Los metales que más contribuyeron a los índices de respuesta de toxicidad de los elementos estudiados (Guo, Liu, Liu, & Li, 2010), se evidencian al apreciar los valores máximos encontrados que corresponden al Hg(verano-invierno) y As(verano).
114 7. CONCLUSIONES
115 En esta investigación se ha cuantificado las concentraciones de metales pesados en muestras de Schoenoplectus californicus en las zonas bentónicas del lago San Pablo, Imbabura (Ecuador) durante dos estaciones climáticas (verano e invierno). Se ha podido observar que los metales pesados no han sido detectados con la misma distribución en las estaciones climáticas estudiadas, localizaciones de muestreo y en los componentes del sistema agua, suelo, raíz y tallos. En forma general, se puede decir que únicamente el mercurio se ha detectado en niveles altos en verano seguido del arsénico en las muestras de agua analizadas en esta estación. Para el resto de elementos del sistema (suelo, raíz y tallo), se ha encontrado mayores concentraciones de cadmio y cobalto, en especial en el Itambi. Al analizar los valores del factor de bioconcentración en las raíces y tallos de Schoenoplectus californicus, se ha podido determinar que no es un macrófito con capacidad para acumular grandes cantidades de metales pesados (hiper-acumuladora), no obstante, ha demostrado que es una planta acumuladora o excluyente en niveles variables y de acuerdo a la estación (a excepción del BCF(tallos) > 10 del mercurio en el Itambi). Por otro lado, el factor de translocación en este estudio, como medida de los mecanismos de defensa de las especies vegetales, indica que las totoras tienden a restringir los contaminantes inorgánicos en las raíces y que, con valores generales de BCF > 1 y TF < 1, se podría considerar su uso para la fitoestabilización de metales pesados. Con respecto al potencial de riesgo ecológico del medioambiente, los valores obtenidos en este estudio se encuentran entre 98.2 y 148 en verano (riesgo bajo y moderado) y entre 131 y 186 en invierno (riesgo moderado y considerable) (Cao, Wang, Li, Wei, & Yang, 2018). El Hg(veranoinvierno) y As(verano) son los metales que más favorecen a los índices de respuesta de toxicidad de los elementos estudiados en el lago San Pablo. Finalmente se puede concluir que la cuantificación de estos metales en la magnitud en la que se ha hecho, refleja la combustión de biomasa residual de los cultivos, la presencia de florícolas, la actividad antropogénica (cultivos de hortalizas, vegetales, etc.), el mal manejo de los desechos domésticos y residuos industriales, la descarga directa de aguas servidas en el lago, la ausencia de funcionamiento de las plantas de tratamiento de agua, el consumo directo del agua y la regulación insuficiente de los organismos de control y gestión ambiental locales.
116 7. REFERENCIAS
117 Adhikari, A. R., Acharya, K., Shanahan, S. A., & Zhou, X. (2011). Removal of nutrients and metals by constructed and naturally created wetlands in the Las Vegas Valley, Nevada. Environmental Monitoring and Assessment, 180(1–4), 97–113. http://doi.org/10.1007/s10661-010-1775-y Afrous, A., Manshouri, M., Liaghat, A., Pazira, E., & Sedghi, H. (2011). Mercury and arsenic accumulation by three species of aquatic plants in Dezful, Iran. African Journal of Agricultural Research, 6(24), 5391–5397. http://doi.org/10.5897/AJAR10.818 Agency for Toxic Substances and Disease Registry. (2004). PUBLIC HEALTH STATEMENT Cobalt. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Retrieved from https://www.atsdr.cdc.gov/ToxProfiles/tp33-c1-b.pdf Agency for Toxic Substances and Disease Registry. (2006). TOXICOLOGICAL PROFILE FOR NICKEL. Atlanta. Retrieved from https://www.atsdr.cdc.gov/ToxProfiles/tp15-c6.pdf Aguilar, L. E. F., & Sagástegui, S. E. P. (2014). Capacidad acumuladora de cadmio en raíces de Scirpus californicus expuestas a diferentes concentraciones de nitrato de cadmio en condiciones de laboratorio. Revista REBIOLEST, 1(2), 14–22. Retrieved from http://revistas.unitru.edu.pe/index.php/ECCBB/article/view/472 Ahmad, M. S. A., & Ashraf, M. (2012). Essential Roles and Hazardous Effects of Nickel in Plants. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 214, 125–167. http://doi.org/10.1007/978-1-4614-0668-6_6 Alanoca, L., Amouroux, D., Monperrus, M., Tessier, E., Goni, M., Guyoneaud, R., … Point, D. (2016). Diurnal variability and biogeochemical reactivity of mercury species in an extreme high-altitude lake ecosystem of the Bolivian Altiplano. Environmental Science and Pollution Research, 23(7), 6919–6933. http://doi.org/10.1007/s11356-015-5917-1 Alarcón, M., Núñez, O., Melgoza, A., Royo, M., & Almeida, F. (2008). Potential use of sedges (Cyperaceae) in arsenic phytoremediation, 649–655. http://doi.org/10.1201/b11334-85 Ali, H., Khan, E., & Sajad, M. A. (2013). Phytoremediation of heavy metals—Concepts and applications. Chemosphere, 91(7), 869–881. http://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2013.01.075 Alves, L. Q., de Jesus, R. M., de Almeida, A.-A. F., Souza, V. L., & Mangabeira, P. A. O. (2014). Effects of lead on anatomy, ultrastructure and concentration of nutrients in plants Oxycaryum cubense (Poep. & Kunth) Palla: a species with phytoremediator potential in contaminated watersheds. Environmental Science and Pollution Research, 21(10), 6558–6570. http://doi.org/10.1007/s11356-014-2549-9 Andráš, P., Turisová, I., Buccheri, G., Xavier De Matos, J. M., & Dirner, V. (2016). Comparison of heavy-metal bioaccumulation properties in Pinus sp. and Quercus sp. in selected European Cu deposits. Web Ecol, 16, 81–87. http://doi.org/10.5194/we-16-81-2016 Arche, A. (2010). . Madrid: Editorial
118 CSIC Consejo Superior de Investigaciones Científicas. Retrieved from https://books.google.es/books?id=fu2PfR- jCCsC&pg=PA321&dq=sedimentos+lagos&hl=es&sa=X&ved=0ahUKEwiW5sKwvuPSAhW By7wKHY5ZBXwQ6AEIPTAG#v=onepage&q=sedimentos lagos&f=true Arreghini, S., De Cano, L., De Lorio, A., Rendina, A., & Bonetto, C. (2001). Effects of zinc on the growth of bulrush (Schoenoplectus californicus) and its distribution between different sediment fractions. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 67(2), 264–270. http://doi.org/10.1007/s001280119 Ashraf, U., Kanu, A. S., Deng, Q., Mo, Z., Pan, S., Tian, H., & Tang, X. (2017). Lead (Pb) Toxicity; Physio-Biochemical Mechanisms, Grain Yield, Quality, and Pb Distribution Proportions in Scented Rice. Frontiers in Plant Science, 8, 259. http://doi.org/10.3389/fpls.2017.00259 Atwater, B. F., & Hedel, C. W. (1976). Distribution of seed plants with respect to tide levels and water salinity in the natural tidal marshes of the northern San Francisco Bay Estuary, California. California. Retrieved from https://pubs.usgs.gov/of/1976/0389/report.pdf Ayala, J., Nieto, C., Santana, C., Urbón, A., & Gracia, R. (2000). Intoxicación oral accidental por mercurocromo. Anales de Pediatría, 53(5), 479–481. http://doi.org/10.1016/S1695- 4033(00)78632-2 Azevedo, R., & Rodriguez, E. (2012). Phytotoxicity of Mercury in Plants: A Review. Journal of Botany, 2012, 1–6. http://doi.org/10.1155/2012/848614 Babula, P., Adam, V., Opatrilova, R., Zehnalek, J., Havel, L., & Kizek, R. (2008). Uncommon heavy metals, metalloids and their plant toxicity: a review. Environmental Chemistry Letters, 6(4), 189–213. http://doi.org/10.1007/s10311-008-0159-9 Bagga, D. K., & Peterson, S. (2001). Phytoremediation of arsenic-contaminated soil as affected by the chelating agent CDTA and different levels of soil pH. Remediation Journal, 12(1), 77–85. http://doi.org/10.1002/rem.1027 Baker, A. J. M. (1981). Accumulators and excluders ‐strategies in the response of plants to heavy metals. Journal of Plant Nutrition, 3(1–4), 643–654. http://doi.org/10.1080/01904168109362867 Banack, S. A., Rondón, X., & Díaz-Huamanchumo, W. (2004). Indigenous Cultivation and Conservation of Totora (Schoenoplectus californicus, Cyperaceae) in Peru. EBSCO, 58(1), 11– 20. Retrieved from http://web.a.ebscohost.com/abstract?direct=true&profile=ehost&scope=site&authtype=crawler &jrnl=00130001&AN=13853257&h=2Tco1a4K2qePZuYhicZU2a6DA4CIG45SR2Hfpgekui ZtBkCXgXfJ3JibHQhsdsED%2BQ4E5ejnJjGgCLCAlHdDcA%3D%3D&crl=c&resultNs=Ad
119 minWebAuth&resultLocal=Er Barney, K., Cornish, A., & Palza, K. (n.d.). Economic Benefits of Wetlands versus Water Treatment Plants When Reducing Metals. Texas. Retrieved from http://www.baylor.edu/content/services/document.php/149874.pdf Barton, L. L., & Fauque, G. D. (2009). Chapter 2 Biochemistry, Physiology and Biotechnology of Sulfate‐Reducing Bacteria. Elsevier, 68, 41–98. http://doi.org/10.1016/S0065- 2164(09)01202-7 Baruthio, F. (1992). Toxic effects of chromium and its compounds. Biological Trace Element Research, 32, 145–53. Retrieved from http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/1375051 Bassi, M., Corradi, M., & Favali, M. (1990). Effects of Chromium in Freshwater Algae and Macrophytes. In Plants for Toxicity Assessment (pp. 204-204–21). 100 Barr Harbor Drive, PO Box C700, West Conshohocken, PA 19428-2959: ASTM International. http://doi.org/10.1520/STP19065S Biswas, A., Biswas, S., & Santra, S. C. (2014). Arsenic in irrigated water, soil, and rice: perspective of the cropping seasons. Paddy and Water Environment, 12(4), 407–412. http://doi.org/10.1007/s10333-013-0396-9 Boening, D. W. (2000). Ecological effects, transport, and fate of mercury: a general review. Chemosphere, 40(12), 1335–1351. http://doi.org/10.1016/S0045-6535(99)00283-0 Brix, K. V., Schlekat, C. E., & Garman, E. R. (2017). The mechanisms of nickel toxicity in aquatic environments: an adverse outcome pathway analysis. Environmental Toxicology and Chemistry. http://doi.org/10.1002/etc.3706 Brooks, R. R., Reeves, R. D., Morrison, R. S., & Malaisse, F. (1980). HYPERACCUMULATION OF COPPER AND COBALT — A REVIEW. Bulletin de La Société Royale de Botanique de Belgique / Bulletin van de Koninklijke Belgische Botanische Vereniging. Royal Botanical Society of Belgium. http://doi.org/10.2307/20793840 Bundschuh, J., Ramos, O., Quintanilla, J., Persson, K. M., Bengtsson, L., & Berndtsson’, R. (2005a). HEAVY METALS IN AQUATIC PLANTS AND THEIR RELATIONSHIP TO CONCENTRATIONS IN SURFACE WATER, GROUNDWATER AND SEDIMENTS - A CASE STUDY OF POOPÓ BASIN, BOLIVIA. Revista Boliviana de Química, 22(1), 11–18. Retrieved from http://www.scielo.org.bo/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0250- 54602005000100002 Bundschuh, J., Ramos, O., Quintanilla, J., Persson, K. M., Bengtsson, L., & Berndtsson’, R. (2005b). HEAVY METALS IN AQUATIC PLANTS AND THEIR RELATIONSHIP TO CONCENTRATIONS IN SURFACE WATER, GROUNDWATER AND SEDIMENTS - A CASE STUDY OF POOPÓ BASIN, BOLIVIA. Revista Boliviana de Química, 22(1), 11–18.
120 Retrieved from http://www.scielo.org.bo/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0250- 54602005000100002 Casallas, J. E., & Gunkel, G. (2001). Algunos aspectos limnológicos de un lago altoandino: el lago San Pablo, Ecuador. Asociación Española de Limnología, 215–232. Retrieved from http://www.limnetica.com/Limnetica/Limne20/L20b215_Limnologia_lago_San_Pablo_Ecuad or.pdf Cefalu, W. T., & Hu, F. B. (2004). Role of Chromium in Human Health and in Diabetes. Diabetes Care, 27(11). Retrieved from http://care.diabetesjournals.org/content/27/11/2741 Cempel, M., & Nikel, G. (2006). Nickel: A Review of Its Sources and Environmental Toxicology. Polish J. of Environ. Stud. , 15(3), 375–382. Retrieved from http://www.nickeltest.com/download/375-382.pdf Center of Disease Control. (2004). TOXICOLOGICAL PROFILE FOR COBALT. CDC. Retrieved from https://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/tp33.pdf Cevallos, M. P. (2011). PLAN DE DESARROLLO Y ORDENAMIENTO TERRITORIAL DE LA PARROQUIA San Rafael de la Laguna. Otavalo. Retrieved from http://www.sanrafaeldelalaguna.gob.ec/pdot.pdf Cevallos, M. P. (2015a). ACTUALIZACIÓN DEL PLAN DE DESARROLLO Y ORDENAMIENTO TERRITORIAL DE LA PARROQUIA EUGENIO ESPEJO 2015 – 2019. Otavalo. Retrieved from http://app.sni.gob.ec/snilink/sni/PORTAL_SNI/data_sigad_plus/sigadplusdocumentofinal/1060013670001_PDOT EUGENIO ESPEJO_30-10-2015_12-46-42.pdf Cevallos, M. P. (2015b). PLAN DE DESARROLLO Y ORDENAMIENTO TERRITORIAL DE LA PARROQUIA GONZALEZ SUAREZ 2015 - 2019. Otavalo. Retrieved from http://app.sni.gob.ec/snilink/sni/PORTAL_SNI/data_sigad_plus/sigadplusdocumentofinal/1060015370001_PDOT GONZALEZ SUEREZ_30-10-2015_11-25-27.pdf Cevallos, M. P. (2015c). PLAN DE DESARROLLO Y ORDENAMIENTO TERRITORIAL DE LA PARROQUIA SAN PABLO. San Pablo. Retrieved from http://app.sni.gob.ec/snilink/sni/PORTAL_SNI/data_sigad_plus/sigadplusdocumentofinal/1060014720001_PDOT SAN PABLO_27-10-2015_11-33-45.pdf Chandra, P., & Kulshreshtha, K. (2004). Chromium accumulation and toxicity in aquatic vascular plants. BioMedSearch, 70(3). Retrieved from http://www.biomedsearch.com/article/Chromium-accumulation-toxicity-in- aquatic/125069465.html Chen, C., Huang, D., & Liu, J. (2009). Functions and Toxicity of Nickel in Plants: Recent Advances
121 and Future Prospects. CLEAN - Soil, Air, Water, 37(4–5), 304–313. http://doi.org/10.1002/clen.200800199 Chen, Y., Han, Y.-H., Cao, Y., Zhu, Y.-G., Rathinasabapathi, B., & Ma, L. Q. (2017). Arsenic Transport in Rice and Biological Solutions to Reduce Arsenic Risk from Rice. Frontiers in Plant Science, 8, 268. http://doi.org/10.3389/fpls.2017.00268 Chester, E., Wofford, E., Estes, D., & Bailey, C. (2009). A fifth checklist of Tennessee vascular plants (1st Ed.). Texas: BRIT Press. Retrieved from https://books.google.es/books?id=xh- NE2dRdNsC&pg=PA15&dq=Schoenoplectus+californicus+or+Scirpus&hl=es&sa=X&ved=0 ahUKEwiN8OL4-d7SAhUJ7iYKHRTPBpUQ6AEIMTAD#v=onepage&q=Schoenoplectus californicus or Scirpus&f=false Chimera, C. (2016). TAXON: Schoenoplectus californicus (C. A. Mey.) Sojak. Retrieved from http://plantpono.org/files/Schoenoplectus californicus.pdf Chiodi-Boudet, L., Escalante, A., Von-Haeften, G., Moreno, V., & Gerpe, M. (2011). Assessment of Heavy Metal Accumulation in Two Aquatic Macrophytes: a Field Study. Journal of the Brazilian Society of Ecotoxicology, 6(1), 57–64. http://doi.org/10.5132/jbse.2011.01.009 Chiodi, L., Escalante, A., Von, G., Moreno, V., & Gerpe, M. (2011). Assessment of Heavy Metal Accumulation in Two Aquatic Macrophytes: a Field Study. Journal of the Brazilian Society of Ecotoxicology, 6(1), 57–64. http://doi.org/10.5132/jbse.2011.01.009 Chorom, M., Parnian, A., & Jaafarzadeh, N. (2012). Nickel Removal by the Aquatic Plant (Ceratophyllum Demersum L.). International Journal of Environmental Science and Development, 3(4). Retrieved from http://www.ijesd.org/papers/250-CD0060.pdf Chung, J.-Y., Yu, S.-D., & Hong, Y.-S. (2014). Environmental source of arsenic exposure. Journal of Preventive Medicine and Public Health = Yebang Uihakhoe Chi, 47(5), 253–7. http://doi.org/10.3961/jpmph.14.036 Contreras, A. (1997). (1a Ed.). México: Las prensa de ciencias. Retrieved from https://books.google.es/books?id=HeMLbh9cKXIC&pg=PA104&dq=carbonatos+sedimentaci ón+lagos&hl=es&sa=X&ved=0ahUKEwi79famzOPSAhUINSYKHX2UB4gQ6AEIRTAI#v= onepage&q=carbonatos sedimentación lagos&f=true Cornelis, R. (2003). H b k h q h y. Wiley. Retrieved from https://books.google.es/books?id=1PmjurlE6KkC&pg=PA160&dq=cobalt+toxic+effects&hl=e s&sa=X&ved=0ahUKEwiOm66Li- LWAhWJwiYKHTN6CygQ6AEINTAC#v=onepage&q=cobalt toxic effects&f=false Cosio, C., Flück, R., Regier, N., & Slaveykova, V. I. (2014). EFFECTS OF MACROPHYTES ON THE FATE OF MERCURY IN AQUATIC SYSTEMS SETAC. Environ Toxicol Chem, 33,
128 hyperaccumulation, and amendments. Geoderma, 137(1–2), 19–32. http://doi.org/10.1016/j.geoderma.2006.08.024 Kocí, V., Ruml, T., Dao, P., & Duc, P. A. (2016). v T h y I v Proceedings of the 1st International Conference on Environmental Technology and Innovations (Ho Chi Minh City, Vietnam, 23-25 November 2016). CRC Press. Kouame, V. K., Ladji, M., Adjiri, A. O., Dope, Y., Cyrille, A., & Sanogo, T. A. (2016). Bioaccumulation of Heavy Metals from Wastewaters (Pb, Zn, Cd, Cu and Cr) in Water Hyacinth (Eichhornia crassipes) and Water Lettuce (Pistia stratiotes). International Journal of ChemTech Research, 9(2), 189–195. Retrieved from http://sphinxsai.com/2016/ch_vol9_no2/1/(189-195)V9N2CT.pdf Krebs, R. E. (2006). Th h y h’ h (2nd Ed.). London: Greenwood Press. Retrieved from https://books.google.es/books?id=yb9xTj72vNAC&pg=PA170&lpg=PA170&dq=mercury+in dustrial+uses&source=bl&ots=iwXQwYADZc&sig=EqzDkH3QaRyXxpqBa- yyuk6vn1w&hl=es&sa=X&ved=0ahUKEwic1_m0v- 7SAhWq64MKHQGyDz04ChDoAQgYMAA#v=onepage&q=mercury industrial uses&f=fals Lange, B., van der Ent, A., Baker, A. J. M., Echevarria, G., Mahy, G., Malaisse, F., … Faucon, M.- P. (2017a). Copper and cobalt accumulation in plants: a critical assessment of the current state of knowledge. New Phytologist, 213(2), 537–551. http://doi.org/10.1111/nph.14175 Lange, B., van der Ent, A., Baker, A. J. M., Echevarria, G., Mahy, G., Malaisse, F., … Faucon, M.- P. (2017b). Copper and cobalt accumulation in plants: a critical assessment of the current state of knowledge. New Phytologist, 213(2), 537–551. http://doi.org/10.1111/nph.14175 Lasat, M. M., Baker, A. J. M., & Kochian, L. V. (1996). Physiological Characterization of Root Zn2+ Absorption and Translocation to Shoots in Zn Hyperaccumulator and Nonaccumulator Species of Thlaspi. Plant Physiol, 11(2), 171–5. Retrieved from https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC158105/pdf/1121715.pdf Lechner, C. C., & Becker, C. F. W. (2015). Silaffins in Silica Biomineralization and Biomimetic Silica Precipitation. Marine Drugs, 13(8), 5297–333. http://doi.org/10.3390/md13085297 Leitenmaier, B., & Küpper, H. (2013). Compartmentation and complexation of metals in hyperaccumulator plants. Frontiers in Plant Science, 4, 374. http://doi.org/10.3389/fpls.2013.00374 Li, Y., Zhao, J., Zhang, B., Liu, Y., Xu, X., Li, Y.-F., … Chai, Z. (2016). The influence of iron plaque on the absorption, translocation and transformation of mercury in rice (Oryza sativa L.) seedlings exposed to different mercury species. Plant and Soil, 398(1–2), 87–97. http://doi.org/10.1007/s11104-015-2627-x
129 Lillo, J. (n.d.). Peligros geoquímicos: arsénico de origen natural en las aguas. Madrid: UCM. Retrieved from https://www.ucm.es/data/cont/media/www/pag-15564/Peligros geoquímicos del arsénico - Javier Lillo.pdf Liu, J., Yang, T., Chen, Q., Liu, F., & Wang, B. (2016). Distribution and potential ecological risk of heavy metals in the typical eco-units of Haihe River Basin. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 10(1), 103–113. http://doi.org/10.1007/s11783-014-0686-5 López, Z. (2012). ZONIFICACIÓN ECOLÓGICA DEL LAGO SAN PABLO EN FUNCIÓN DE LOS PATRONES DE DISTRIBUCIÓN ESPACIAL Y TEMPORAL DE LA AVIFAUNA ACUÁTICA. Otavalo. Retrieved from http://repositorio.utn.edu.ec/bitstream/123456789/2091/1/03 RNR 156 ARTÍCULO.pdf Macía, M. J., & Balslev, H. (2000). Use and management of Totora (Schoenoplectus Californicus, Cyperaceae) in Ecuador. Economic Botany, 54(1), 82–89. http://doi.org/10.1007/BF02866602 MacÍa, M. J., & Balslev, H. (2000). Use and management of Totora (Schoenoplectus Californicus, Cyperaceae) in Ecuador. Economic Botany, 54(1), 82–89. http://doi.org/10.1007/BF02866602 Mandal, B. K., Vankayala, R., & Uday Kumar, L. (2011). Speciation of chromium in soil and sludge in the surrounding tannery region, ranipet, Tamil Nadu. ISRN Toxicology, 2011, 697980. http://doi.org/10.5402/2011/697980 Mangabeira, P. (2004). Accumulation of chromium in root tissues of Eichhornia crassipes (Mart.) Solms. in Cachoeira river?Brazil. Applied Surface Science. http://doi.org/10.1016/S0169- 4332(04)00435-0 Manikandan, R., Sahi, S. V, & Venkatachalam, P. (2015). Impact assessment of mercury accumulation and biochemical and molecular response of Mentha arvensis: a potential hyperaccumulator plant. TheScientificWorldJournal, 2015, 715217. http://doi.org/10.1155/2015/715217 Marbaniang, D., & Chaturvedi, S. (2014). Assessment of Cr +6 Accumulation and Phytoremediation Potential of Three Aquatic Macrophytes of Meghalaya, India. International Journal of Science and Research, 3(6), 36–42. Retrieved from www.ijsr.net Markiewicz-Patkowska, J., Hursthouse, A., & Przybyla-Kij, H. (2005). The interaction of heavy metals with urban soils: sorption behaviour of Cd, Cu, Cr, Pb and Zn with a typical mixed brownfield deposit. Environment International, 31(4), 513–521. http://doi.org/10.1016/j.envint.2004.09.004 Martí Ezpeleta, A. (2003). C y b I C C , -16 de septiembre de 2000. Universidade. Martinez, C. B. R., Nagae, M. Y., Zaia, C. T. B. V., & Zaia, D. A. M. (2004). Acute morphological
130 and physiological effects of lead in the neotropical fish Prochilodus lineatus. Brazilian Journal of Biology, 64(4), 797–807. http://doi.org/10.1590/S1519-69842004000500009 Mascanzoni, D. (1989). Long-term transfer from soil to plant of radioactive corrosion products. Environmental Pollution, 57(1), 49–62. http://doi.org/10.1016/0269-7491(89)90129-2 Meharg, A. A., & Hartley-Whitaker, J. (2002). Arsenic uptake and metabolism in arsenic resistant and nonresistant plant species. New Phytologist, 154(1), 29–43. http://doi.org/10.1046/j.1469- 8137.2002.00363.x Mishra, S., Mattusch, J., & Wennrich, R. (2017). Accumulation and transformation of inorganic and organic arsenic in rice and role of thiol-complexation to restrict their translocation to shoot. Scientific Reports, 7, 40522. http://doi.org/10.1038/srep40522 Morrissey, J., Baxter, I. R., Lee, J., Li, L., Lahner, B., Grotz, N., … Guerinot, M. L. (2009). The Ferroportin Metal Efflux Proteins Function in Iron and Cobalt Homeostasis in Arabidopsis. The Plant Cell, 21(10), 3326–3338. http://doi.org/10.1105/tpc.109.069401 Nagajyoti, P. C., Lee, K. D., & Sreekanth, T. V. M. (2010). Heavy metals, occurrence and toxicity for plants: a review. Environmental Chemistry Letters, 8(3), 199–216. http://doi.org/10.1007/s10311-010-0297-8 Nagarajan, M., & Sankar Ganesh, K. (2014). Effect of chromium on growth, biochemicals and nutrient accumulation of paddy (Oryza sativa L.). International Letters of Natural Sciences, 23, 63–71. http://doi.org/10.18052/www.scipress.com/ILNS.23.63 National Research Council (US) Committee. (1977). Arsenic: Medical and Biologic Effects of Environmental Pollutants. National Academies Press. Washington. http://doi.org/10.1056/NEJMoa1300874 Neubauer, M. E., Plaza De Los Reyes, C., Pozo, G., Villamar, C. A., & Vidal, G. (2012). Growth and nutrient uptake by Schoenoplectus californicus (C.A. Méyer) Sójak in a constructed wetland fed with swine slurry. Journal of Soil Science and Plant Nutrition, 12(123), 421–430. Retrieved from https://scielo.conicyt.cl/pdf/jsspn/v12n3/aop0412.pdf Neumann, B. G. (2009). Scholars Archive Mercury Uptake by Aquatic Macrophytes in Urban and Rural Watersheds, Albany County, NY. University at Albany, State University of New York. Retrieved from http://scholarsarchive.library.albany.edu/ Neumann, R., Seyfferth, A., Teshera-Levye, J., & Ellingson, J. (2017). Soil Warming Increases Arsenic Availability in the Rice Rhizosphere. ACSESS DL, 2(1), 0. http://doi.org/10.2134/ael2017.02.0006 Nie, J., Pan, Y., Shi, J., Guo, Y., Yan, Z., Duan, X., & Xu, M. (2015). A Comparative Study on the Uptake and Toxicity of Nickel Added in the Form of Different Salts to Maize Seedlings. International Journal of Environmental Research and Public Health, 12(12), 15075–87.
131 http://doi.org/10.3390/ijerph121214972 Nielsen, E., Greve, K., & Ladefoged, O. (2010). Cobalt(II), inorganic and soluble salts. Danish Ministry of the Environment. Conpenhagen: The Danish Environmental Protection Agency. Retrieved from https://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2013/12/978-87-93026-75-9.pdf Ninaquispe-Romero, L., Weeks, S., & Huelman, P. (2012). Totora: A Sustainable Insulation Material for the Andean Parts of Peru. In 28th Conference, Opportunities, Limits & Needs Towards an environmentally responsible architecture (p. 7). Lima: PLEA2012. Retrieved from http://plea-arch.org/ARCHIVE/2012/files/T02-20120130-0067.pdf Nordberg, G., Fowler, B. A., & Nordberg, M. (2014). Handbook on the toxicology of metals. (4o). London: Elsevier. Okocha, R., & Adebeji, O. (2012). OVERVIEW OF COPPER TOXICITY TO AQUATIC LIFE. Report and Opinion, 4(8). Retrieved from http://www.sciencepub.net/report Oliveira, H. (2012a). Chromium as an Environmental Pollutant: Insights on Induced Plant Toxicity. Journal of Botany, 2012, 1–8. http://doi.org/10.1155/2012/375843 Oliveira, H. (2012b). Chromium as an Environmental Pollutant: Insights on Induced Plant Toxicity. Journal of Botany, 2012, 1–8. http://doi.org/10.1155/2012/375843 Oliveira, H., & Helena. (2012). Chromium as an Environmental Pollutant: Insights on Induced Plant Toxicity. Journal of Botany, 2012, 1–8. http://doi.org/10.1155/2012/375843 Ordak, M., Wesolowski, M., Radecka, I., Muszynska, E., & Bujalska-Zazdrozny, M. (2016). Seasonal Variations of Mercury Levels in Selected Medicinal Plants Originating from Poland. Biological Trace Element Research, 173(2), 514–24. http://doi.org/10.1007/s12011-016-0645- z Parzych, A., Cymer, M., & Macheta, K. (2016). Leaves and roots of Typha latifolia L. and Iris pseudacorus L. as bioindicators of contamination of bottom sediments by heavy metals. Limnol. Rev, 16(2), 77–83. http://doi.org/10.1515/limre-2016-0008 Paul, N., Chakraborty, S., & Sengupta, M. (2014). Lead toxicity on non-specific immune mechanisms of freshwater fish Channa punctatus. Aquatic Toxicology, 152, 105–112. http://doi.org/10.1016/j.aquatox.2014.03.017 Paustenbach, D. J., Galbraith, D. A., & Finley, B. L. (2014). Interpreting cobalt blood concentrations in hip implant patients. Clinical Toxicology, 52(2), 98–112. http://doi.org/10.3109/15563650.2013.857024 Peuke, A. D., & Rennenberg, H. (2005). Phytoremediation. EMBO Reports, 6(6), 497–501. http://doi.org/10.1038/sj.embor.7400445 Phillips, G., & Russo, R. (1978). Metal Bioaccumulation in Fishes and Aquatic Invertebrates: A Literature Review - Glenn R. Phillips, Rosemarie C. Russo - Google Libros. Retrieved October
132 8, 2017, from https://books.google.es/books?id=TSAXAQAAIAAJ&pg=PA24&lpg=PA24&dq=cobalt+bioa ccumulation&source=bl&ots=bXMeax73xx&sig=88dzrlbIPNBe8ju_MrNkUE4cGcY&hl=es& sa=X&ved=0ahUKEwi79q789- HWAhUC6SYKHZTsCJ44ChDoAQhHMAU#v=onepage&q=cobalt bioaccumulation&f=true Pickering, I. J., Prince, R. C., George, M. J., Smith, R. D., George, G. N., Salt, D. E., … Lombi, E. (2012). Reduction and coordination of arsenic in Indian mustard. Plant Physiology, 122(4), 1171–7. http://doi.org/10.1104/pp.122.4.1171 Plan Ceibal. (n.d.). Junco. Montevideo: Plan Ceibal. Retrieved from http://contenidos.ceibal.edu.uy/fichas_educativas/_pdf/ciencias-naturales/reino-vegetal/027- junco.pdf Popovskaya, G. I., Likhoshway, Y. V., Genkal, S. I., & Firsova, A. D. (2006). The role of endemic diatom algae in the phytoplankton of Lake Baikal. Hydrobiologia, 568(S1), 87–94. http://doi.org/10.1007/s10750-006-0328-4 Pratolongo, P., Kandus, P., & Brinson, M. (2008). Net Aboveground Primary Production And Biomass Dynamics Of Schoenoplectus Californicus (Cyperaceae) Marshes Growing Under Different Hydrological Conditions. SciELO, 46(2), 258–269. Retrieved from http://www.scielo.org.ar/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0011-67932008000200006 Prosi, F. (1989). Factors controlling biological availability and toxic effects of lead in aquatic organisms. Science of The Total Environment, 79(2), 157–169. http://doi.org/10.1016/0048- 9697(89)90359-8 Punshon, T., Jackson, B. P., Meharg, A. A., Warczack, T., Scheckel, K., & Guerinot, M. Lou. (2017). Understanding arsenic dynamics in agronomic systems to predict and prevent uptake by crop plants. Science of The Total Environment, 581–582, 209–220. http://doi.org/10.1016/J.SCITOTENV.2016.12.111 Qu, R.-J., Wang, X.-H., Feng, M.-B., Li, Y., Liu, H.-X., Wang, L.-S., & Wang, Z.-Y. (2013). The toxicity of cadmium to three aquatic organisms (Photobacterium phosphoreum, Daphnia magna and Carassius auratus) under different pH levels. Ecotoxicology and Environmental Safety, 95, 83–90. http://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2013.05.020 Ramírez, C., & San Martín, C. (n.d.). Flora acuática. Santiago de Chile. Retrieved from http://www.mma.gob.cl/librobiodiversidad/1308/articles-45206_recurso_4.pdf Ramírez, D., Giraldo, A., & Tovar, J. (2006). Producción primaria, biomasa y composición taxonómica del fitoplancton costero y oceánico en el Pacífico colombiano (septiembre-octubre 2004). Investigaciones Marinas, 34(2), 211–216. http://doi.org/10.4067/S0717- 71782006000200023
133 Rangnekar, S., Sahu, S., Pandit, G., & Gaikwad, V. (2013). Accumulation and Translocation of Nickel and Cobalt in Nutritionally important Indian vegetables grown in artificially contaminated soil of Mumbai, India. Research Journal of Agriculture and Forestry Sciences, 1(10), 15–21. Retrieved from www.isca.me Rascio, N., & Navari-Izzo, F. (2011). Heavy metal hyperaccumulating plants: How and why do they do it? And what makes them so interesting? Plant Science, 180(2), 169–181. http://doi.org/10.1016/j.plantsci.2010.08.016 Rearte, T. A., Bozzano, P. B., Andrade, M. L., Fabrizio de Iorio, A., Andrade, M. L., & Fabrizio de Iorio, A. (2013). Biosorption of Cr(III) and Pb(II) by Schoenoplectus californicus and Insights into the Binding Mechanism. ISRN Chemical Engineering, 2013, 1–13. http://doi.org/10.1155/2013/851602 Redondo-Gómez, S., Mateos-Naranjo, E., Vecino-Bueno, I., & Feldman, S. R. (2011). Accumulation and tolerance characteristics of chromium in a cordgrass Cr-hyperaccumulator, Spartina argentinensis. Journal of Hazardous Materials, 185(2–3), 862–869. http://doi.org/10.1016/J.JHAZMAT.2010.09.101 Richardson, A., & King, K. (2010). Plants of deep south Texas h w y & ; flowering species (1a Ed.). Texas: Texas A & M University Press. Retrieved from https://books.google.es/books?id=ve-fHY- Dy8wC&pg=PA38&dq=Schoenoplectus+californicus&hl=es&sa=X&ved=0ahUKEwiF_4eEq 9zSAhXCVyYKHUtrCzwQ6AEIYjAJ#v=onepage&q=Schoenoplectus californicus&f=false Rizzo, A., Arcagni, M., Arribére, M. A., Bubach, D., & Guevara S. Ribeiro, S. R. (2011). Mercury in the biotic compartments of Northwest Patagonia lakes, Argentina. Chemosphere, 84(1), 70– 79. http://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2011.02.052 Rizzo, A., Romina, D., Arcagni, M., Perez Catán, S., Bubach, D., Sánchez, R., … Arribére, M. A. (2010). Concentraciones de metales pesados en distintos compartimentos de lagos andinos de Patagonia Norte. Ecología Austral, 20(2), 155–171. Retrieved from http://www.scielo.org.ar/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1667-782X2010000200006 Rolli, N., Suvarna, S., Mulagund, G., & Taranath, T. (2013). Environmental & Analytical Toxicology Effect of Cadmium Toxicity on Aquatic Macrophyte Pistia Stratiotes (L.). J Environ Anal Toxicol, 4(4). http://doi.org/10.4172/2161-0525.1000201 Santander, T., Ágreda, A., & Adriana, L. (2013). CENSO NEOTROPICAL DE AVES ACUÁTICAS ECUADOR 2008 ‐ 2012. Quito. Retrieved from http://lac.wetlands.org/Portals/4/CNAA 2008/2012/CNAA_info2008-2012 EC fin.pdf Sanyal, T., Kaviraj, A., & Saha, S. (2015). Deposition of chromium in aquatic ecosystem from effluents of handloom textile industries in Ranaghat–Fulia region of West Bengal, India.
134 Journal of Advanced Research, 6(6), 995–1002. http://doi.org/10.1016/j.jare.2014.12.002 Selin, N. E. (2009). Global Biogeochemical Cycling of Mercury: A Review. Annual Review of Environment and Resources, 28. Retrieved from http://web.mit.edu/selin/www/pubs/annualreview_selin_submitted.pdf Shahid, M., Shamshad, S., Rafiq, M., Khalid, S., Bibi, I., Niazi, N. K., … Rashid, M. I. (2017a). Chromium speciation, bioavailability, uptake, toxicity and detoxification in soil-plant system: A review. Chemosphere, 178, 513–533. http://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.03.074 Shahid, M., Shamshad, S., Rafiq, M., Khalid, S., Bibi, I., Niazi, N. K., … Rashid, M. I. (2017b). Chromium speciation, bioavailability, uptake, toxicity and detoxification in soil-plant system: A review. Chemosphere, 178, 513–533. http://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2017.03.074 Shaibur, M., Kitajima, N., Sugawara, R., Kondo, T., Huq, S. M. I., & Kawai, S. (2006). Physiological and mineralogical properties of arsenic-induced chlorosis in rice seedlings grown hydroponically. Soil Science and Plant Nutrition, 52(6), 691–700. http://doi.org/10.1111/j.1747-0765.2006.00085.x Shaibur, M. R., Kitajima, N., Huq, S. M. I., & Kawai, S. (2009). Arsenic–iron interaction: Effect of additional iron on arsenic-induced chlorosis in barley grown in water culture. Soil Science and Plant Nutrition, 55(6), 739–746. http://doi.org/10.1111/j.1747-0765.2009.00414.x Sharma, A. (2013). Low nickel diet in dermatology. Indian Journal of Dermatology, 58(3), 240. http://doi.org/10.4103/0019-5154.110846 Sharma, V. K., & Sohn, M. (2009). Aquatic arsenic: Toxicity, speciation, transformations, and remediation. Elsevier, 35(4), 743–759. http://doi.org/10.1016/j.envint.2009.01.005 Singh, H. P., Mahajan, P., Kaur, S., Batish, D. R., & Kohli, R. K. (2013). Chromium toxicity and tolerance in plants. Environmental Chemistry Letters, 11(3), 229–254. http://doi.org/10.1007/s10311-013-0407-5 Singh, R., Singh, S., Parihar, P., Pratap, V., & Mohan, S. (2014). Arsenic contamination, consequences and remediation techniques: A review. Elsevier, 247–270. http://doi.org/http://dx.doi.org/10.1016/j.ecoenv.2014.10.009 Singh, R., Tripathi, R. D., Dwivedi, S., Kumar, A., Trivedi, P. K., & Chakrabarty, D. (2010). Lead bioaccumulation potential of an aquatic macrophyte Najas indica are related to antioxidant system. Bioresource Technology, 101(9), 3025–3032. http://doi.org/10.1016/j.biortech.2009.12.031 Sistema Nacional de Información. (2011). Sistema ambiental. Imbabura. Retrieved from http://app.sni.gob.ec/snilink/sni/PDOT/ZONA1/NIVEL_DEL_PDT_PROVINCIAL/INFORMACION_GAD/01 GPI_GOBIERNO PROVINCIAL IMBABURA/cap2_3_Diag_SistAmbienta.pdf
135 Sloey, T. M., Howard, R. J., & Hester, M. W. (2016). Response of Schoenoplectus acutus and Schoenoplectus californicus at Different Life-History Stages to Hydrologic Regime. Wetlands, 36(1), 37–46. http://doi.org/10.1007/s13157-015-0713-8 Smedley, P. L., & Kinniburgh, D. G. (n.d.). Chapter 1. Source and behaviour of arsenic in natural waters. Retrieved July 18, 2018, from http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/arsenicun1.pdf Soliman, N. F., Nasr, S. M., & Okbah, M. A. (2015). Potential ecological risk of heavy metals in sediments from the Mediterranean coast, Egypt. Journal of Environmental Health Science & Engineering, 13, 70. http://doi.org/10.1186/s40201-015-0223-x Stewart, K., & Janin, A. (2015). Metal Uptake in Northern Constructed Wetlands. Yukon. Retrieved from https://www.yukoncollege.yk.ca/sites/default/files/inlinefiles/Wetlands_project_2014_Final_report_%28ref%29.pdf Streit, B. (1992). Bioaccumulation processes in ecosystems. Experientia, 48(10), 955–70. Retrieved from http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/1426146 Stutz, S., Tonello, M. S., González, S. M. de los Á., Navarro, D., & Fontana, S. L. (2005). Historia ambiental de los lagos someros de la llanura Pampeana (Argentina) desde el Holoceno medio: inferencias paleoclimáticas. Latin American Journal of Sedimentology and Basin Analysis, 21(2), 0–0. Retrieved from http://www.scielo.org.ar/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1851- 49792014000200004 Sundberg-Jones, S. E., & Hassan, S. M. (2007). Macrophyte Sorption and Bioconcentration of Elements in a Pilot Constructed Wetland for Flue Gas Desulfurization Wastewater Treatment. Water, Air, and Soil Pollution. Retrieved from http://agris.fao.org/agrissearch/search.do?recordID=US201300796211 Svecevičius, G. (2010). Acute Toxicity of Nickel to Five Species of Freshwater Fish. Polish J. of Environ. Stud. , 19(2), 453–456. Retrieved from http://www.pjoes.com/pdf/19.2/453-456.pdf Tapia Núñez, L. NORMA DE CALIDAD AMBIENTAL Y DE DESCARGA DE EFLUENTES: RECURSO AGUA, Pub. L. No. 097–A (2015). Ministerio de Ambiente de Ecuador. Retrieved from http://extwprlegs1.fao.org/docs/pdf/ecu155128.pdf Tchounwou, P. B., Yedjou, C. G., Patlolla, A. K., & Sutton, D. J. (2012a). Heavy metal toxicity and the environment. EXS, 101, 133–64. http://doi.org/10.1007/978-3-7643-8340-4_6 Tchounwou, P. B., Yedjou, C. G., Patlolla, A. K., & Sutton, D. J. (2012b). Heavy metal toxicity and the environment. EXS, 101, 133–64. http://doi.org/10.1007/978-3-7643-8340-4_6 Tchounwou, P. B., Yedjou, C. G., Patlolla, A. K., & Sutton, D. J. (2012c). Heavy metal toxicity and the environment. EXS, 101, 133–64. http://doi.org/10.1007/978-3-7643-8340-4_6 Terneus, E. (2014). Vegetación acuática y estado trófico de las lagunas andinas de San Pablo y
136 Yahuarcocha, provincia de Imbabura, Ecuador. REMCB, 35, 121–131. Retrieved from http://uide.edu.ec/media/1347/9-vegetacion-acuatica-estado-trofico-lagunas-andinas-san- pablo-yahuarcocha-imbabura.pdf Tiwari, S., Tripathi, I., & Tiwari, H. (2013). Effects of lead on migratory birds. International Journal of Emerging Research in Management &Technology, 2(May), 1–30. Tocto, A. (2013). Evaluación de la calidad del agua en la parroquia San Pablo del Lago, cantón Otavalo, provincia de Imbabura, utilizando un cromatógrafo de intercambio iónico con supresión química, previamente validado por el método APHA4110. Escuela Politécnica del Ejército. Retrieved from http://repositorio.espe.edu.ec/bitstream/21000/7391/1/AC-B-ESPE- 047516.pdf Toensmeier, E., & Herren, H. R. (2016). Th b b k crops and regenerative agriculture practices for climate change mitigation and food security (1st Ed.). Vermont: Chelsea Green Publishing. Retrieved from https://books.google.es/books?id=zsh2CwAAQBAJ&pg=PA253&dq=Schoenoplectus+califor nicus+paper&hl=es&sa=X&ved=0ahUKEwj0lfiAu9zSAhVGSSYKHcI3A5UQ6AEINzAE#v =onepage&q=Schoenoplectus californicus paper&f=false Tu, S., & Ma, L. . (2003a). Interactive effects of pH, arsenic and phosphorus on uptake of As and P and growth of the arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. under hydroponic conditions. Environmental and Experimental Botany, 50(3), 243–251. http://doi.org/10.1016/S0098- 8472(03)00040-6 Tu, S., & Ma, L. Q. (2003b). Interactive effects of pH, arsenic and phosphorus on uptake of As and P and growth of the arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. under hydroponic conditions. Environmental and Experimental Botany, 50, 243–251. http://doi.org/10.1016/S0098- 8472(03)00040-6 Tudor, M.-I., Tudor, M., DAVID, C., TEODOROF, L., TUDOR, D., & IBRAM, O. (2006). HEAVY METALS CONCENTRATIONS IN AQUATIC ENVIRONMENT AND LIVING ORGANISMS IN THE DANUBE DELTA, ROMANIA. In Chemicals as Intentional and Accidental Global Environmental Threats (pp. 435–442). Dordrecht: Springer Netherlands. http://doi.org/10.1007/978-1-4020-5098-5_40 Ullrich, S. M., Tanton, T. W., & Abdrashitova, S. A. (2001). Mercury in the Aquatic Environment: A Review of Factors Affecting Methylation. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 31(3), 241–293. http://doi.org/10.1080/20016491089226 USDA. (n.d.). Plants Profile for Schoenoplectus californicus (California bulrush). Retrieved March 18, 2017, from https://plants.usda.gov/core/profile?symbol=scca11 USDA, & NRCS. (2003). Plant Guide CALIFORNIA BULRUSH. Retrieved March 18, 2017, from
137 https://plants.usda.gov/plantguide/pdf/cs_scca11.pdf Velma, V., Vutukuru, S. S., & Tchounwou, P. B. (2009). Ecotoxicology of hexavalent chromium in freshwater fish: a critical review. Reviews on Environmental Health, 24(2), 129–45. Retrieved from http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/19658319 Ventura-Lima, J., Bogo, M. R., & Monserrat, J. M. (2011). Arsenic toxicity in mammals and aquatic animals: A comparative biochemical approach. Ecotoxicology and Environmental Safety, 74(3), 211–218. http://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2010.11.002 Verbruggen, N., Juraniec, M., Baliardini, C., & Meyer, C.-L. (2013). Tolerance to cadmium in plants: the special case of hyperaccumulators. BioMetals, 26(4), 633–638. http://doi.org/10.1007/s10534-013-9659-6 Wang, C., Zheng, S., Wang, P., & Qian, J. (2014). Effects of vegetations on the removal of contaminants in aquatic environments: A review *. Journal of Hydrodynamics, 26(4), 497– 511. http://doi.org/10.1016/S1001-6058(14)60057-3 Wang, F., & Zhang, J. (2013). Mercury contamination in aquatic ecosystems under a changing environment: Implications for the Three Gorges Reservoir. Chinese Science Bulletin, 58(2), 141–149. http://doi.org/10.1007/s11434-012-5490-7 Wáng, Y.-X. J., & Xiao, F. (2015). Top five medical innovations in China mainland since Xinhai revolution [1911]: results of AME survey-002. Quantitative Imaging in Medicine and Surgery, 5(3), 453–66. http://doi.org/10.3978/j.issn.2223-4292.2015.03.10 Whitehead, W. (2007). Exploring the Wild and Domestic: Paleoethnobotany at Chiripa, a Formative ... - William Timothy Whitehead - Google Libros. Berkeley. http://doi.org/University of California WHO. (2000). Chapter 6.4 Chromium. Copenhagen. Retrieved from http://www.euro.who.int/__data/assets/pdf_file/0017/123074/AQG2ndEd_6_4Chromium.PDF WHO. (2004). Chromium in Drinking-water Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality. Geneva. Retrieved from http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/chromium.pdf WHO. (2010). PREVENTING DISEASE THROUGH HEALTHY ENVIRONMENTS EXPOSURE TO CADMIUM: A MAJOR PUBLIC HEALTH CONCERN. Geneva. Retrieved from http://www.who.int/ipcs/features/cadmium.pdf Windham-Myers, L., Marvin-Dipasquale, M., Kakouros, E., Agee, J. L., Kieu, L. H., Stricker, C. A., … Ackerman, J. T. (2014). Mercury cycling in agricultural and managed wetlands of California, USA: Seasonal influences of vegetation on mercury methylation, storage, and transport. http://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2013.05.027 Wood, C. M., Farrell, A. P., & Brauner, C. J. (2012). Homeostasis and toxicology of essential