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

4.-
ANTECEDENTES

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

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

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

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

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

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

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

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

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

5.- MARCO TEÓRICO

Minería artesanal de la Rinconada –
Ananea

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

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

Fuente: PEMIN – MEM, 2000.

* Cuadro tomado de Medina G. 2001.

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

Metales Pesados

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

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

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

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

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

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

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

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

Fuente: Elaboración propia

Acumulación de Metales
Pesados

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

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

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

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

Efecto de los Metales Pesados en la Biota
Acuática

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

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

* Adaptado de OMS, 1980 (1).

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

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

Fuente: WHO, 1990.

6.- MATERIALES Y
MÉTODOS

MUESTREOS

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

DETERMINACIÓN DE METALES PESADOS EN
Orestias sp.

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

Procedimiento Analítico

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

Hg = Absorción atómica a vapor
frío – FIAS

As = Absorción atómica horno de
grafito

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

DETERMINACIÓN DE METALES PESADOS EN
Schoenoplectus tatora

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

DISEÑO ESTADÍSTICO

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

7.- RESULTADOS Y
DISCUSIÓN

PRESENCIA DE METALES PESADOS EN Orestias sp
"carachi"

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

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

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

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

• Cr: no reporta límite

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

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

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

3IllA: Tercer muestreo de agalla en Illpa

* Cr: no reporta límites

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

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

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

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

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

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

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

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

* Filete = músculo (2001)

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

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

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

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

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

PRESENCIA DE METALES PESADOS EN Schoenoplectus
tatora "Totora"

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Comparación de los Muestreos del 2005 y
2006

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

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

AS = Diferencia Altamente Significativa

S = Diferencia Significativa

NS = No hay Diferencia Significativa

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

8.-
CONCLUSIONES

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

9.-
RECOMENDACIONES

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

10.- LITERATURA
CITADA

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Calcina Rondan Liliam Elizabeth

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

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