anÁlisis bibliogrÁfico de la fitorremediaciÓn en …
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UNIVERSIDAD AGRARIA DEL ECUADOR
FACULTAD DE CIENCIAS AGRARIAS
CARRERA DE INGENIERIA AMBIENTAL
ANÁLISIS BIBLIOGRÁFICO DE LA FITORREMEDIACIÓN EN AGUAS RESIDUALES EMPLEANDO PLANTAS ACUÁTICAS PARA LA
ABSORCIÓN DE CADMIO DEL CANTÓN PASAJE TRABAJO NO EXPERIMENTAL
Trabajo de titulación presentado como requisito para la obtención del título de
INGENIERA AMBIENTAL
AUTORA
VÁSQUEZ ARIAS JASULY ESTEFANÍA
TUTOR
ING. DIEGO ARCOS JÁCOME
GUAYAQUIL – ECUADOR
2021
PORTADA
2
UNIVERSIDAD AGRARIA DEL ECUADOR
FACULTAD DE CIENCIAS AGRARIAS CARRERA DE INGENIERÍA AMBIENTAL
APROBACIÓN DEL TUTOR
Yo, ARCOS JÁCOME DIEGO ARMANDO, docente de la Universidad Agraria del
Ecuador, en mi calidad de Tutor, certifico que el presente trabajo de titulación:
VASQUEZ ARIAS JASULY ESTEFANIA, realizado por la estudiante ANÁLISIS
BIBLIOGRÁFICO DE LA FITORREMEDIACIÓN EN AGUAS RESIDUALES
EMPLEANDO PLANTAS ACUÁTICAS PARA LA ABSORCIÓN DE CADMIO DEL
CANTÓN PASAJE; con cédula de identidad N°070702298-4 de la carrera
Ingeniería Ambiental, Unidad Académica Guayaquil, ha sido orientado y revisado
durante su ejecución; y cumple con los requisitos técnicos exigidos por la
Universidad Agraria del Ecuador; por lo tanto se aprueba la presentación del mismo.
Atentamente, Ing. Arcos Jácome Diego Guayaquil, 21 de abril del 2021
3
UNIVERSIDAD AGRARIA DEL ECUADOR
FACULTAD DE CIENCIAS AGRARIAS CARRERA DE INGENIERÍA AMBIENTAL
APROBACIÓN DEL TRIBUNAL DE SUSTENTACIÓN
Los abajo firmantes, docentes designados por el H. Consejo Directivo como
miembros del Tribunal de Sustentación, aprobamos la defensa del trabajo de
titulación: “ANÁLISIS BIBLIOGRÁFICO DE LA FITORREMEDIACIÓN EN AGUAS
RESIDUALES EMPLEANDO PLANTAS ACUÁTICAS PARA LA ABSORCIÓN DE
CADMIO DEL CANTÓN PASAJE”, realizado por la estudiante VASQUEZ ARIAS
JASULY ESTEFANIA, el mismo que cumple con los requisitos exigidos por la
Universidad Agraria del Ecuador.
Atentamente,
ARCOS RAMOS FREDDY, M.Sc. PRESIDENTE
MUÑOZ NARANJO DIEGO M.Sc. MOROCHO ROSERO LUIS, M.Sc. EXAMINADOR PRINCIPAL EXAMINADOR PRINCIPAL
ARCOS JÁCOME DIEGO, M.Sc. EXAMINADOR SUPLENTE
Guayaquil, 21 de abril del 2021
4
Dedicatoria
El esfuerzo, sacrificio y amor del presente trabajo de
titulación se lo dedicó a Dios, por permitirme llegar a
este momento tan especial en mi vida. Por los triunfos
y los momentos difíciles que me han enseñado
valorarlo cada día más.
A mi madre Narcisa, por ser el pilar más importante y
demostrarme su amor incondicional, siempre ha
estado a mi lado alentándome para lograr todas mis
metas.
Quiero dedicar también a mis Abuelitos y Tía, quienes
han estado siempre cuidándome y guiándome desde
el cielo.
Jasuly Vasquez
5
Agradecimiento
Primeramente, agradezco a Dios por permitirme
culminar con éxito una etapa primordial en mi vida, la
cual requirió sacrificio, esfuerzo y entrega.
Agradezco a mi director de tesis M.Sc. ARCOS
JÁCOME DIEGO, quien con su conocimiento y
experiencia me guio en la presente tesis.
6
Autorización de Autoría Intelectual
Yo Jasuly Estefania Vasquez Arias, en calidad de autora del proyecto realizado,
sobre “ANÁLISIS BIBLIOGRÁFICO DE LA FITORREMEDIACIÓN EN AGUAS
RESIDUALES EMPLEANDO PLANTAS ACUÁTICAS PARA LA ABSORCIÓN DE
CADMIO DEL CANTÓN PASAJE” para optar el título de Ingeniera Ambiental por la
presente autorizo a la UNIVERSIDAD AGRARIA DEL ECUADOR, hacer uso de
todos los contenidos que me pertenecen o parte de los que contienen esta obra,
con fines estrictamente académicos o de investigación.
Los derechos que como autor(a) me correspondan, con excepción de la presente
autorización, seguirán vigentes a mi favor, de conformidad con lo establecido en los
artículos 5, 6, 8; 19 y demás pertinentes de la Ley de Propiedad Intelectual y su
Reglamento.
Guayaquil, 21 de abril del 2021
VASQUEZ ARIAS JASULY ESTEFANIA
C.I. 070702298-4
7
Índice general
PORTADA ............................................................................................................... 1
APROBACIÓN DEL TUTOR ................................................................................... 2
APROBACIÓN DEL TRIBUNAL DE SUSTENTACIÓN ........................................... 3
Dedicatoria .............................................................................................................. 4
Agradecimiento ....................................................................................................... 5
Autorización de Autoría Intelectual .......................................................................... 6
Índice general .......................................................................................................... 7
Índice de tablas ..................................................................................................... 11
Índice de figuras .................................................................................................... 12
Resumen ............................................................................................................... 15
Abstract ................................................................................................................. 16
1. Introducción ....................................................................................................... 17
1.1 Antecedentes del problema ............................................................................ 18
1.2 Planteamiento y formulación del problema..................................................... 19
1.2.1 Planteamiento del problema ........................................................................ 19
1.2.2 Formulación del problema ........................................................................... 20
1.3 Justificación de la investigación ..................................................................... 20
1.4 Delimitación de la investigación ..................................................................... 21
1.5 Objetivo general ............................................................................................. 21
1.6 Objetivos específicos ..................................................................................... 21
2. Marco teórico ..................................................................................................... 22
2.1 Estado del arte ............................................................................................... 22
2.2 Bases teóricas ................................................................................................ 24
2.2.1 Cuerpos hídricos. ........................................................................................ 24
8
2.2.2 Contaminación hídrica. ................................................................................ 24
2.2.2.1 Contaminación hídrica natural. ............................................................. 24
2.2.2.2 Contaminación hídrica antropogénica o artificial. ................................ 25
2.2.3 La industrialización y las fuentes hídricas. ............................................... 25
2.2.4 Metales pesados...................................................................................... 25
2.2.4.1 El cadmio. ............................................................................................ 26
2.2.4.1.1 Fuentes principales de cadmio. ......................................................... 26
2.2.4.1.2 Toxicidad del cadmio. ........................................................................ 27
2.2.4.2 Impacto a la salud debido a la toxicidad de los metales pesados. ...... 27
2.2.5 Fitorremediación. ..................................................................................... 28
2.2.5.1 Macrófitas. ........................................................................................... 29
2.2.5.1.1 Eichhornia crassipes (Jacinto de Agua). ........................................... 30
2.2.5.1.2 Lemna minor (Lenteja de agua). ....................................................... 32
2.2.5.1.3 Azolla caroliniana (Helecho de agua). ............................................... 33
2.3 Marco legal ..................................................................................................... 34
2.3.1 Constitución de la república. ....................................................................... 34
2.3.2 Ley Orgánica de recursos hídricos, usos y aprovechamiento del agua. ..... 34
2.3.3 Ley de Gestión Ambiental. .......................................................................... 35
2.3.4 Ley de Prevención y Control de la Contaminación Ambiental. .................... 36
2.3.5 Registro Oficial No. 097-A de la República del Ecuador ............................. 36
3. Materiales y métodos ........................................................................................ 38
3.1 Enfoque de la investigación ............................................................................ 38
3.1.1 Tipo de investigación............................................................................... 38
3.1.2 Diseño de investigación. ......................................................................... 38
3.2 Metodología .................................................................................................... 39
9
3.2.1 Variables. ................................................................................................ 39
3.2.1.1. Variable independiente........................................................................ 39
3.2.1.2. Variable dependiente. ......................................................................... 39
3.2.2 Recolección de datos. ............................................................................. 39
3.2.4.1. Recursos. ............................................................................................ 39
3.2.4.2. Métodos y técnicas.............................................................................. 39
3.2.3 Análisis estadístico. ................................................................................. 40
4. Resultados ........................................................................................................ 41
4.1 Influencia de las plantas acuáticas como medio de restauración de un
ecosistema hídrico ............................................................................................... 41
4.1.1 Macrófitas y su clasificación. ................................................................... 41
4.1.2 Plantas acuáticas como bioindicadores. ................................................. 42
4.1.3 Dinámica de las plantas acuáticas como depuradoras de un ecosistema
hídrico. ………………………………………………………………………………..44
4.2 Capacidad de absorción de cadmio de las plantas acuáticas y su valor en la
fitorremediación de aguas residuales ................................................................... 46
4.2.1 Capacidad de absorción de cadmio en las plantas ................................. 46
4.2.1.1 Concentración del contaminante en las plantas ................................... 47
4.2.1.2 Factor de bioconcentración de las plantas ........................................... 50
4.2.2 Efectividad de remoción de cadmio en aguas residuales........................ 53
4.2.2.1 Eichhornia crassipes (Jacinto de agua)................................................ 53
4.2.2.2 Lemna minor (Lenteja de agua) ........................................................... 57
4.2.2.3 Azolla caroliniana (Helecho de agua) ................................................... 60
4.3 Plantas acuáticas de mayor capacidad de absorción de cadmio ................... 64
4.3.1 Comparación de capacidad de absorción entre especies de estudio ..... 64
10
4.3.2 Comparación de capacidad de remoción entre especies de estudio ...... 65
5. Discusión ........................................................................................................... 69
6. Conclusiones ..................................................................................................... 72
7. Recomendaciones ............................................................................................. 73
8. Bibliografía ........................................................................................................ 74
9. Anexos .............................................................................................................. 83
9.1 Figuras complementarias ............................................................................... 83
9.2 Tablas complementarias ................................................................................ 86
11
Índice de tablas
Tabla 1. Efectos y fuente de contaminación de cada metal pesado ..................... 28
Tabla 2. Plantas acuáticas como bioindicadores de calidad de agua .................. 43
Tabla 3. Concentración de Cd en la especie E. crassipes ................................... 47
Tabla 4. Concentración de Cd en la especie L. minor .......................................... 48
Tabla 5. Concentración de Cd de las especies A. filiculoides y A. caroliniana ..... 49
Tabla 6. FBC de Cd de la especie E. crassipes ................................................... 50
Tabla 7. FBC de Cd de la especie Lemna minor .................................................. 51
Tabla 8. FBC de Cd de las especies A. caroliniana y Azolla sp. .......................... 52
Tabla 10. Mayor concentración de Cd por especie y estudio ............................... 64
Tabla 11. Mayor factor de bioconcentración por especie y estudio ...................... 64
Tabla 12. Mayor porcentaje de remoción de Cd por especie y estudio ................ 65
Tabla 14. Criterios de calidad admisibles para la preservación de la vida acuática y
silvestre en aguas dulce frías o cálidas, y en aguas marinas y de estuarios ....... 86
12
Índice de figuras
Figura 1. Clasificación de macrófitas según su medio. Nota: HIG: Hidrófitos que
crecen a orillas de los cuerpos dulceacuícolas, HEL: Helófitos o plantas
emergentes, MES: Macrófitas enraizadas sumergidas, MEF: Macrófitas enraizadas
flotantes, MFL: Macrófitas flotantes libres y ALG: Algas filamentosas. Fuente:
Cirujano, Meco y Cezón, (2011). .......................................................................... 42
Figura 2. Mecanismo de absorción de Cr por el Jacinto de agua ......................... 46
Figura 3. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y soluciones
reportado por Poma y Valderrama, 2014. Elaboración: Vásquez, 2021 ............... 53
Figura 4. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y biomasa
reportado por Lozada, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021 .................................. 53
Figura 5. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo reportado por
Sandoval, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021 ...................................................... 54
Figura 6. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y soluciones
reportado por Islas, 2020. Elaboración: Vásquez, 2021 ....................................... 55
Figura 7. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo reportado por
Díaz et al., 2012. Elaboración: Vásquez, 2021..................................................... 55
Figura 8. Remoción promedio de E. crassipes en función al tiempo. ................... 56
Figura 9. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo reportado por
Sandoval, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021 ...................................................... 57
Figura 10. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo y efluente reportado
por Bokhari et al., 2016. Elaboración: Vásquez, 2021 .......................................... 57
Figura 11. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo y dosis reportado
por Chaudhuri et al., 2014. Elaboración: Vásquez, 2021 ..................................... 58
13
Figura 12. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo reportado por Calle
y Coello, 2015. Elaboración: Vásquez, 2021 ........................................................ 59
Figura 13. Remoción promedio de L. minor en función al tiempo. ....................... 59
Figura 14. Remoción de Cd por A. caroliniana en función de la dosis reportado por
Ballesteros, 2011. Elaboración: Vásquez, 2021 ................................................... 60
Figura 15. Remoción de Cd por Azolla sp. en función de la dosis reportado por
Pernía et al., 2016. Elaboración: Vásquez, 2021 ................................................. 61
Figura 16. Remoción de Cd por Azolla filiculoides en función del tiempo reportado
por Choque, 2010. Elaboración: Vásquez, 2021 .................................................. 61
Figura 17. Remoción de Cd por A. filiculoides en función de la dosis, tiempo y
biomasa reportado por Naghipour et al., 2018. Elaboración: Vásquez, 2021 ...... 62
Figura 18. Remoción promedio de las especies A. caroliniana, A. filiculoides y Azolla
sp. en función al tiempo. ..................................................................................... 63
Figura 19. Mayor porcentaje de remoción promedio de Cd en función de dosis o
concentración inicial del contaminante por especie. Elaboración: Vásquez, 2021 66
Figura 20. Mayor porcentaje de remoción promedio de Cd en función de la biomasa
por especie. Elaboración: Vásquez, 2021 ............................................................ 67
Figura 21. Porcentaje de remoción promedio de Cd en función del tiempo por
especie. Elaboración: Vásquez, 2021 .................................................................. 68
Figura 22. Ubicación de la zona de estudio ......................................................... 83
Figura 23. Diagrama de elaboración de la tesis ................................................... 83
Figura 24.Eichhornia crassipes ............................................................................ 84
Figura 25. Lemna minor ....................................................................................... 84
Figura 26. Azolla caroliniana ................................................................................ 84
14
Figura 27. Evidencia de descarga de aguas no tratadas en un tramo del río Jubones
desde una bananera ............................................................................................ 85
15
Resumen
El potencial de las plantas acuáticas como fitorremediadoras de aguas
residuales contaminadas con metales pesados, ha sido sujeto de estudio de
diversos autores, debido a ser un método de remediación económico y amigable
con el ambiente. En la presente investigación se planteó analizar la fitorremediación
en aguas residuales urbanas empleando plantas acuáticas (Eichhornia crassipes,
Azolla caroliniana y Lemna minor) para la absorción de cadmio mediante revisión
bibliográfica en el cantón Pasaje-El Oro. Para cumplir este objetivo se realizó un
análisis de la recopilación bibliográfica sobre los porcentajes de remoción,
concentración de cadmio en la planta y factor de bioconcentración (FBC) de cada
especie de estudio, de esta forma se identificó a la especie con mayor potencial de
fitorremediación. Los resultados de la recopilación de estudios indicaron que la
especie E. crassipes varía con mayor frecuencia entre el 80 al 90% y es eficiente
tanto en dosis bajas como altas de cadmio; L. minor varía su porcentaje de
remoción con mayor frecuencia entre el 50 al 80% reduciendo su eficiencia a
mayores dosis del contaminante. En cuanto al género Azolla, las especies A.
caroliniana, A. filiculoides pueden variar su porcentaje de remoción entre el 15 al
50% incluso en dosis altas. Se concluye que el Jacinto de agua (Eichhornia
crassipes) es la especie fitorremediadora más eficiente para la absorción de cadmio
al compararla con las especies Azolla caroliniana y Lemna minor.
Palabras claves: Bioconcentración, dinámica, dosis, indicador, tolerancia.
16
Abstract
The potential of aquatic plants as heavy metal contaminated wastewater
phytomediators has been the subject of study by various authors, due to being an
economical and environmentally friendly method of remediation. This research
raised the analysis of phytoremediation in urban wastewater using aquatic plants
(Eichhornia crassipes, Azolla caroliniana and Lemna minor) for the absorption of
cadmium through bibliographic review in the canton Pasaje-El Oro. To meet this
objective, an analysis of the bibliographic collection was carried out on the
percentages of removal, concentration of cadmium in the plant and bioconcentration
factor (FBC) of each study species, in this way the species with the greatest potential
for phytoremediation was identified. The results of the collection of studies indicated
that the species E. crassipes varies more frequently between 80 and 90% and is
efficient in both low and high doses of cadmium; L. minor varies its removal rate
more frequently between 50 and 80% reducing its efficiency to higher doses of the
pollutant. As for the genus Azolla, species A. caroliniana, A. filiculoides can vary
their removal rate between 15 and 50% even in high doses. It is concluded that the
Water Jacinto (Eichhornia crassipes) is the most efficient phytoremediator species
for cadmium absorption when compared to the species Azolla caroliniana and
Lemna minor.
Keywords: Bioconcentration, dynamics, dosage, indicator, tolerance.
17
1. Introducción
La contaminación de agua es generada en su mayoría por el ser humano, ya sea
por diversos factores, entre ellos tenemos la contaminación industrial y la agrícola;
el recurso agua es ampliamente utilizado para fines de explotación e
industrialización, afectando a la biota que existe en los cuerpos de agua debido a
la alteración de su composición química y física del agua (Posada et al., 2014).
Los metales pesados presentes en los diferentes cuerpos de agua son una
problemática de contaminación, su incremento esta dado con el desarrollo de las
industrias no sustentables, a esta discutible polución se debe de incluir el
crecimiento urbanístico de cada región (Ballesteros, 2011). A nivel global la
concentración de cadmio ha ido en aumento, este metal se acumula en suelos,
agua, sedimentos y organismos (Gaszo, 2015).
La acelerada acumulación de metales pesados, entre ellos el cadmio, representa
un alto riesgo para la salud humana. Una de las soluciones para contrarrestar este
impacto negativo es la fitorremediación (Ballesteros, 2011). Se ha demostrado que
las plantas acuáticas tienen un gran potencial de absorción de metales pesados.
Las plantas empleadas para la fitorremediación, por lo general se encuentran de
forma natural en su gran mayoría en ecosistemas lénticos y en menor proporción
en ecosistemas lóticos (Posada et al., 2014).
El propósito de esta investigación fue analizar diversos estudios sobre el
potencial de plantas acuáticas como fitorremediadoras de aguas residuales, para
establecer la especie con mayor eficiencia en la remoción de cadmio y plantearla
como una solución sustentable a la problemática de la acumulación de este metal
pesado en los cuerpos hídricos del cantón Pasaje, Provincia de El Oro - Ecuador.
18
1.1 Antecedentes del problema
A nivel mundial los cuerpos de agua receptan directa o indirectamente aguas
residuales lo que disminuye la calidad de vida de los organismos que habitan en
este tipo de ecosistema, convirtiéndose en un problema socioeconómico debido a
la elevación de costos por la restauración hídrica (Monge et al., 2016). Los
ecosistemas más afectados se encuentran cercanos a las cuencas de los ríos
contaminados por las aguas servidas que provienen de las industrias y las grandes
ciudades lo que incide en la salud humana (Galarza et al., 2016).
Para evitar esta problemática de contaminación se buscaron varias alternativas
de tratamientos y una de ellas es la fitorremediación. Se ha comprobado que el uso
de diferentes plantas acuáticas en los cuerpos de agua tiene la capacidad de
absorber el cadmio por medio de sus raíces (Monge et al., 2016). Este tratamiento
es una solución económica y factible que beneficia a todos los organismos
ambientales (Galarza et al., 2016).
Estudios reportados sugieren el uso de pequeños humedales artificiales para
fitorremediar las aguas residuales provenientes de las zonas industriales y zonas
agrícolas, empleando principalmente las especies Lemna minor, Eichhornia
crassipes y Dracaena sanderiana, las cuales han registrado niveles porcentuales
de absorción de arsénico, cadmio y cianuro correspondientes a 65,51%, 95,21% y
99,97%, respectivamente (Díaz, 2014).
Actualmente es muy común utilizar o tener en cuenta el uso de plantas acuáticas
como biomonitores ambientales (Díaz, 2014). Esta herramienta es eficaz para la
determinación de la calidad del agua y de los ecosistemas que lo rodean, sin dejar
a un lado los análisis físico-químicos. Los organismos acuáticos ayudan a
determinar a qué tipo de sustancia son más tolerantes y puedan subsistir en el
19
cuerpo de agua cada especie. La fitorremediación utiliza recursos que están
presentes en el medio natural, por ello sería una de las alternativas más viables
para contrarrestar la contaminación de los cuerpos hídricos con los metales
pesados que están presentes en las aguas residuales (Gonzáles, 2018).
En este proyecto se analizó qué plantas son las más factibles para su uso en la
fitorremediación y en la remoción de metales pesados, como el cadmio, presentes
en las aguas residuales; con el fin de proponer un plan ideal de mayor eficacia para
la absorción de cadmio.
1.2 Planteamiento y formulación del problema
1.2.1 Planteamiento del problema
En el cantón Pasaje de la provincia de El Oro, las aguas residuales provenientes
de actividades agropecuarias, acuicultura y minería debido al contenido de
contaminantes que poseen, se identifican como una de las problemáticas
ambientales del cantón, esto representa a su vez un problema socioeconómico por
los gastos que conlleva su tratamiento antes de ser descargadas.
Las tierras de uso agropecuario suman 26657 hectáreas que representan el
58,36% del total del cantón Pasaje, y los cultivos de banano y cacao representan
el 33,90% de la superficie siendo la principal actividad económica del cantón
(MAGAP, 2015). El agua procedente de estas actividades agrícolas y de
acuacultura, se ve contaminada mediante sustancias tóxicas como ácidos,
solventes orgánicos, pinturas, metales entre otros. Además, otras causas de
contaminación son las desviaciones de los ríos, actividades mineras e
hidrocarburíferas que pueden degradar seriamente la calidad del agua (Palacios,
2014).
20
En este sentido, la fitorremediación es una alternativa sustentable y amigable
con el ambiente para la absorción de cadmio presente en aguas residuales que
desembocan a los ecosistemas hídricos, debido a su compatibilidad ambiental y
absorción de metales pesados. Es una de las herramientas más económicas por el
empleo de recursos que están dentro del ambiente (Macas & Montoya, 2015).
1.2.2 Formulación del problema
¿Cuáles son las especies que presentan mayor eficiencia en la absorción de
cadmio por medio de la fitorremediación con respecto a su factibilidad?
1.3 Justificación de la investigación
Debido al aumento de las concentraciones de metales pesados en los
ecosistemas hídricos, se analizó la capacidad de absorción de cadmio que tienen
algunas plantas acuáticas, y de qué manera la fitorremediación puede ser
implementada como un método sustentable que mejore la calidad de las aguas
residuales, dando a conocer la importancia que tienen estas especies acuáticas
como bioindicadores naturales de contaminación.
A lo largo del tiempo, la fitorremediación ha despertado gran interés de
investigación por su gran capacidad de depuración. Las especies Eichhornia
crassipes, Lemna minor y Azolla caroliniana, demuestran tener gran capacidad de
absorción de sólidos disueltos, metales pesados, sales disueltas y organismos
patógenos en el cuerpo de agua. Su gran concentración de biomasa, rápido
crecimiento y baja inversión económica las convierte en buenas herramientas para
la fitorremediación (Espino, Hernandez, & Perez, 2014).
El presente estudio justifica a la fitorremediación como una gran técnica
alternativa y de bajo presupuesto para el tratamiento de aguas residuales, utilizando
plantas de diferentes especies, las cuales pueden ser una herramienta eficaz y
21
amigable al ambiente, por lo tanto, este trabajo es pertinente dentro de la ingeniería
ambiental.
1.4 Delimitación de la investigación
Espacio: Tramo del río Jubones donde se descargan aguas residuales, en
el cantón Pasaje, provincia de El Oro. Ubicado en las coordenadas UTM Este
634134,3 y Norte 9633531,9 (ver Figura 22, anexos).
Tiempo: El lapso de investigación fue de 3 meses.
Población: Según el INEC, la población del cantón pasaje es de 72086
habitantes. Los cuales se beneficiaron con la presente investigación.
1.5 Objetivo general
Analizar la fitorremediación en aguas residuales urbanas empleando plantas
acuáticas (Eichhornia crassipes, Azolla caroliniana y Lemna minor) para la
absorción de cadmio mediante revisión bibliográfica en el cantón Pasaje-El Oro.
1.6 Objetivos específicos
Establecer la influencia de las plantas acuáticas como medio de restauración
de un ecosistema hídrico mediante una revisión bibliográfica.
Recopilar información sobre la capacidad de absorción de cadmio de las
plantas acuáticas y su valor en la fitorremediación de aguas residuales
mediante estadística descriptiva.
Identificar las especies de plantas acuáticas que tienen mayor capacidad de
absorción de cadmio mediante análisis de los resultados obtenidos.
1.7 Hipótesis
El Jacinto de agua (Eichhornia crassipes) es la especie fitorremediadora más
eficiente para la absorción de cadmio al compararla con las especies Azolla
caroliniana y Lemna minor.
22
2. Marco teórico
2.1 Estado del arte
En un estudio realizado por Shinde y Sarkar, (2016) en India, tuvo como objetivo
desarrollar una tecnología de fitorremediación adecuada para la eliminación eficaz
del cromo hexavalente tóxico de las aguas residuales de las minas. A través de la
utilización de la especie Jacinto de agua (Eichhornia crassipes) para remediar el
problema de la contaminación por Cr (VI) de las aguas residuales. Como resultado
se observó que esta planta fue capaz de eliminar el 99,5% de Cr (VI) del agua
procesada de SCM en 15 días. Esta planta acuática no solo eliminó el Cr
hexavalente, sino que también es capaz de reducir los sólidos disueltos totales
(TDS), la demanda biológica de oxígeno (DBO), la demanda química de oxígeno
(DQO) y también otros elementos del agua. También se realizó un experimento a
gran escala utilizando 100 L de agua de SCM y se logró la misma eficiencia de
eliminación.
En la investigación desarrollada por Kouamé, Yapoga, Kauadio y Tidou, (2016)
analizaron el potencial de fitorremediación del Jacinto de agua y la lechuga de agua
en la reducción de la toxicidad de las aguas residuales. Mediante la realización de
pruebas de toxicidad aguda en un acuario con una población de Sarotherodon
melanotheron, contaminada por diferentes concentraciones de aguas residuales
antes y después de la fitorremediación con Eichhornia crassipes y Pistia stratiotes.
Se determinaron las concentraciones letales (CL 50) de la población de peces
obtenidas durante 24 horas de exposición. Las concentraciones de DQO, DBO,
amonio, TKN y PO en las aguas residuales fueron de 1850,29, 973,33, 38,34, 61,49
y 39,23 mg/L, respectivamente para cada planta. La fitorremediación redujo el
23
58.87% del contenido de amonio, el 50.04% de PO, el 82.45% de DQO y el 84.91%
de DBO.
Sasmaz, Obek y Sasmaz, (2019) realizaron una investigación para determinar la
capacidad de eliminación de cadmio y talio mediante fitorremediación con la
aplicación de Lemna gibba y Lemna minor. La metodología implementada se realizó
separando las plantas en reactores diferentes, durante el estudio se tomó muestras
de agua y de la planta, además se midió los parámetros de pH, temperatura y
conductividad eléctrica. Como resultado se mostró que L. minor acumuló más
capacidades de eliminación de Cd (94,56 veces) y Tl (7,33 veces) que en L. gibba
(25,89 veces el tercer día para Cd y 6,16 veces el cuarto día para Tl) pero L. gibba
acumuló concentraciones más altas de Cd y Tl (38,9 mg Cd/kg -1 y 17,18 mg
Tl/kg−1) que en L. minor. Por lo tanto, estas plantas pueden usarse para eliminar
Cd y Tl en aguas residuales contaminadas con Cd y Tl.
Ayala et al.,, (2018) en su estudio evaluó la capacidad de fitorremediación de 3
especies de plantas en la remediación de aguas residuales. Mediante un
experimento en laboratorio es analizó la remoción de contaminantes físico-
químicos de las especies Eichhornia crassipes, Nymphoides humboldtiana y
Nasturtium officinale obteniendo una remoción de 81,11%, 80,71% y 77,65%
respectivamente. Demostrando un alto porcentaje de fitorremediación de aguas
residuales. Además se demostró que la especie de Jacinto de agua (Eichhornia
crassipes) obtuvo una eficiencia en la remoción de metales pesados con 5,4 kg/ha.
24
2.2 Bases teóricas
2.2.1 Cuerpos hídricos.
Son denominados así porque son superficies llenas de agua, el agua es un
líquido esencial de la vida de todos los organismos, compuesto por H2O, es decir,
dos átomos de hidrogeno y uno de oxígeno. Este líquido ha estado presente en
nuestra tierra desde hace 3.000 millones de años. Actualmente ocupa tres cuartas
partes de la superficie terrestre (Ramirez, 2002).
2.2.2 Contaminación hídrica.
La contaminación hídrica se da por diferentes motivos, estos pueden ser
originados naturalmente por medio de la remoción del suelo o pueden ser
contaminados por orígenes antropogénicos o artificial, causando un gran impacto
a la salud de la biota circundante. Estas sustancias provocan grandes riesgos para
la salud y bienestar de todos los organismos, ya que los cuerpos hídricos son un
aporte esencial en la vida de todos los organismos vivientes (Rosas, 2001).
Desde que comenzó la era industrial y los avances desde la II Guerra Mundial,
el ser humano se expone cada día a diversos contaminantes presentes en el agua,
aire y suelo a cumulándose a lo largo del tiempo (Rosas, 2001).
2.2.2.1.1 Contaminación hídrica natural.
Este tipo de contaminación se da de forma natural en el medio, esto es gracias
a la erosión de los suelos, lixiviación, precipitaciones y erupciones volcánicas;
actualmente la contaminación natural se ve disminuida por la contaminación
antropogénica, debido a que la mayor concentración de estos minerales está
presente en las industrias y la agricultura (Tejada, Villabona, & Garcés, 2015).
25
2.2.2.2 Contaminación hídrica antropogénica o artificial.
Hoy en día, gran parte de la contaminación hídrica es de origen antropogénico,
a consecuencia de los residuos industriales, residuos domésticos, residuos
agrícolas por el uso de químicos para aplacar las plagas y la minería. Gracias a
ello, a nivel global son considerados una importante fuente de contaminación,
aportando metales pesados al medio ambiente (Brack, Peralta, & Sotero, 2011).
2.2.3 La industrialización y las fuentes hídricas.
La industrialización y las fuentes hídricas tienen una relación estrecha, ya que
utiliza el agua como medio para la manufacturación de productos, desechando el
agua utilizada a los diferentes cuerpos hídricos que lo rodean, causando un gran
impacto ambiental (Pascuali, 2003).
La OMS “Organización Mundial de la Salud”, establece que la norma máxima de
concentración de iones de metal pesado presentes en los cuerpos hídricos debe de
tener un intervalo de 0.01–1 ppm. Los intervalos actualmente rebasan los
parámetros establecidos, mostrando concentraciones de 450 ppm (Pascuali, 2003).
2.2.4 Metales pesados
Los metales pesados, son definidos y considerados como metales que tienen
propiedades de conductividad, densidad, cationes y especificad a ligando. Se
denomina como metal pesado a los metales que causan y tienen un impacto de
toxicidad en el medio ambiente (Dou, 1999).
La característica principal de los metales pesados es que tienen una densidad
mayor a 5 g/cm3. El cobre, cobalto, hierro, molibdeno, manganeso, etc. Estos
metales a esta concentración son esenciales para los organismos, pero a
concentraciones mayores llegan a ser tóxicos, en cambio, el cadmio y el mercurio
26
son tóxicos en concentraciones menores y son los más perjudiciales para los
organismos (Dou, 1999)
La problemática de la acumulación de los metales pesados en cuerpos de agua,
es gracias al mal control de los desechos industriales, teniendo en la mayoría de
los países una ineficiencia en el tratamiento de aguas residuales
2.2.4.1 El cadmio.
El cadmio es considerado un metal toxico presente en el medio acuático y en el
suelo de forma natural, es de color blanco azulado, considerado actualmente como
el metal con mayor relevancia o presencia, ya que este es derivado de los depósitos
de zinc de las industrias (Reyes, Vergara, Torres, & González, 2016).
A lo largo del tiempo han existido todo tipo de materiales tóxicos que se arrojan
al medio ambiente y la humanidad se ha encargado de medir su grado de toxicidad
y el impacto que causan en los diferentes ecosistemas. El tiempo de permanencia
del cadmio en el medio es de 10 - 35 años, en cambio en los suelos puede llegar a
permanecer hasta 300 años. Esto se debe a sus diferentes usos, lo que fomenta la
reutilización del mismo, persistiendo en el medio y acumulándose progresivamente
(Soto, Miranda, & Loredo, 2006).
2.2.4.1.1 Fuentes principales de cadmio.
La minería, la industrialización y el uso de productos químicos, tienen un
resultado de impacto ambiental grave, estos productos contienen dentro de su
composición diferentes metales pesados. Al pasar el tiempo se convierten en un
problema, ya que los metales pesados no se degradan con facilidad (García & Cruz,
2012).
27
Las fuentes principales de contaminación hídrica por cadmio son la minería,
fabricación de fertilizantes, la combustión de los plásticos y gasolina, la aplicabilidad
industrial del cadmio, para la confección de varios productos (Gaszo, 2015).
Por otro lado, el cadmio es derivado también de los productos inorgánicos como:
baterías, pigmentos en plásticos y pinturas, galvanización, aleaciones,
conservantes plásticos y principalmente en micropartículas del plástico. Algunos
de los metales pesados presentes en cuerpos de agua, tierra y aire son los
siguientes Cr, Cd, Pb, Hg, Ni y Zn; son motivo de grave preocupación ya que estos
alteran el medio ambiente e intoxican a los organismos que lo habitan (Pérez &
Azcona, 2012).
2.2.4.1.2 Toxicidad del cadmio.
El cadmio es considerado uno de los metales pesados más tóxicos y nocivos
para la salud medio ambiental; descubierto en Alemania en 1817 este metal es
derivado de la impureza del carbonato de zinc. Cabe recalcar que el cadmio, no se
encuentra en el ambiente como un metal puro, sino, como un metal derivado de la
oxidación de sulfuros y carbonatos en el zinc, plomo y cobre (Paulson, 2014).
2.2.4.2 Impacto a la salud debido a la toxicidad de los metales pesados.
Se debe de conocer el impacto de cada uno de los metales y sus efectos
negativos en la salud humana y ambiental, ya que la ingesta continua de estas
aguas contaminadas, se torna peligrosas para la vida del ecosistema y los seres
que viven en ella (Díaz, 2014). En la Tabla 1 se detalla la fuente de contaminación
y los efectos que causa a la salud de los humanos de cada metal pesado.
28
Tabla 1. Efectos y fuente de contaminación de cada metal pesado Metal Fuente de contaminación Efectos a la salud
Cd Plantas electrónicas, fabricación de, plásticos, pilas y procesos de refinación.
Irritación severa del estómago, originando vómitos y diarrea, e incluso la muerte.
Cr Galvanoplastia, la fabricación de colorantes y pigmentos.
Erupciones cutáneas, malestar de estómago, ulceras y problemas respiratorios.
Hg Minería, producción de cloro, soda caustica, policloruro de vinilo, espuma de poliuretano.
Disfuncionalidad de los riñones, temblores, daños neurosensoriales y cognitivos.
Ni Fabricación de metales, en baterías y en la producción de algunas aleaciones.
Dolores de estómago, efectos adversos en la sangre, los riñones o bronquitis crónica y alteraciones del pulmón.
Pb Fundición de metales, plásticos, pinturas, fabricación de baterías.
Vómitos y diarrea e incluso la muerte.
Zn Industrias galvanoplastia, en la fabricación de acero, baterías y pigmentos.
Anemia, daño al páncreas, náuseas y vómitos.
Tejada et al., 2015
2.2.5 Fitorremediación.
La fitorremediación es la esencia del aprovechamiento de las plantas vegetales
acuáticas para remediar la contaminación presente en el medio acuático, esta
técnica se la utiliza ampliamente a nivel mundial para distintas aplicaciones, entre
ellas la remediación del suelo y del agua que están contaminadas con metales
pesados (Paulson, 2014).
La fitorremediación es considerada hoy en día una de las tecnologías más
sustentables, económicas y amigables con el medio ambiente; utilizando recursos
que están presentes dentro del medio acuático. La función general de esta técnica
es el de utilizar plantas acuáticas en general, para reducir la concentración y el
impacto de los contaminantes de desechos orgánicos e inorgánicos, que se
generan en las diferentes industrias de forma artificial o en el mismo suelo de forma
natural gracias a la degradación (Noguez, López, Carrillo, & González, 2017).
La fitorremediación acuática consiste en la absorción de los compuestos que se
encuentran disueltos en el agua y estos a su vez son absorbidos e incorporados
dentro de una planta, logrando reducir el impacto de diferentes tipos de
29
contaminantes y minerales derivados de las industrias o de la mineralización del
suelo (Poveda, 2014).
En gran número las plantas utilizadas en la fitorremediación, crecen cerca a
lugares contaminados o en aguas con cierto tipo de contaminante predominante en
el medio, ya que estas crecen a fin a un componente, es decir, si en el agua
encontramos altas concentraciones de biomasa de una planta, con niveles altos de
plomo en el agua; es muy probable que la planta se haya adaptado a esos niveles
de toleración de plomo (Castrillo, Pernía, Sousa, & Reyes, 2012).
Las plantas junto a los organismos asociados en sus raíces realizan procesos
de mineralización, degradación, reducción y volatilización de los diversos
contaminantes presentes en el medio acuático (Ballesteros, 2011).
En el agua existen 3 tipos de plantas fitorremediadoras clasificadas como: (A)
indicadoras, (B) excluyentes y (C) acumuladoras. A) Plantas cuya concentración de
metal guarda relación lineal, entre el tejido aéreo y la raíz. B) Plantas cuya
concentración de metal en el tejido aéreo, es menor a la raíz. C) Plantas cuya
concentración de metal en el tejido aéreo, es mayor a la raíz (Ballesteros, 2011).
2.2.5.1 Macrófitas.
En este caso se estudiarán las plantas macrófitas. Las macrófitas se las
considera una de las herramientas más útiles para el tratamiento de aguas
residuales, aprovechando su capacidad receptora y de bioacumulación para así
“descontaminar el medio” (Boyd, 2014).
Actualmente se considera que la aparición de macrófitas en el agua se debe a
altas concentraciones químicas de algún componente presente en el medio, por
eso son indicadores en algunos sectores de contaminación, ya que determinado
componente, puede causar el florecimiento de una determinada especie de planta.
30
Se las utiliza como controladores de contaminación de agua dulce y marina,
controlando su abundancia y biomasa, determinando así que tipos de metales
pesados se encuentran en el medio acuático (Boyd, 2014)
Las macrófitas en la fitorremediación son altamente utilizadas, ya que estas
tienen mayor capacidad de absorción que las micrófitas o microalgas, al tener sus
raíces expuestas son ideales para absorber los elementos suspendidos en la
columna de agua. Se clasifican en dos tipos flotantes y sumergidas:
Macrófitas flotantes: Las plantas se subdividen en enraizadas y libres, de las
cuales tomaremos en cuenta las macrófitas flotantes libres, ya que estas tienen
mayor contacto con el agua. Las macrófitas flotantes libres tienen sus hojas por
encima de la superficie del agua y sus raíces por debajo de la superficie del agua,
teniendo las raíces un mayor contacto con el agua a diferencia de las plantas
enraizadas (Díaz, 2014).
Macrófitas sumergidas: También conocidas como plantas de hoja flotante fijas,
su principal característica es que sus raíces se encuentran sumergidas y fijas en
los sedimentos, a diferencia de las macrófitas flotantes, estas sus hojas se
encuentran flotando en todo el cuerpo de agua gasta la superficie (López, Vong, &
Olguim, 2004).
2.2.5.1.1 Eichhornia crassipes (Jacinto de Agua).
La especie Eichhornia crassipes es una planta acuática macrófita que se
extiende por todo territorio tropical, su potencial de absorción de nutrientes y
elementos suspendidos en el agua, demuestran suponen la capacidad que tienen
para fitorremediar el medio acuático (ver Figura 24, en anexos). Quien descubrió y
describió el Jacinto de agua fue el botánico alemán Carl Friedrich Philipp von
Martius (1794-1868); quien público su descubrimiento dentro de su investigación
31
conocida como “Plantarum Brasiliensium Nova genera et species novae, velminos
cognitae” (Gupta, 2013).
Hábitat: Planta nativa de Sudamérica, en grandes concentraciones es una de
las plantas más dañinas del medio acuático, aunque su presencia se debe a los
altos índices de contaminación presente en el cuerpo de agua. Sus florídeas son
de color purpura violeta, gracias a ello es muy apetecida como planta ornamental
de los estanques (Gupta, 2013). Para las condiciones del hábitat de esta especie
se desarrolle de forma adecuada y favorable necesita tener las siguientes
características:
pH: Un rango de pH 6,5 -7,5
Iluminación: intensa moderada
Temperatura: Tropical de 25º - 30ºC
Netamente de agua dulce.
Tamaño: 10 a 30 cm
Reproducción: Su reproducción es sexual y asexual, una sola planta puede
llegar a producir 70000 plantas nuevas. El Jacinto de agua es totalmente vegetativa
reproduciéndose por medio de estolones (Gupta, 2013).
Características: Su característica principal es su rápido crecimiento y
adaptabilidad, se la considera una especie peligrosa por varios motivos. Para el
humano es considerada como una mala hierba ya que, obstaculiza el flujo de las
aguas lluvia y la navegación; por otro lado, en el medio ambiente impide la llegada
de luz a las plantas sumergidas y al fitoplancton, bajando así la intensidad de lux y
la concentración de oxígeno disuelto en el cuerpo de agua, por la falta de
fitoplancton. Estas plantas se las utiliza dentro de la técnica de humedales de flujo
superficial, que trata de canales poco profundos, simulando el habitad natural de
32
un humedal, permitiendo el crecimiento de plantas acuáticas flotantes, sumergidas
y emergentes (Gupta, 2013).
2.2.5.1.2 Lemna minor (Lenteja de agua).
La planta acuática Lemna minor, conocida vulgarmente como lenteja de agua,
tiene la capacidad de prosperar en aguas estancadas con poco flujo de agua. Esta
especie es de clima tropical templado (ver Figura 25, en anexos) (Gupta, 2013).
Hábitat: Se encuentra distribuida en casi todo el mundo, encontrándose
principalmente distribuida en Europa, América, África, Norte de Australia y Asia
(Gupta, 2013). Las condiciones del hábitat son muy diferentes a la de otras plantas
flotantes como en el pH y la iluminación, esta planta habita en cualquier ambiente
templado y cálido. Las condiciones del hábitat son los siguientes:
Temperatura: Rangos que van desde 5º a 30º C y óptimo de 15º y 18º C
pH: Rango de tolerancia de 4,5 - 7,5.
Iluminación: Adaptada a baja y alta intensidad lumínica.
Tamaño: Raíces largas de 1-2 cm y las hojas tienen 1-8 mm
Reproducción: Su reproducción es principalmente asexual y pocas veces
sexual, se pueden llegar a duplicar su biomasa en condiciones óptimas de 2 a 4
días, sus hojas son las principales madres de las nuevas plantas, ya que esta se
desprende y genera una nueva planta (Gupta, 2013).
Características: Es considerada una de las especies más importantes dentro
de los humedales, su aporte alimenticio es grande para todas las especies, ya que
contiene nutrientes esenciales dentro de sus tejidos. La característica principal de
la especie Lenteja de agua, es su nivel de adaptación, estas se adaptan a cualquier
ecosistema acuático y tienen un gran potencial de absorción para utilizarlas como
planta fitorremediadora de las aguas residuales (Gupta, 2013).
33
2.2.5.1.3 Azolla caroliniana (Helecho de agua).
Es una planta macrófita flotante, también conocida como helecho de agua de
flotación libre, su principal característica en su fisionomía son sus hojas pequeñas.
Está compuesta de numerosas raíces colgando hacia abajo, viviendo en forma de
colonia dentro del cuerpo de agua (ver Figura 26, en anexos) (Gupta, 2013).
Hábitat: Originaria de América del Norte y Centroamérica; es de climas
templados y tropicales, adaptándose a casi toda condición climática costera.
Temperatura: Rangos que oscilen los 0º-35ºC, no sobrevive a menos de 0º o
mayor a los 35ºC.
pH: valores de 6-7 son los adecuados
No soporta la desecación.
Tamaño: 5-10 mm.
Iluminación: No presenta problemas con la luz, ya que esta mantiene su color
verde natural
Reproducción: Su reproducción se da por medio de esporas y también se
reproduce por fragmentación, es decir, que de la rama más grande brota una nueva
planta, este tipo de reproducción es asexual (Gupta, 2013).
Características: Su característica principal de la Azolla caroliniana es su rápido
crecimiento, esta puede llegar a duplicar su biomasa en 17 días y su ciclo de vida
dura alrededor de 3 meses, siempre y cuando las condiciones sean favorables. Por
su misma naturaleza de absorbencia, son grandes acumuladores de nitrógeno y
cadmio mediante el proceso de Fijación Biológica. Puede usarse como controlador
de plagas acuáticas, ya que este tiene el potencial de cubrir todo el cuerpo de agua
y así prevalecer el cultivo del mismo (Gupta, 2013).
34
2.3 Marco legal
2.3.1 Constitución de la república.
Sección primera Agua y alimentación Art. 12.- El derecho humano al agua es fundamental e irrenunciable. El agua constituye patrimonio nacional estratégico de uso público, inalienable, imprescriptible, inembargable y esencial para la vida. Art. 13.- Las personas y colectividades tienen derecho al acceso seguro y permanente a alimentos sanos, suficientes y nutritivos; preferentemente producidos a nivel local y en correspondencia con sus diversas identidades y tradiciones culturales. El Estado ecuatoriano promoverá la soberanía alimentaria. Sección segunda Ambiente sano Art. 14.- Se reconoce el derecho de la población a vivir en un ambiente sano y ecológicamente equilibrado, que garantice la sostenibilidad y el buen vivir, sumak kawsay. Se declara de interés público la preservación del ambiente, la conservación de los ecosistemas, la biodiversidad y la integridad del patrimonio genético del país, la prevención del daño ambiental y la recuperación de los espacios naturales degradados. Art. 15.- El Estado promoverá, en el sector público y privado, el uso de tecnologías ambientalmente limpias y de energías alternativas no contaminantes y de bajo impacto. La soberanía energética no se alcanzará en detrimento de la soberanía alimentaria, ni afectará el derecho al agua. Se prohíbe el desarrollo, producción, tenencia, comercialización, importación, transporte, almacenamiento y uso de armas químicas, biológicas y nucleares, de contaminantes orgánicos persistentes altamente tóxicos, agroquímicos internacionalmente prohibidos, y las tecnologías y agentes biológicos experimentales nocivos y organismos genéticamente modificados perjudiciales para la salud humana o que atenten contra la soberanía alimentaria o los ecosistemas, así como la introducción de residuos nucleares y desechos tóxicos al territorio nacional. 2.3.2 Ley Orgánica de recursos hídricos, usos y aprovechamiento del agua. Título II Recursos hídricos Capítulo I Definición, infraestructura y clasificación de los recursos hídricos Artículo 12.- Protección, recuperación y conservación de fuentes. El Estado, los sistemas comunitarios, juntas de agua potable y juntas de riego, los consumidores y usuarios, son corresponsables en la protección, recuperación y conservación de las fuentes de agua y del manejo de páramos, así como la participación en el uso y administración de las fuentes de aguas que se hallen en sus tierras, sin perjuicio de las competencias generales de la Autoridad Única del Agua de acuerdo con lo previsto en la Constitución y en esta Ley. La Autoridad Única del Agua, los Gobiernos Autónomos Descentralizados, los usuarios, las comunas, pueblos, nacionalidades y los propietarios de predios donde se encuentren fuentes de agua, serán responsables de su manejo
35
sustentable e integrado, así como de la protección y conservación de dichas fuentes, de conformidad con las normas de la presente Ley y las normas técnicas que dicte la Autoridad Única del Agua, en coordinación con la Autoridad Ambiental Nacional y las prácticas ancestrales. El Estado en sus diferentes niveles de gobierno destinará los fondos necesarios y la asistencia técnica para garantizar la protección y conservación de las fuentes de agua y sus áreas de influencia. En caso de no existir usuarios conocidos de una fuente, su protección y conservación la asumirá la Autoridad Única del Agua en coordinación con los Gobiernos Autónomos Descentralizados en cuya jurisdicción se encuentren, siempre que sea fuera de un área natural protegida. El uso del predio en que se encuentra una fuente de agua queda afectado en la parte que sea necesaria para la conservación de la misma. A esos efectos, la Autoridad Única del Agua deberá proceder a la delimitación de las fuentes de agua y reglamentariamente se establecerá el alcance y límites de tal afectación. Los propietarios de los predios en los que se encuentren fuentes de agua y los usuarios del agua estarán obligados a cumplir las regulaciones y disposiciones técnicas que en cumplimiento de la normativa legal y reglamentaria establezca la Autoridad Única del Agua en coordinación con la Autoridad Ambiental Nacional para la conservación y protección del agua en la fuente. Artículo 13.- Formas de conservación y de protección de fuentes de agua. Constituyen formas de conservación y protección de fuentes de agua: las servidumbres de uso público, zonas de protección hídrica y las zonas de restricción. Los terrenos que lindan con los cauces públicos están sujetos en toda su extensión longitudinal a una zona de servidumbre para uso público, que se regulará de conformidad con el Reglamento y la Ley. Para la protección de las aguas que circulan por los cauces y de los ecosistemas asociados, se establece una zona de protección hídrica. Cualquier aprovechamiento que se pretenda desarrollar a una distancia del cauce, que se definirá reglamentariamente, deberá ser objeto de autorización por la Autoridad Única del Agua, sin perjuicio de otras autorizaciones que procedan. Las mismas servidumbres de uso público y zonas de protección hídrica existirán en los embalses superficiales. En los acuíferos se delimitarán zonas de restricción en las que se condicionarán las actividades que puedan realizarse en ellas en la forma y con los efectos establecidos en el Reglamento a esta Ley. 2.3.3 Ley de Gestión Ambiental.
Título VI De la protección de los derechos ambientales Art. 41.- Con el fin de proteger los derechos ambientales individuales o colectivos, concédese acción pública a las personas naturales, jurídicas o grupo humano para denunciar la violación de las normas de medio ambiente, sin perjuicio de la acción de amparo constitucional previsto en la Constitución Política de la República.
36
Art. 42.- Toda persona natural, jurídica o grupo humano podrá ser oída en los procesos penales, civiles o administrativos, que se inicien por infracciones de carácter ambiental, aunque no hayan sido vulnerados sus propios derechos. El presidente de la Corte Superior del lugar en que se produzca la afectación ambiental, será el competente para conocer las acciones que se propongan a consecuencia de la misma. Si la afectación comprende varias jurisdicciones, la competencia corresponderá a cualquiera de los presidentes de las cortes superiores de esas jurisdicciones. 2.3.4 Ley de Prevención y Control de la Contaminación Ambiental.
Capítulo II De la prevención y control de la contaminación de las aguas Art. 6.- Queda prohibido descargar, sin sujetarse a las correspondientes normas técnicas y regulaciones, a las redes de alcantarillado, o en las quebradas, acequias, ríos, lagos naturales o artificiales, o en las aguas marítimas, así como infiltrar en terrenos, las aguas residuales que contengan contaminantes que sean nocivos a la salud humana, a la fauna, a la flora y a las propiedades. Art. 7.- El Consejo Nacional de Recursos Hídricos, en coordinación con los Ministerios de Salud y del Ambiente, según el caso, elaborarán los proyectos de normas técnicas y de las regulaciones para autorizar las descargas de líquidos residuales, de acuerdo con la calidad de agua que deba tener el cuerpo receptor. Art. 8.- Los Ministerios de Salud y del Ambiente, en sus respectivas áreas de competencia, fijarán el grado de tratamiento que deban tener los residuos líquidos a descargar en el cuerpo receptor, cualquiera sea su origen. Art. 9.- Los Ministerios de Salud y del Ambiente, en sus respectivas áreas de competencia, también, están facultados para supervisar la construcción de las plantas de tratamiento de aguas residuales, así como de su operación y mantenimiento, con el propósito de lograr los objetivos de esta Ley. 2.3.5 Registro Oficial No. 097-A de la República del Ecuador
Punto 5. Desarrollo Criterios de calidad de aguas para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulces, y en aguas marinas y de estuarios. 5.1.2.1 Se entiende por uso del agua para preservación de la vida acuática y silvestre, su empleo en actividades destinadas a mantener la vida natural de los ecosistemas asociados, sin causar alteraciones en ellos, o para actividades que permitan la reproducción, supervivencia, crecimiento, extracción y aprovechamiento de especies bioacuáticas en cualquiera de sus formas, tal como en los casos de pesca y acuacultura. 5.1.2.2 Los criterios de calidad para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulces, marinas y de estuario, se presentan en la TABLA 2. 5.1.2.3 Los criterios de calidad del Amoniaco expresado como NH3 para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulces se establecen en la Tabla 2a. 5.1.2.4 Además de los parámetros indicados dentro de esta norma, se tendrán en cuenta los siguientes criterios: La turbiedad de las aguas debe ser considerada de acuerdo a los siguientes límites:
37
a) Condición natural (Valor de fondo) más 5%, si la turbiedad natural varía entre 0 y 50 UTN (unidad de turbidez nefelométrica); b) Condición natural (Valor de fondo) más 10%, si la turbiedad natural varía entre 50 y 100 UTN, y, c) Condición natural (Valor de fondo) más 20%, si la turbiedad natural es mayor que 100 UTN; d) Ausencia de sustancias antropogénicas que produzcan cambios en color, olor y sabor del agua en el cuerpo receptor, de modo que no perjudiquen a la vida acuática y silvestre y que tampoco impidan el aprovechamiento óptimo del cuerpo receptor.
38
3. Materiales y métodos
3.1 Enfoque de la investigación
3.1.1 Tipo de investigación.
La base de este trabajo es la investigación documentada; siendo esta la
incorporación de conocimientos científicos y bibliográficos, fue necesario recurrir a
diferentes bases científicas para determinar qué tipo de plantas tienen mayor
capacidad de absorción de cadmio en aguas residuales.
En este estudio se utilizó la investigación documentada descriptiva. Se
analizaron los diferentes puntos de vista de varios autores, estudiando tres
diferentes tipos de plantas acuáticas para identificar su capacidad de absorción de
cadmio, dando a conocer su potencial como plantas fitorremediadoras de las aguas
residuales urbanas. De esta forma implementarlas en futuros proyectos de
preservación ambiental y brindar una solución a la problemática de contaminación
que involucra a las diferentes industrias.
3.1.2 Diseño de investigación.
En el presente trabajo se aplicó un diseño no experimental, dado que las
variables en estudio no fueron manipuladas. Se analizó la capacidad de absorción
de metales pesados a través de la búsqueda de información bibliográfica y los
resultados fueron interpretados mediante estadística descriptiva.
39
3.2 Metodología
3.2.1 Variables.
3.2.1.1. Variable independiente.
Biomasa de Azolla caroliniana
Biomasa de Lemna minor
Biomasa de Eichhornia crassipes
3.2.1.2. Variable dependiente.
Porcentaje de remoción de cadmio
3.2.2 Recolección de datos.
3.2.4.1. Recursos.
En este trabajo investigativo se emplearon referencias bibliográficas como:
Libros, revistas científicas, páginas webs y tesis.
3.2.4.2. Métodos y técnicas.
Para el desarrollo de este proyecto se cumplieron los siguientes pasos (ver
Figura 23, anexos) detallados a continuación:
Establecimiento de la influencia de las plantas acuáticas como medio de
restauración de un ecosistema hídrico mediante una revisión
bibliográfica: Se buscó en fuentes como libros, páginas webs, artículos
científicos, revistas académicas, informes, entre otros, toda la información
pertinente.
Recopilación de información sobre la capacidad de absorción de cadmio
de las plantas acuáticas y su valor en la fitorremediación de aguas
residuales: Mediante el análisis de información obtenida en estudios
realizados anteriormente sobre el tema en estudio, se recopiló datos sobre la
eficacia de las plantas acuáticas como medios de fitorremediación y se
40
elaboraron gráficos, tablas y figuras, comparando tres tipos de especies lo que
permitió verificar el mayor porcentaje de remoción de cadmio en aguas
residuales urbanas.
Identificar las especies de plantas acuáticas que tienen mayor capacidad
de absorción de cadmio mediante análisis de los resultados obtenidos:
Finalmente, se estableció la especie de mayor eficiencia mediante el análisis
estadístico inferencial. Finalmente se brindaron sugerencias en su utilización
como tecnología ecológica, de bajo costo y amigable con el ambiente
3.2.3 Análisis estadístico.
En este trabajo se aplicó estadística descriptiva (porcentajes, media aritmética,
diagramas de barras, curvas y tablas) para la representación gráfica de los
resultados.
41
4. Resultados
4.1 Influencia de las plantas acuáticas como medio de restauración de un
ecosistema hídrico
Para comprender la influencia de las plantas acuáticas se investigó la
clasificación de las macrófitas, su función como bioindicadores y posteriormente se
relacionó con la dinámica en un ecosistema hídrico.
4.1.1 Macrófitas y su clasificación.
A las plantas acuáticas se las denomina macrófitas, este término significa planta
que se observa a simple vista; por tanto, las macrófitas acuáticas serán las plantas
aparentes que viven en el agua. Este tipo de plantas abarca grupos taxonómicos
como angiospermas, pteridófitos, briófitos, carófitos y algas filamentosas (Cirujano,
Meco y Cezón, 2011). Estos organismos son importantes en la dinámica de los
ecosistemas acuáticos considerándose elementos clave en las cadenas tróficas.
Sin las plantas acuáticas, la diversidad especies disminuiría en estos ecosistemas
volviéndose incapaz de mantener comunidades de peces (Fernández et al., 2012).
Debido a que las plantas acuáticas son sensibles a los cambios que se producen
en los medios que se desarrollan (salinidad, pH, temperatura, turbiedad, nutrientes,
etc.) se consideran como bioindicadores para un primer y rápido diagnóstico de la
calidad ambiental o estado de salud de los ecosistemas acuáticos. La presencia o
ausencia de determinadas especies indican con precisión considerable el cómo se
encuentran los hábitats constituyendo el punto de partida para desarrollar análisis
posteriores que identificarán los problemas concretos (García, Fernández y
Cirujano, 2009).
En la Figura 1 se ilustran las diversas especies de plantas acuáticas según su
medio de desarrollo:
42
Figura 1. Clasificación de macrófitas según su medio. Nota: HIG: Hidrófitos que crecen a orillas de los cuerpos dulceacuícolas, HEL: Helófitos o plantas emergentes, MES: Macrófitas enraizadas sumergidas, MEF: Macrófitas enraizadas flotantes, MFL: Macrófitas flotantes libres y ALG: Algas filamentosas. Fuente: Cirujano, Meco y Cezón, (2011).
Las plantas macrófitas se separan en dos grandes grupos ecológicos, las
hidrófitas o plantas acuáticas y las helófitos plantas palustres (de pantano). La
mayoría de hidrófitos presentan su cuerpo en el agua, fotosintetizan en ese medio,
y las helófitos tienen gran parte de sus órganos fotosintéticos en el aire (Buendía y
Galindo, 2015).
4.1.2 Plantas acuáticas como bioindicadores.
Según García et al. (2009); las plantas acuáticas tienen propiedades que las
convierten en excelentes bioindicadores, como por ejemplo:
Son organismos sedentarios que se pueden observar fácilmente.
Responden rápidamente a variaciones físico-químicas del medio.
Son sensibles a la presencia de diversos contaminantes y sustancias tóxicas,
además son capaces de acumularnos en su organismo.
Están presentes en multitud de hábitats acuáticos.
La Directiva de tratamiento de aguas urbanas residuales en España y
organizaciones de Estados Unidos emplean a las macrófitas como indicadores de
43
calidad de agua habitualmente. Conforme a ello y a referencias bibliográficas,
García et al. (2009), elaboraron un breve listado de plantas acuáticas como
indicadoras de calidad de agua detallando que funciones poseen estas especies en
un medio acuático (ver Tabla 2).
Tabla 2. Plantas acuáticas como bioindicadores de calidad de agua
Especie Indicador de
calidad AM APM E/H O C C/B
Chara galioides + ✔ ✔
Nitella translucens + ✔ ✔ Riella helicophylla + ✔ ✔
Ricciocarpos natans ✔ ✔
Isoetes velatum + ✔ ✔ Marsilea strigosa + ✔ ✔ Azolla filiculoides - ✔ ✔ Salvinia natans - ✔ ✔ Nymphaea alba
✔ Nuphar luteum
✔ Ceratophyllum demersum
✔ ✔ Polygonum amphibium
✔ ✔ Myriophyllum alterniflorum + ✔ Myriophyllum aquaticum - ✔ ✔ Eryngium corniculatum + ✔ ✔ Apium inundatum + ✔ ✔ Carum verticillatum + ✔ ✔ Callitriche truncata + ✔ ✔
Littorella uniflora + ✔ ✔ Utricularia australis + Avellara fistulosa + ✔ ✔ Hydrocharis morsus-ranae + Egeria densa - ✔ Hydrilla verticillata - ✔ ✔ Potamogeton nodosus
✔ Potamogeton pectinatus
✔ ✔ ✔ ✔
Groenlandia densa + ✔ ✔
Ruppia drepanensis ✔ ✔
Najas marina + ✔ ✔
Zannichellia obtusifolia + ✔ ✔
Althenia orientalis + ✔ ✔
Pistia stratiotes - ✔ ✔ Lemna gibba - ✔ ✔ Juncus heterophyllus + ✔ ✔ Isolepis fluitans + ✔ ✔ Sparganium angustifolium + ✔ ✔ Eichhornia crassipes - ✔ ✔
Nota. AM: Aguas Mineralizadas, APM: Aguas poco mineralizadas, E/H: Eutrofia/Hipereutrofia, O: Oligotrofia, C: Cloruros y C/B: Carbonatos/Bicarbonatos. Fuente: García et al., (2009).
44
4.1.3 Dinámica de las plantas acuáticas como depuradoras de un
ecosistema hídrico.
Una amplia variedad de plantas acuáticas puede remover, reducir, transformar,
mineralizar, degradar, volatilizar o estabilizar contaminantes en un ecosistema
hídrico. Algunas de ellas acumulan grandes cantidades de metales pesados, por lo
cual reciben el nombre de hiperacumuladoras. Ciertas especies pueden acumular
al menos 100 µg/g (0,01% peso seco) de cadmio (Cd) y arsénico (As); 1000 µg/g
(0,1% peso seco) de cobre (Cu), cobalto (Co), cromo (Cr), níquel (Ni) y plomo (Pb);
y 10 000 µg/g (1,0 % peso seco) de manganeso (Mn) (Delgadillo-López et al., 2011).
Los mecanismos de tolerancia varían según la especie de planta y están
determinados por el tipo de metal, eficiencia de absorción translocación y
secuestro. En la actualidad algunas especies de plantas han sido genéticamente
modificadas para su uso en la fitorremediación de Cd, Hg o bifenilos policlorados
(Delgadillo-López et al., 2011).
El proceso que efectúan las plantas para incorporar y acumular metales pesados
en su organismo se basa en tres fases:
Fase I: Los metales pesados son transportados al interior de la planta y,
después, al interior de la célula. La raíz es el tejido que permite la entrada de
los metales, lo cual se debe a que posee cargas negativas en sus células (por
grupos carboxilo) que interactúan con las cargas positivas de los metales
pesados difundidos en el medio, creando así un equilibrio dinámico que facilita
la entrada al interior celular a través de vía apoplástica o simplástica
(Delgadillo-López et al., 2011). Además, las plantas tienen la capacidad de
transferir oxígeno desde sus partes superiores hasta su raíz, produciendo una
45
zona aeróbica en sus alrededores que favorece los procesos de remediación
(Núñez et al., 2004).
Fase II: Las partículas coloidales de metales que ingresaron al interior de la
planta, son secuestrados o acomplejados por un ligante existente o
sintetizado. A este proceso se le conoce como quelación, el cual se basa en
la formación de un complejo muy estable entre el ligante y un átomo central
único (el metal), que puede ser transferido y acumulado en las vacuolas de la
planta; es así que el metal se encuentra “secuestrado” (Núñez et al., 2004).
Entre los quelantes producidos por las plantas se encuentran los ácidos
orgánicos (ácidos cítrico, oxálico y málico), algunos aminoácidos (histidina y
cisteína) y dos clases de péptidos: fitoquelatinas y metaloteínas. Las
fitoquelatinas son ligandos de alta afinidad que tienen como sustrato al
glutatión, están constituidas por tres aminoácidos: ácido glutámico, cisteína y
glicina, unidos por enlaces peptídicos. Las metalotioneinas son polipéptidos
de unos 70-75 aminoácidos con un alto contenido en cisteína, tienen afinidad
por las formas iónicas de Zn, Cd, Hg y Cu (Delgadillo-López et al., 2011).
Fase III: Se basa en la compartimentalización y detoxificación, proceso en el
que el complejo ligando-metal queda retenido en la vacuola (Delgadillo-López
et al., 2011).
En general, los mecanismos de tolerancia son diferentes entre las distintas
especies de plantas y estarán determinados por el tipo de metal. Investigadores
ilustraron el proceso de destoxificación de cromo efectuado por el Jacinto de agua,
el cual se basa en solibilización, bioabsorción, reducción, complejación, transporte
complejo y acumulación del contaminante (Núñez et al., 2004) (ver Figura 2).
46
Figura 2. Mecanismo de absorción de Cr por el Jacinto de agua Núñez et al., 2004
4.2 Capacidad de absorción de cadmio de las plantas acuáticas y su valor en
la fitorremediación de aguas residuales
Para determinar la capacidad de absorción de cadmio de las especies E.
crassipes, L. minor y A. caroliniana, y su valor en la fitorremediación de aguas
residuales, se recopiló información de investigaciones con respecto a las variables
absorción del contaminante por la planta, y porcentajes de remoción del
contaminante en el agua residual o tratamiento.
4.2.1 Capacidad de absorción de cadmio en las plantas
La capacidad de absorción de cadmio en las especies se analiza conforme a la
concentración del contaminante y al factor de bioconcentración (FBC). La
información se presenta en el orden de las investigaciones más recientes.
47
4.2.1.1 Concentración del contaminante en las plantas
Tabla 3. Concentración de Cd en la especie E. crassipes
Fuente Período de
estudio C.I. Cd (mg/L)
Concentración de Cd en la planta (mg/kg)
Raíz Tallo Hoja Total planta
Islas, 2020 60 días 2,83 439,4 667,9 - 1107,3
Das et al., 2016 21 días
5 8466 937,9 850,2 878,3
10 956 986 958,8 966,9
15 1908,6 1966,1 1908,6 1927,8
20 921,97 967,33 848,22 912,5
Poma y Valderrama, 2014
8 días 5 109,47 13,05 30,16 142,66
Barboza, 2012 15 días
0,5 0,027 0,019 0,013 -
1 0,014 0,009 0,008 -
1,5 0,039 0,031 0,016 -
2,5 0,047 0,038 0,024 -
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
La concentración de cadmio reportada por varios autores, según las partes de la
planta en la especie E. crassipes se presenta en la Tabla 3. Según los estudios, la
planta E. crassipes (biomasa total), en dosis altas de 5 a 20 mg/L Cd durante
período corto de estudio de 8 días puede acumular 142,66 mg/kg como reportaron
Poma y Valderrama (2014); al cabo de 21 días de tratamiento la concentración
aumenta alcanzando valores de 1927,8 mg/kg como reportaron Das et al. (2016).
La especie presenta mayor acumulación de cadmio en la raíz de la planta,
alcanzando el mayor valor de concentración (8466 mg/kg) en dosis alta de 5 mg/L
Cd durante un período de 21 días de tratamiento como reportaron Das et al. (2016);
mientras que, en dosis más altas la concentración disminuye.
En dosis más bajas de 1 a 2,83 mg/L Cd, la especie sigue presentando la mayor
acumulación de cadmio en la raíz de la planta (0,014 a 0,047 mg/kg) durante
período de 15 días de tratamiento como reportó Barboza (2012); mientras que a los
60 días de tratamiento la concentración puede aumentar (439,4 mg/kg) como
reportó Islas (2020).
48
Tabla 4. Concentración de Cd en la especie L. minor
Fuente Período de
estudio C.I. Cd (mg/L)
Concentración de Cd en la planta (mg/kg)
Khan, et al., 2020 25 días
0,1 0,021
0,5 0,093
1 0,332
Bokhari et al., 2016 31 días 0,04 1,5
0,05 23,8
Chaudhuri et al., 2014 22 días
0,5 1647,83
1 2925,84
1,5 4008,90
2 4734,56
2.5 3906,50
3 3372,18
Gómez, 2013 8 días
0,13 0,098
0,06 0,022
0,03 0,2
0,02 0,008
0,01 0,005
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
La concentración de cadmio en el total de la planta de la especie L. minor
reportada por varios autores se presenta en la Tabla 4. Según los estudios, en dosis
bajas de 0,01 a 0,1 mg/L Cd durante período corto de estudio de 8 días, la especie
L. minor puede acumular 0,098 mg/kg como reportó Gómez (2013), en un periodo
de 25 días aumenta la concentración alcanzando valores de 0,332 mg/kg como
reportaron Khan, et al. (2020), igual ocurre a los 31 días la concentración aumenta
hasta valores de 23,8 mg/kg como reportaron Bokhari et al. (2016).
En dosis altas de 0,5 a 3 mg/L Cd durante período de estudio de 22 días, la
especie L. minor ha presentado una concentración máxima de 4734,56 mg/kg a
dosis de 2 mg/L Cd, a dosis más bajas o altas la concentración resultó menor como
reportaron Chaudhuri et al. (2014).
49
Tabla 5. Concentración de Cd de las especies A. filiculoides y A. caroliniana
Fuente Período de
estudio C.I. Cd (mg/L)
Concentración de Cd en la planta
Unidad
Valderrama et al., 2016 (Azolla filiculoides)
10 días
0,03 3,35
mg/kg
0,3 8,44
0,7 20,53
1,35 44,09
2 73,17
2,7 93,11
Ballesteros, 2011 (Azolla caroliniana)
15 días
1 0,097
mg/kg 2 0,138
3 0,139
4 0,192
Choque, 2010 (Azolla filiculoides)
5 días
0,0772
0,036
mg/g
10 días 0,916
15 días 1,138
20 días 1,15
25 días 1,168
Stêpniewska et al., 2005 (Azolla caroliniana)
12 días
0,1 0,10
mg/kg 0,5 0,18
1 1,22
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
La concentración de cadmio en el total de la planta las especies A. filiculoides y
A. caroliniana reportada por varios autores se presenta en la Tabla 5. Se recopilo
información de autores que estudiaron la especie A. caroliniana en periodos
similares de tratamiento y a dosis distintas, comprobaron que la concentración de
Cd en la planta aumenta conforme incrementa la dosis del metal. Stêpniewska et
al. (2005) en dosis de 0,1 a 1 mg/L obtuvieron valores de concentración de Cd de
0,10 a 1,22 mg/kg a los 12 días de estudio, siendo superior a los resultados de
Ballesteros (2011) que en dosis de 1 a 4 mg/L obtuvo valores de concentración de
0,097 a 0,192 mg/kg.
Se recopilo información de autores que estudiaron la especie A. filiculoides.
Valderrama et al. (2016) observaron a los 10 días de tratamiento que la
concentración de Cd en la planta aumentó conforme a la dosis del metal, la menor
dosis de 0,03 mg/L presentó una concentración de 3,35 mg/kg y la mayor dosis de
50
2,7 mg/L presentó una concentración 93,11 mg/kg. Choque (2010) observó que la
concentración de Cd en la planta aumentó en función al tiempo, a los 5 días la
concentración en la planta fue de 0,036 mg/g y a los 25 días fue de 1,168 mg/g.
4.2.1.2 Factor de bioconcentración de las plantas
Tabla 6. FBC de Cd de la especie E. crassipes
Fuente Período
de estudio C.I. Cd (mg/L)
Factor de bioconcentración (FBC)
Raíz Tallo Hoja Total planta
Islas, 2020 60 días 2,83 5,50 1,37 - 6,38
Bravo, 2017 9 días
0,25 - - - 2656,74
0,5 - - - 2282,27
1 - - - 1997,12
2 - - - 754,35
Das et al., 2016
21 días
5 169.3 187.5 170 526
10 95.6 98.6 95.8 290
15 127.2 131.07 127.2 385
20 46.09 48.36 42.41 121
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
El factor de bioconcentración de Cd de la especie E. crassipes presentado por
varios autores se presenta en la Tabla 6. Según los estudios, en dosis más elevadas
y períodos más largos de exposición al metal el FBC disminuye. En dosis bajas de
0,25 a 1 mg/L Cd durante un período corto de estudio de 9 días, la especie E.
crassipes presenta un FBC en el total de la planta desde 1990 a 2600, siendo la
dosis más baja la que obtuvo el mayor FBC reportado entre las investigaciones por
Bravo (2017).
En dosis más altas de 2 a 20 mg/L Cd, en un período de estudio de 21 días, la
especie presenta menores valores de FBC en un intervalo de 120 a 500 como
reporta Das et al. (2016), mientras que a los 60 días se ha observado que el FBC
disminuye a un valor menor a 7 como reporta Islas (2020). Por otra parte, no se
observan diferencias considerables con respecto al FBC por partes de la planta en
esta especie.
51
Tabla 7. FBC de Cd de la especie Lemna minor
Fuente Período de
estudio C.I. Cd (mg/L)
Factor de bioconcentración (FBC)
Khan et al., 2020 25 días
0,1 75,625
0,5 300,625
1 104,75
Bokhari et al., 2016 31 días 0,04 350,08
0,05 439,50
Chaudhuri et al., 2014 22 días
0,5 3295,67
1 2925,84
1,5 2672,6
2 2367,28
2.5 1562,6
3 4,06
Zayed et al., 1998 8 días
0,1 0
1 100
10 1333
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
El factor de bioconcentración de Cd de la especie L. minor presentado por varios
autores se presenta en la Tabla 7. Según los estudios, en dosis más elevadas y
períodos más largos de exposición al metal el FBC disminuye. En dosis bajas de
0,04 y 0,05 mg/L Cd durante un período de estudio de 31 días, la especie L. minor
presenta un FBC de 350 y 439 respectivamente como reportaron Bokhari et al.
(2016).
En dosis de 0,5 a 2 mg/L Cd en un período de estudio de 22 días, se ha reportado
que la especie puede obtener un FBC máximo de 3295,67 como indicaron
Chaudhuri et al. (2014); en el mismo estudio se observa que en dosis superiores el
FBC disminuye. Igual ocurre en un período de 25 días dónde el FBC disminuye a
104,75 en una dosis de 1 mg/L Cd como reportaron Khan et al. (2020).
En un estudio se observó que a una dosis alta de 10 mg/L Cd durante un período
de 8 días, L. minor alcanzó un FBC de 1333 como reportaron Zayed et al. (1998).
52
Tabla 8. FBC de Cd de las especies A. caroliniana y Azolla sp.
Fuente Período de estudio C.I. Cd (mg/L) Factor de
bioconcentración (FBC)
Pernía et al., 2016 (Azolla sp.)
7 días
0,25 2536,02
0,5 3257,08
1 6136,13
2 520,2
Ballesteros, 2011 (Azolla caroliniana)
15 días
1 2
2 2,8
3 4,45
4 4,12
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
El factor de bioconcentración de Cd de las especies A. caroliniana y Azolla sp.
estudiado por distintos autores se presenta en la Tabla 8. La recopilación de
información sobre Azolla sp. se debió a la falta de estudios que emplearan la
especie A. caroliniana como fitorremediadora de aguas residuales contaminadas
con cadmio.
Según los estudios, en dosis más elevadas el FBC aumenta para ambas
especies. Para Azolla sp. en un período de 7 días de estudio en dosis de 1 mg/L
Cd se presentó el mayor FBC con 6136,13; sin embargo, al aumentar la dosis a 2
mg/L Cd el FBC disminuyó a 530,2 siendo éste valor el menor FBC reportado por
Pernía et al. (2016).
Para Azolla caroliniana. en un período de 15 días de estudio en dosis de 3 mg/L
Cd se presentó el mayor FBC con 4,45; y el menor FBC fue de 2 a dosis de 1 mg/L
Cd como reportó Ballesteros (2011). Cabe indicar que la especie Azolla sp.
presenta mayores valores de FBC que A. caroliniana.
53
4.2.2 Efectividad de remoción de cadmio en aguas residuales
4.2.2.1 Eichhornia crassipes (Jacinto de agua)
Figura 3. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y soluciones reportado por Poma y Valderrama, 2014. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 3 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando E.
crassipes en función del tiempo y distintas soluciones, con una carga inicial de 5
mg/L por metal, reportado por Poma y Valderrama (2014). Se observa que la
solución de Cd y Hg aumenta su porcentaje de remoción con el tiempo, lo contrario
ocurre con la solución de Cd libre de Hg. El mayor porcentaje de remoción lo obtuvo
la solución de Cd y Hg con 62% a los 8 días de exposición al metal.
Figura 4. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y biomasa reportado por Lozada, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021
54
En la figura 4 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando E.
crassipes en función del tiempo y biomasa, con una carga inicial de 0,0392 mg/L
Cd, reportado por Lozada (2019). Se observa que los porcentajes de remoción de
Cd obtenidos en biomasa de 1 y 1,5 kg son similares, lo mismo ocurre en biomasa
de 2 y 2,5 kg. Además, en todos los tratamientos el porcentaje de remoción
aumentó con el tiempo.
A los 7 días de exposición al metal, el mayor porcentaje de remoción lo
obtuvieron las dosis de 2 y 2,5 kg con 63,77 y 57,90% respectivamente. Al final del
estudio, a los 21 días el mayor porcentaje de remoción lo obtuvo la biomasa de 2
kg con 94,64% aunque no se diferencia significativamente de los demás valores.
Figura 5. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo reportado por Sandoval, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 5 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando E.
crassipes en función del tiempo, con una carga inicial de 2 mg/L Cd, reportado
Sandoval (2019). Se observa que el porcentaje de remoción aumentó con el tiempo
hasta los 5 días de tratamiento siendo el mayor porcentaje de remoción 90,33%.
55
Figura 6. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo y soluciones reportado por Islas, 2020. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 6 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando E.
crassipes en función del tiempo y soluciones, con una carga inicial de 2,93 mg/L
Cd, reportado por Islas (2020). Los mayores porcentajes de remoción se
observaron en la solución de Cd a pH neutro desde los 15 días de estudio con
96,59% alcanzando un valor máximo de 99,69%. Mientras que los valores más
bajos se observaron en la solución de As, Cd y Cu en un medio ácido, a los 15 días
de estudio con 57,60% alcanzando hasta el 48,75% de remoción a los 21 días.
Figura 7. Remoción de Cd por E. crassipes en función del tiempo reportado por Díaz et al., 2012. Elaboración: Vásquez, 2021
56
En la figura 7 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando E.
crassipes en función del tiempo, con una carga inicial de 22,5 mg/L Cd, reportado
por Díaz et al. (2012). Se observa que el porcentaje de remoción aumentó con el
tiempo hasta los 25 días de tratamiento siendo el mayor porcentaje de remoción
97,96%.
Figura 8. Remoción promedio de E. crassipes en función al tiempo. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 8 se presenta la remoción promedio de E. crassipes en función al
tiempo. Los valores del gráfico resultan de promediar los porcentajes de remoción
reportados en los estudios. El mayor porcentaje de remoción de Cd promedio se
alcanza a los 25 días con 97,96%. La especie E. crassipes de 5 a 10 días presenta
valores de remoción en el intervalo de 40 a 60%, de 10 a 30 días presenta valores
de remoción en el intervalo de 80 a 90%, y de 30 a 60 días los valores de remoción
disminuyen.
57
4.2.2.2 Lemna minor (Lenteja de agua)
Figura 9. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo reportado por Sandoval, 2019. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 9 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando L.
minor en función del tiempo, con una carga inicial de 2 mg/L Cd, reportado Sandoval
(2019). Se observa que el porcentaje de remoción aumentó con el tiempo hasta los
11 días de tratamiento siendo el mayor porcentaje de remoción 30,83%.
Figura 10. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo y efluente reportado por Bokhari et al., 2016. Elaboración: Vásquez, 2021
En la Figura 10 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando L.
minor en función del tiempo y efluente, con una carga inicial de 0,038 mg/L Cd para
el agua residual mixta de industrias (A.R.) y 0,054 para un efluente municipal (E.M.)
58
reportado por Bokhari et al. (2016). Se observa que el A.R. aumenta su porcentaje
de remoción con el tiempo alcanzando un valor máximo de 94,74% a los 31 días,
siendo el tratamiento de mayor eficiencia de remoción. Mientras que en el E.M. a
los 17 días de estudio ocurrió un descenso de la remoción al 62,96% y posterior
aumentó hasta alcanzar el 94,44% a los 31 días.
Figura 11. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo y dosis reportado por Chaudhuri et al., 2014. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 11 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando L.
minor en función del tiempo y dosis, reportado por Chaudhuri et al. (2014). En este
estudio se estandarizaron los valores de cada tratamiento para un análisis más
preciso del alcance de remoción de Cd a distintas dosis. Se observa una relación
indirectamente proporcional, en dónde una menor dosis correspondería a un mayor
porcentaje de remoción. Los resultados de los autores indican que la remoción
aumenta con el tiempo, a los 22 días de estudio se obtuvo un valor máximo de
77,07% a una dosis 0,5 mg/L Cd, y un valor mínimo de 40,69% a una dosis de 3,0
mg/L Cd.
59
Figura 12. Remoción de Cd por L. minor en función del tiempo reportado por Calle y Coello, 2015. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 12 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando L.
minor en función del tiempo, con una carga inicial de 0,0167 mg/L Cd, reportado
Calle y Coello (2015). Se observa que el porcentaje de remoción aumentó con el
tiempo hasta los 5 días de tratamiento siendo el mayor porcentaje de remoción
86,23%.
Figura 13. Remoción promedio de L. minor en función al tiempo. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 13 se presenta la remoción promedio de L. minor en función al
tiempo. Los valores del gráfico resultan de promediar los porcentajes de remoción
60
reportados en los estudios. El mayor porcentaje de remoción de Cd promedio se
alcanza a los 31 días con 94,59%. La especie L. minor de 3 a 6 días presenta
valores de remoción en el intervalo de 40 a 80%, posterior reduce la remoción de 6
a 12 días presentando valores de remoción en el intervalo de 20 a 60%, y de 12 a
30 días los valores de remoción aumentan en un intervalo de 60 a 90%.
4.2.2.3 Azolla caroliniana (Helecho de agua)
Figura 14. Remoción de Cd por A. caroliniana en función de la dosis reportado por Ballesteros, 2011. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 14 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando A.
caroliniana con una biomasa de 60 gramos, en función de la dosis reportado por
Ballesteros (2011). Se observa que en una dosis baja de Cd y en combinación con
otros metales la eficiencia de remoción es menor. El máximo valor de remoción fue
81,67% a dosis de 3 mg/L Cd y el menor valor fue 70% a dosis de 1 mg/L Cd.
61
Figura 15. Remoción de Cd por Azolla sp. en función de la dosis reportado por Pernía et al., 2016. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 15 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando
Azolla sp en función de la dosis reportado por Pernía et al. (2016). Se observa que
en una dosis baja de Cd y en combinación con otros metales la eficiencia de
remoción es mayor. El máximo valor de remoción fue 46,33% a dosis de 0,25 mg/L
Cd y el menor valor fue 0% a dosis de 2 mg/L Cd.
Figura 16. Remoción de Cd por Azolla filiculoides en función del tiempo reportado por Choque, 2010. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 16 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando
Azolla filiculoides en función del tiempo, con una carga inicial de 0,0772 mg/L Cd,
reportado por Choque (2010). Se observa que el porcentaje de remoción aumentó
62
con el tiempo hasta los 30 días de tratamiento siendo el mayor porcentaje de
remoción 15,23%.
Figura 17. Remoción de Cd por A. filiculoides en función de la dosis, tiempo y biomasa reportado por Naghipour et al., 2018. Elaboración: Vásquez, 2021 En la figura 17 se presentan los resultados de la remoción de Cd empleando A.
filiculoides en función de la dosis, tiempo y biomasa reportado por Naghipour et al.
(2018). Se observa una relación indirectamente proporcional, en dónde una menor
63
dosis correspondería a un mayor porcentaje de remoción. Los resultados de los
autores indican que la remoción aumenta con el tiempo y a una mayor biomasa. A
los 15 días de estudio se presentó un valor máximo de remoción de 92,84% a dosis
de 5 mg/L Cd y biomasa de 0,8 gramos y la menor remoción fue 38,21% a dosis de
25 mg/L y biomasa de 0,2 gramos.
Figura 18. Remoción promedio de las especies A. caroliniana, A. filiculoides y Azolla sp. en función al tiempo. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 18 se presenta la remoción promedio de las especies A. caroliniana,
A. filiculoides y Azolla sp. en función al tiempo. Los valores del gráfico resultan de
promediar los porcentajes de remoción reportados en los estudios. Las especies A.
caroliniana y Azolla sp. de 5 a 10 días presenta valores de remoción en el intervalo
de 30 a 50%. El mayor porcentaje de remoción de Cd promedio de las especies se
alcanza a los 15 días con 68,97%, en los días posteriores la remoción reduce al
15%.
64
4.3 Plantas acuáticas de mayor capacidad de absorción de cadmio
La determinación de las especies con mayor capacidad de absorción y remoción
de cadmio se realizó conforme al análisis de los resultados obtenidos en el apartado
4.2. Se sintetizó la información tomando en cuenta los mayores valores de
concentración del contaminante, FBC y porcentajes de remoción de Cd.
4.3.1 Comparación de capacidad de absorción entre especies de estudio
Tabla 9. Mayor concentración de Cd por especie y estudio
Especie
C. Cd en planta
(mg/kg)
C.I. de Cd (mg/L)
Biomasa (g)
Tiempo (días)
Fuente
Eichhornia crassipes
1927,8 15 50 21 Das et al., 2016
Lemna minor
4734,56 2 100 22 Chaudhuri et al., 2014
Azolla sp. 93,11 2,7 50 10 Valderrama et al., 2016 (Azolla filiculoides)
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial; A.N: Ambiente natural. Elaboración: Vásquez, 2021
En la tabla 10 se presenta la mayor concentración de Cd por especie de estudio.
Los estudios indican que, en un periodo de 22 días a dosis distintas, la especie L.
minor reporta la mayor concentración de Cd con 4734,56 mg/kg a dosis de 2 mg/L
Cd. Seguido por E. crassipes con 1927,8 mg/kg a dosis superior de 15 mg/L Cd.
Tabla 10. Mayor factor de bioconcentración por especie y estudio
Especie FBC
C.I. de Cd (mg/L)
Biomasa (g)
Tiempo (días)
Fuente
Eichhornia crassipes
2656,74 0,25 500 9 Bravo, 2017
Lemna minor
3295,67 0,5 100 22 Chaudhuri et al., 2014
A. caroliniana
2 1 60 15 Ballesteros, 2011
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. C.I.: Concentración inicial. Elaboración: Vásquez, 2021
En la tabla 11 se presenta el FBC por especie y estudio. Los estudios indican
variaciones de FBC a dosis distintas, la especie L. minor reporta el mayor FBC
respecto a Cd con 3295,67 a una dosis de 0,5 mg/L Cd en 22 días. Seguido por E.
crassipes con un FBC de 2656,74 a una dosis superior de 0,25 mg/L Cd en 9 días.
65
4.3.2 Comparación de capacidad de remoción entre especies de estudio
Tabla 11. Mayor porcentaje de remoción de Cd por especie y estudio
Carga inicial de Cd (mg/L)
Remoción de Cd (%)
Volumen tratado (L)
Biomasa (g)
Tiempo (días)
Fuente
Eichhornia crassipes
2,93 99,69 4 200,8 45 Islas, 2020
0,0392 94,64 50 2000 21 Lozada, 2019
2 90,33 0,50 100 11 Sandoval, 2019
5 63,4 2 55 3 Poma y Valderrama, 2014
5 Cd y Hg 52 2 55 8
22,5 97,96 0,1 - 25 Díaz et al., 2012
Lemna minor
2 30,83 0,50 100 11 Sandoval, 2019
0,038 (A.R.) 94,74 25 200 31 Bokhari et al., 2016
0,054 (E.M.) 94,44 25 200 31
0,0167 90,42 20 200 3 Calle y Coello, 2015
0,5 77,07 0,05 100 22 Chaudhuri et al., 2014
A. caroliniana, A. filiculoides y Azolla sp.
5 (A. f.) 92,84 0,1 0,8 15 Naghipour et. al.,2018
0,25 (A. sp) 46,33 2 - 7 Pernía et. al, 2016
3 (A. c.) 81,67 1,5 60 15 Ballesteros, 2011
0,0772 (A. f.) 15,23 1 10 30 Choque, 2010
Los datos pertenecen a los autores citados en la tabla. Elaboración: Vásquez, 2021
En la tabla 12 se presentan los mayores porcentajes de remoción de Cd
reportados por especie y estudio. E. crassipes presenta en la mayoría de estudios
una remoción que varía entre 90 a 99%, siendo la especie de mayor eficiencia entre
las de estudio. L. minor presenta en la mayoría de estudios una remoción que varía
entre 70 a 90%. En cuanto al género Azolla, las especies varían en sus mayores
porcentajes de remoción, observando que a dosis de 3 y 5 mg/L Cd y periodo de
15 días, las especies A. caroliniana, A. filiculoides alcanzan los mayores
porcentajes de remoción por encima del 80%.
Por otra parte, para analizar la influencia de la dosis de Cd, biomasa de especie
vegetal y tiempo de tratamiento, se promediaron los valores correspondientes a
cada variable por especie. Lo resultados obtenidos se presentan a continuación.
66
Figura 19. Mayor porcentaje de remoción promedio de Cd en función de dosis o concentración inicial del contaminante por especie. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 19 se presentan los resultados del mayor porcentaje de remoción
promedio de Cd en función de dosis o concentración inicial del contaminante por
especie. Los valores del gráfico resultan de promediar los mayores porcentajes de
remoción conforme a las dosis reportados en los estudios.
La mayor eficiencia de remoción promedio entre los intervalos de dosis se
observa a una dosis de 5 mg/L Cd o superior con 97,96% correspondiente a la
especie E. crassipes. No se han reportado estudios de las especies L. minor y A.
caroliniana a dosis igual o superior a 5 mg/L Cd.
En el intervalo de 0,01 – 0,05 mg/L Cd, la especie E. crassipes obtuvo la mayor
remoción promedio con 94,64%. En los intervalos de 0,05 – 0,1 y 0,1 – 0,5 mg/L
Cd, la especie L. minor obtuvo la mayor remoción promedio con 94,44% y 77,07%
respectivamente. En el intervalo de 0,5 – 5 mg/L Cd, la especie A. caroliniana
obtuvo la mayor remoción promedio con 87,26%.
67
Figura 20. Mayor porcentaje de remoción promedio de Cd en función de la biomasa por especie. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 20 se presentan los resultados del mayor porcentaje de remoción
promedio de Cd en función de la biomasa por especie. Los valores del gráfico
resultan de promediar los mayores porcentajes de remoción conforme a la biomasa
empleada reportado en los estudios. Los resultados de los autores indican que la
remoción aumenta a una mayor biomasa. La mayor eficiencia de remoción
promedio de Cd entre los intervalos de biomasa se observa a una biomasa de 200
gramos o superior con 97,43% correspondiente a la especie E. crassipes.
La menor eficiencia de remoción promedio de Cd entre los intervalos de dosis se
observa a una biomasa de 10 gramos con 54,04% correspondiente a la especie A.
caroliniana. No se han reportado estudios de las especies L. minor y E. crassipes
a biomasa igual o inferior a 10 gramos. En el intervalo de 60 – 100 gramos la
especie A. caroliniana obtuvo la mayor remoción promedio con 81,67%.
68
Figura 21. Porcentaje de remoción promedio de Cd en función del tiempo por especie. Elaboración: Vásquez, 2021
En la figura 21 se presenta el porcentaje de remoción promedio de Cd en función
del tiempo por especie. Los valores del gráfico resultan de promediar los
porcentajes de remoción reportados en los estudios por cada especie. Los
resultados de los autores indican que la remoción aumenta con el tiempo en las
especies E. crassipes y L. minor hasta 45 y 30 días respectivamente, y hasta los
15 días en el caso de la especie A. caroliniana.
La mayor eficiencia de remoción promedio de Cd entre las especies se observa
a los 45 días con 99,69% correspondiente a E. crassipes. En las especies L. minor
y A. caroliniana se observa la mayor remoción promedio de Cd a los 31 y 15 días
con 94,59% y 68,97% respectivamente.
69
5. Discusión
Las plantas acuáticas E. crassipes, L. minor y A. caroliniana han sido estudiadas
por diversos autores como potenciales fitorremediadoras de aguas residuales
urbanas y como indicadoras de calidad de agua en cuerpos naturales. Según
Vargas et al. (2018) una de las principales ventajas de integrar plantas acuáticas
en tratamiento de agua, es su bajo costo de inversión y la simplicidad de operación.
Delgadillo-López et al. (2011) afirma que los métodos de remediación
convencionales son de elevado costo, superando los $700,00 de mantenimiento
anual mientras que al emplear plantas acuáticas el costo de ahorro sería del 50%
a un costo de $200 anual, por el funcionamiento y mantenimiento de un tratamiento
de fitorremediación bajo control hidráulico en vez de uno de bombeo y tratamiento
químico. Sin embargo, poseen la desventaja de requerir un área extensa para su
adecuada dinámica (Vargas et al., 2018).
Se ha evidenciado principalmente en la especie E. crassipes, Gupta (2013)
afirma que un solo individuo puede producir hasta 70000 plantas nuevas. E.
crassipes se reproduce y adapta rápidamente tanto a medios naturales como
artificiales, además de ser la de mayor tamaño entre las especies de estudio.
Aunque las plantas acuáticas presenten distinta biomasa, no afirma que posean
una mayor capacidad fitorremediadora. Delgadillo-López et al. (2011) señala que
los mecanismos de tolerancia varían según la especie de planta y están
determinados por el tipo de metal, eficiencia de absorción translocación y
secuestro. Ante esta afirmación, se añade que la tolerancia de las especies puede
variar dependiendo de la dosis, biomasa empleada y tiempo de tratamiento.
Los estudios indican que la especie L. minor reporta la mayor concentración de
cadmio en la planta con 4734,56 mg/kg a una dosis de 2 mg/L Cd, seguido por E.
70
crassipes con 1927,8 a una dosis superior de 15 mg/L Cd y finalmente Azolla sp.
con 93,11 mg/kg. Según Reeves y Baker, como se citó en Islas (2020), una especie
de planta se cataloga como hiperacumuladora específica de cadmio cuando
concentra más de 100 mg/kg de Cd. Siguiendo este criterio, los resultados de las
diversas investigaciones indicarían que las especies E. crassipes y L. minor son
hiperacumuladoras de cadmio.
Además de la concentración del metal en la planta, es necesario analizar el FBC
para determinar su tolerancia. Los estudios indican que la especie L. minor reporta
el mayor FBC respecto a Cd con 3295,67 a una dosis de 0,5 mg/L Cd en 22 días.
Seguido por E. crassipes con un FBC de 2656,74 a una dosis superior de 0,25 mg/L
Cd en 9 días y A. caroliniana reporta un valor de 2 FBC. Islas (2020) indica que las
plantas con un FBC entre 0,1 – 1,0 se catalogan como tolerantes, >0,1 como
acumuladoras, o hiperacumuladoras si las concentraciones de metales en la planta
son superiores al 0,1% en biomasa seca (Islas, 2020). Siguiendo este criterio, los
resultados de las diversas investigaciones indicarían que las especies E. crassipes
y L. minor son acumuladoras de cadmio.
Según los estudios recopilados, el porcentaje de remoción de cadmio en la
especie E. crassipes varía con mayor frecuencia entre el 80 al 90% y es eficiente
tanto en dosis bajas como altas de cadmio. Esto difiere con Mishra (2008) quien
afirma que E. crassipes tiene mayor eficiencia de remoción en aguas con una carga
de 2 mg/L Cd. Mientras que la especie L. minor varía su porcentaje de remoción
con mayor frecuencia entre el 50 al 80% reduciendo su eficiencia a mayores dosis
del contaminante, esto difiere con Caviedes et al. (2016) quienes señalan que L.
minor posee una eficiencia de remoción de cadmio entre el 33 a 50%.
71
Se observó en las distinas investigaciones por especie que, generalmente, la
remoción de cadmio disminuye conforme aumenta la dosis. Ante esto Bravo (2017)
señala que se debería a una reducción en la tasa de transpiración como
consecuencia del cierre estomático por la entrada de cadmio en las células
oclusivas, o al daño a nivel genético e inhibición de la división celular. Además
afirma que existe una relación proporcional entre la remoción de Cd y el FBC.
Los estudios reportan que, en aguas residuales con carga inicial baja de cadmio,
la especie E. crassipes obtiene concentraciones finales en un intervalo de 0,001 a
0,0009 mg/L; mientras que L. minor obtiene concentraciones finales en un intervalo
0,0147 a 0,0016 mg/L. Ambas especies alcanzan valores que se encuentran dentro
del límite permisible (0,001 - 0,005 mg/L) establecido en los Criterios de calidad
admisibles para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulce frías
o cálidas, y en aguas marinas y de estuarios del TULSMA, en los estudios citados.
La eficiencia de remoción de Cd de las especies deja claro su aplicación como
fitorremediadoras en el cantón Pasaje. El río Jubones atraviesa el cantón pasaje,
en los alrededores de la cuenca existen cultivos de banano y cacao (ver Figura 27
en anexos) desde dónde se descargan aguas residuales no tratadas al río.
Según Zambrano (2018) los efluentes del sistema de descarga de este tipo de
cultivos contienen cargas de cadmio, en especial del cacao, detectándose una
carga de hasta 0,14 mg/L de cadmio en los cuerpos de agua próximos. Por su parte
Espinoza (2020) analizó los sedimentos del río Jubones hallando una concentración
de cadmio que oscila entre 0,12 -0,15 mg/kg. La carga de Cd de los efluentes puede
ser fácilmente removida por las especies E. crassipes y L. minor que son capaces
de tolerar cargas superiores de Cd y absorber concentraciones más elevadas que
las determinadas en los sedimentos del río Jubones.
72
6. Conclusiones
Las plantas acuáticas también denominadas macrófitas, son esenciales en la
dinámica de los ecosistemas acuáticos por ser parte de la cadena trófica, por ser
bioindicadores y depuradoras de los cuerpos de agua o aguas residuales. Las
especies de estudio, E. crassipes y L. minor pueden acumular y metabolizar alta
cantidad de cadmio y de otros metales pesados, por lo cual se las cataloga como
hiperacumuladoras reduciendo así la presencia de contaminantes en un medio.
Las especies E. crassipes, L. minor y A. caroliniana tienen diferente capacidad
de absorción de cadmio en la planta y porcentaje de remoción del metal en aguas
residuales. Los estudios indican que a dosis altas del metal mayor será
concentración (mg/kg) en las plantas, en el caso de E. crassipes, la especie
acumula mayor concentración de cadmio en la raíz. Lo contrario ocurre con el FBC
a dosis altas del metal menor será el FBC en las plantas.
La mayor eficiencia de remoción de Cd corresponde a E. crassipes con una
frecuencia entre el 80 al 90% alcanzando hasta el 99,69% efectividad en un período
de 20 a 40 días de tratamiento tanto en exposición de alta y baja concentración de
cadmio. L. minor presenta una frecuencia de remoción de Cd entre el 50 al 80%
alcanzando hasta el 90% de efectividad. Mientras que, A. caroliniana por su baja
concentración de absorción, FBC y remoción no posee potencial como
fitorremediadora de cadmio.
Conforme al análisis de los estudios recopilados, se afirma la hipótesis de
investigación que indica el Jacinto de agua (Eichhornia crassipes) es la especie
fitorremediadora más eficiente para la absorción de cadmio al compararla con las
especies Azolla caroliniana y Lemna minor.
73
7. Recomendaciones
El empleo de la especie E. crassipes como fitorremediadora en ambientes
controlados por ser una tecnología ecológica, de bajo costo y amigable con el
ambiente, de preferencia aplicar la especie en humedales artificiales para controlar
las condiciones de su reproducción y evitar eutrofización del medio acuático.
Se realicen estudios de fitorremediación de aguas residuales contaminadas con
cadmio empleando especies del género Azolla para determinar con mayor claridad
su capacidad de absorción y potencial de efectividad de remoción del metal.
Investigar el potencial fitorremediador de las especies E crassipes y L. minor en
otros metales como mercurio (Hg), plomo (Pb), cobre (Cu) entre otros,
considerando factores tiempo de tratamiento, biomasa, dosis de carga inicial del
contaminante para estimar su efectividad de remoción.
74
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9. Anexos
9.1 Figuras complementarias
Figura 22. Ubicación de la zona de estudio Google Earth, 2020
Figura 23. Diagrama de elaboración de la tesis
Elaboración del temaRevisión de información
Plantas acuáticas como medio de
restauración
Determinación de capacidad de
absorción de cadmio
Identificación de plantas acuáticas que absorben con mayor efectividad
cadmio
Análisis de los resultados
Redacción final de la tesis
84
Figura 24.Eichhornia crassipes León, 2017
Figura 25. Lemna minor León, 2017
Figura 26. Azolla caroliniana León, 2017
85
Figura 27. Evidencia de descarga de aguas no tratadas en un tramo del río Jubones desde una bananera
86
9.2 Tablas complementarias
Tabla 12. Criterios de calidad admisibles para la preservación de la vida acuática y silvestre en aguas dulce frías o cálidas, y en aguas marinas y de estuarios
Parámetros Expresados como
Unidad Criterios de calidad
Agua fría dulce
Agua cálida dulce
Agua marina y de estuario
Aluminio Al mg/l 0,1 0,1 1,5
Amoniáco NH3 mg/l 0,02 0,02 0,4
Arsénico As mg/l 0,05 0,05 0,05
Bario Ba mg/l 1,0 1,0 1,0
Berillo Be mg/l 1,0 1,0 1,0
Difeniles policlorinados (PCBs)
Concentración total de PCBs.
µg/l 1,0 1,0 1,0
Boro B mg/l 0,75 0,75 5,0
Cadmio Cd mg/l 0,001 0,001 0,005
Cianuros CN- mg/l 0,01 0,01 0,01
Cinc Zn mg/l 0,18 0,18 0,17
Cloro Cl2 mg/l 0,01 0,01 0,01
Clorofenoles mg/l 0,5 0,5 0,5
Cobalto Co mg/l 0,2 0,2 0,2
Cobre Cu mg/l 0,02 0,02 0,05
Coliformes Fecales
NMP NMP/100 ml
200 200 200
Cromo total Cr mg/l 0,05 0,05 0,05
Estaño Sn mg/l 2,00
Fenoles monohídricos
Expresados como fenoles
mg/l 0,001 0,001 0,001
Grasas y aceites
Sustancias solubles en
hexano
mg/l 0,3 0,3 0,3
Hidrocarburos Totales de Petróleo
TPH mg/l 0,5 0,5 0,5
Hierro Fe mg/l 0,3 0,3 0,3
Manganeso Mn mg/l 0,1 0,1 0,1
Materia flotante
Visible mg/l ausencia ausencia ausencia
Mercurio Hg mg/l 0,0002 0,0002 0,0002
Niquel Nl mg/l 0,025 0,025 0,1