TESIS: MAESTRO EN CIENCIAS DE

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UNIVERSIDAD NACIONAL DE TRUJILLO

ESCUELA DE POSGRADO

UNIDAD DE POSGRADO EN INGENIERÍA QUÍMICA

“Tratamiento de aguas de la laguna de Conache - Laredo,

para uso en acuicultura, mediante un biofiltro

de flujo horizontal”

TESIS:

PARA OBTENER EL GRADO ACADÉMICO DE

MAESTRO EN CIENCIAS

MENCIÓN

INGENIERÍA DE RECURSOS HÍDRICOS

Autor: Br. Wong Lopez, Ernesto Segundo

Asesor: Dr. Villarroel Avalos, César Manuel

Trujillo – Perú

2019

N.º Registro: ________

Biblioteca Digital - Dirección de Sistemas de Informática y Comunicación

Esta obra ha sido publicada bajo la licencia Creative Commons Reconocimiento-No Comercial-Compartir bajola misma licencia 2.5 Perú. Para ver una copia de dicha licencia, visite http://creativecommons.org/licences/by-nc-sa/2.5/pe/

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JURADO DICTAMINADOR

_______________________________________

Dr. JORGE FLORES FRANCO

Presidente

____________________________________

Dr. NAPOLÉON YUPANQUI GIL

Secretario

_____________________________________

Dr. CÉSAR VILLARROEL AVALOS

Miembro



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DATOS DEL MAESTRANDO

1. NOMBRES Y APELLIDOS : Ernesto Segundo Wong López

2. GRADOS ACADÉMICOS : Bachiller en Ingeniería Química

3. TÍTULO PROFESIONAL : Ingeniero Químico

4. CENTRO LABORAL : Universidad Nacional de Trujillo

5. CARGO : Docente Universitario

6. DOMICILIO LEGAL : San Andrés 5ta Etapa Mz. V-3

Lote 5. Trujillo – Perú

7. TELÉFONO : 044-282597

8. CELULAR : 949673388

9. CORREO ELECTRÓNICO : [email protected]



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DEDICATORIA

A mi esposa Manuelita, y a mis hijos Beatriz, Andrés, Ricardo y Manuel.



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AGRADECIMIENTOS

A Dios, gracias por todo lo que me brindas cada día, por la fortaleza y fe que me das.

Al Sr. Francisco Cruz Castillo por su apoyo y facilidades para realizar el presente estudio

en la Laguna de Conache.



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Contenido

RESUMEN ......................................................................................................................... xiii

ABSTRACT ....................................................................................................................... xiv

I. INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 1

1.1. Realidad Problemática......................................................................................... 1

1.2. Antecedentes ....................................................................................................... 3

1.2.1 A nivel internacional ........................................................................................... 4

1.2.2 A nivel nacional .................................................................................................. 8

1.3. Justificación ....................................................................................................... 10

1.4. Enunciado del problema .................................................................................... 10

1.5. Hipótesis ............................................................................................................ 10

1.6. Objetivos ........................................................................................................... 11

1.6.1 Objetivo general ................................................................................................ 11

1.6.2 Objetivos específicos ........................................................................................ 11

1.7. Marco teórico .................................................................................................... 11

1.7.1 Laguna de Conache – Laredo ........................................................................... 11

1.7.2 Fitorremediación ............................................................................................... 15

1.7.3 Biofiltro en humedales de flujo superficial y subsuperficial ............................ 19

1.7.4 Acuicultura en lagos y lagunas ......................................................................... 25

1.8. Marco conceptual .............................................................................................. 27

1.8.1 Estándares de Calidad Ambiental (ECA) para agua ......................................... 27

1.8.2 Índice de Calidad del Agua ICA-PE ................................................................. 29

1.8.3 Parámetros de calidad del agua ......................................................................... 32

II. MATERIAL Y MÉTODOS ........................................................................................ 36

2.1. Ubicación del área de estudio............................................................................ 36

2.2. Muestra ............................................................................................................. 36

2.2.1 Unidad de Análisis ............................................................................................ 36

2.2.2 Unidad de Muestreo .......................................................................................... 37

2.2.3 Tipo de muestreo .............................................................................................. 37

2.2.4 Tamaño muestral .............................................................................................. 37



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2.3. Operacionalización de variables........................................................................ 39

2.4. Metodología ...................................................................................................... 40

2.4.1 Recolección de muestras de agua de la Laguna de Conache ............................ 40

2.4.2 Caracterización preliminar de las aguas de la Laguna de Conache mediante un

análisis por ICP-OES (Espectrómetro de emisión óptica con fuente de masa

acoplado inductivamente) ................................................................................. 41

2.4.3 Análisis detallado: físico – químico e inorgánicos ............................................ 42

2.4.4 Identificación de flora predominante y selección de especie a emplear en el

humedal piloto de flujo horizontal .................................................................... 42

2.4.5 Diseño de humedal piloto de flujo horizontal ................................................... 43

2.4.6 Construcción de humedal piloto de flujo horizontal y siembra de plantas

emergentes. ....................................................................................................... 45

2.4.7 Operación de humedal piloto, toma de muestras del efluente y análisis de

calidad del agua ................................................................................................ 45

2.4.8 Procesamiento de datos y análisis estadístico ................................................... 46

2.4.9 Determinación del Índice de Calidad del Agua ICA – PE ................................ 47

2.4.10 Evaluación y discusión de resultados ................................................................ 48

III. RESULTADOS ........................................................................................................... 49

3.1. Caracterización preliminar de las aguas de la Laguna de Conache mediante un

análisis usando ICP-OES .................................................................................. 49

3.2. Resultados del análisis detallado: físico – químicos e inorgánicos ................... 50

3.2.1 Temperatura ...................................................................................................... 50

3.2.2 pH ..................................................................................................................... 51

3.2.3 Oxígeno disuelto ............................................................................................... 52

3.2.4 Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5) ...................................................... 54

3.2.5 Plomo (Pb) ........................................................................................................ 56

3.2.6 Mercurio (Hg) ................................................................................................... 59

3.2.7 Arsénico (As) .................................................................................................... 62

3.3. Prueba de hipótesis sobre la pendiente de regresión lineal. .............................. 66

3.3.1 Plomo. ............................................................................................................... 66

3.3.2 Mercurio. ........................................................................................................... 67



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viii

3.3.3 Arsénico ............................................................................................................ 68

3.4. Tiempo necesario para degradar los metales pesados. ...................................... 69

3.5. Índice de Calidad del Agua ICA – PE............................................................... 69

IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS............................................................................... 72

4.1. Análisis detallado: Físico – químicos e inorgánicos ......................................... 72

4.1.1 Temperatura ...................................................................................................... 72

4.1.2 pH ..................................................................................................................... 72

4.1.3 Oxígeno disuelto ............................................................................................... 73

4.1.4 Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5) ...................................................... 74

4.1.5 Plomo (Pb) ........................................................................................................ 75

4.1.6 Mercurio (Hg) ................................................................................................... 76

4.1.7 Arsénico (As) .................................................................................................... 77

4.2. Prueba de hipótesis sobre la pendiente de regresión lineal. .............................. 78

4.3. Tiempo necesario para degradar los metales pesados. ...................................... 79

4.4. Evaluación de los resultados obtenidos para el Índice de Calidad del Agua .... 80

V. CONCLUSIONES ....................................................................................................... 81

VI. RECOMENDACIONES ............................................................................................. 83

VII. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................................ 84



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Índice de Figuras

Figura 1.1 Laguna de Conache entre Río Moche y Canal Madre del Proyecto

Chavimochic

2

Figura 1.2 Plana general del Proyecto Chavimochic. Área agrícola de tierras

nuevas

3

Figura 1.3 Laguna de Conache – Laredo 12

Figura 1.4 Temperatura máxima, mínima y media mensual. SENAMHI, datos

2017-2018

13

Figura 1.5 Ubicación de la laguna de Conache – Laredo 13

Figura 1.6 Typha angustifolia en laguna de Conache – Laredo 15

Figura 1.7 Mecanismos de remoción de contaminantes 16

Figura 1.8 Biofiltro de flujo superficial 20

Figura 1.9 Biofiltro de flujo subsuperficial horizontal 21

Figura 1.10 Biofiltro de flujo subsuperficial vertical 21

Figura 1.11 Esquema de una planta emergente 23

Figura 1.12 Sistema de biofiltro de flujo horizontal 25

Figura 1.13 Producción de acuicultura por medio de cultivo (ton) 27

Figura 2.1 Ubicación de la zona de la laguna de Conache – Laredo 37

Figura 2.2 Estaciones de muestreo en la laguna de Conache – Laredo 39

Figura 2.3 Toma de muestras en la laguna de Conache – Laredo 42

Figura 2.4 Esquema de un tanque-test diseñado por el Waters Research Center de

Gran Bretaña para ensayos de depuración con plantas emergentes

45

Figura 2.5 Vista isométrica del modelo 3D del humedal piloto 46

Figura 2.6 Vista frontal del modelo 3D del humedal piloto 46

Figura 3.1 Potencial de Hidrógeno (pH) antes y después del paso por el biofiltro 52

Figura 3.2 Variación del Potencial de Hidrógeno (pH) en humedal piloto 53

Figura 3.3 Oxígeno Disuelto – OD (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro 54

Figura 3.4 Variación del Oxígeno Disuelto (OD) en humedal piloto 55

Figura 3.5 DBO5 (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro 56

Figura 3.6 Variación de la DBO5 (mg/L) en el humedal piloto 57

Figura 3.7 Concentración de Plomo (Pb) (mg/L) en la entrada y salida del

biofiltro

58

Figura 3.8 Variación de la concentración de Plomo (Pb) en el humedal piloto 59



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x

Figura 3.9 Variación del porcentaje de remoción de Plomo (Pb) en el humedal

piloto

60

Figura 3.10 Concentración de Mercurio (Hg) (mg/L) en la entrada y salida del

biofiltro

61

Figura 3.11 Variación de la concentración de Mercurio (Hg) en el humedal piloto 62

Figura 3.12 Variación del porcentaje de remoción de Mercurio (Hg) en el humedal

piloto

63

Figura 3.13 Concentración de Arsénico (As) (mg/L) en la entrada y salida del

biofiltro

64

Figura 3.14 Variación de la concentración de Arsénico (As) en el humedal piloto 65

Figura 3.15 Variación del porcentaje de remoción de Arsénico (As) en el humedal

piloto

66

Figura 3.16 Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Plomo 67

Figura 3.17 Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Mercurio 68

Figura 3.18 Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Arsénico 69



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Índice de Tablas

Tabla 1.1 Especies macrófitas genéticamente modificadas 8

Tabla 1.2 Tipos de mecanismos de remediación 17

Tabla 1.3 Categorías y subcategorías de ECA para Agua 29

Tabla 1.4 Interpretación de la clasificación ICA 31

Tabla 1.5 Estudios de humedales – Remoción de DBO5 34

Tabla 2.1 Variable independiente 40

Tabla 2.2 Variables dependientes 41

Tabla 2.3 Análisis físico – químicos e inorgánicos 43

Tabla 3.1 Resultados del ICP-OES de las muestras de agua 50

Tabla 3.2 Resultados del análisis detallado: físico – químicos e inorgánicos 51

Tabla 3.3 Temperatura del ambiente y el agua en humedal piloto 51

Tabla 3.4 pH en muestras de agua previo al paso por biofiltro 52

Tabla 3.5 pH en muestras de agua luego del paso por biofiltro 52

Tabla 3.6 pH del agua en el humedal piloto 53

Tabla 3.7 OD (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro 54

Tabla 3.8 OD (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro 54

Tabla 3.9 Oxígeno disuelto (OD) (mg/L) del agua en el humedal piloto 55

Tabla 3.10 DBO5 (mg/L) en las muestras de agua previo al paso por biofiltro 56

Tabla 3.11 DBO5 (mg/L) en las muestras de agua luego del paso por biofiltro 56

Tabla 3.12 DBO5 (mg/L) del agua en el humedal piloto 57

Tabla 3.13 Plomo (Pb) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro 58

Tabla 3.14 Plomo (Pb) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro 58

Tabla 3.15 Concentración de Plomo (Pb) (mg/L) del agua en el humedal piloto 59

Tabla 3.16 Remoción de Plomo (Pb) (mg/L) del agua en el humedal piloto 60

Tabla 3.17 Mercurio (Hg) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro 61

Tabla 3.18 Mercurio (Hg) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro 61

Tabla 3.19 Concentración de Mercurio (Hg) (mg/L) del agua en el humedal piloto 62

Tabla 3.20 Remoción de Mercurio (Hg) (mg/L) del agua en el humedal piloto 63

Tabla 3.21 Arsénico (As) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro 64

Tabla 3.22 Arsénico (As) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro 64

Tabla 3.23 Concentración de Arsénico (As) (mg/L) del agua en el humedal piloto 65



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xii

Tabla 3.24 Remoción de Arsénico (As) (mg/L) del agua en el humedal piloto 66

Tabla 3.25 Cálculo del tiempo para alcanzar límites del ECA 70

Tabla 3.26 Cálculo del ICA-PE para agua de la Laguna de Conache previo al

biofiltro

71

Tabla 3.27 Cálculo del ICA-PE para agua de la Laguna de Conache luego del

biofiltro

72

Tabla 4.1 pH en la Laguna de Conache 73

Tabla 4.2 Concentración de OD en la Laguna de Conache 75

Tabla 4.3 Concentración de DBO5 en la Laguna de Conache 76



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RESUMEN

El presente estudio es una investigación del tipo aplicado explicativo, del tratamiento de las

aguas de la Laguna de Conache – Laredo para su uso en la acuicultura, mediante el empleo

de un biofiltro de flujo horizontal.

El objetivo general de la investigación es determinar la efectividad del tratamiento de las

aguas de la Laguna de Conache - Laredo, para su uso en la acuicultura mediante un biofiltro

de flujo horizontal para reducir las concentraciones de DBO5 y metales pesados (Hg, Pb y

As).

Para la investigación se desarrolló un sistema idealizado a escala para el flujo representativo

del movimiento de las aguas en la Laguna de Conache. Se construyó un tanque rectangular

en el cual se instaló un humedal piloto, que cuenta con las siguientes dimensiones: Largo

2.00 m, ancho 0.80 m, altura del sustrato 0.40 m, altura del agua 0.50 m. La vegetación

emergente usada es Typha angustifolia, comúnmente denominada Enea, especie a evaluar

con presencia en el área de estudio. Así mismo, se empleó un sistema de bombeo para la

recirculación de las aguas a través del sistema piloto.

Mediante el tratamiento realizado en el humedal piloto se alcanzó un aumento del pH de

6.72 a 7.12, el porcentaje de remoción de metales pesados fue de 46.67% para el Mercurio

(Hg), 47.25% para el Plomo (Pb) y de 33.33% para el Arsénico (As). Respecto a la Demanda

Bioquímica de Oxígeno se alcanzó una reducción del orden de 18.11% y un aumento del

Oxígeno Disuelto (OD) del orden de 34.10%. Al procesar los datos, se logró determinar el

valor del ICA-PE de 90, que corresponde según este índice a una calidad BUENA.

En base a los resultados obtenidos, se llegó a la conclusión que el empleo de un biofiltro de

flujo horizontal es un método efectivo para la remoción de metales pesados (Hg, Pb y As) y

la reducción de las concentraciones de DBO5, obteniendo una calidad del agua adecuada

para su uso en la acuicultura.

Palabras Claves: Laguna, biofiltro, fitorremediación, acuicultura, Conache.



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ABSTRACT

The present study is an applied and explicative, research of the treatment of the water of the

Conache Lagoon – Laredo for its use in the aquaculture, through the employment of a

biofilter of horizontal flow.

The general scope of the research is to determine the effectiveness of the treatment of the

water of the Conache Lagoon – Laredo, for its use in aquaculture through a horizontal flow

biofilter to reduce the concentrations of BOD and heavy metals (Hg, Pb and As).

For the research, an idealized scale system was developed for the representative horizontal

flow of water movement in the Conache Lagoon. A rectangular tank was built in which a

horizontal flow pilot wetland was installed, which has the following dimensions: Length

2.00 m, width 0.80 m, height of the substrate 0.40 m and water height 0.50 m. The emergent

vegetation used is Typha angustifolia, commonly called Enea, a species to be evaluated with

presence in the study area. Likewise, a pumping system was used for the recirculation of the

water in the pilot system.

Through the treatment carried out in the pilot wetland, an increase in pH was reached from

6.72 to 7.12, the percentage of removal of heavy metals was 46.67% for Mercury (Hg),

47.25% for Lead (Pb) and 33.33% for Arsenic (As). Regarding the Biochemical Oxygen

Demand a reduction of the order of 18.11% was reached and an increase of the Dissolved

Oxygen (DO) of the order of 34.10% was reached. After processing the data, it was possible

to determine the value of the ICA-PE of 90, which qualifies water as GOOD.

Based on the results obtained, it was determined that the use of a horizontal flow biofilter is

an effective method for the removal of heavy metals (Hg, Pb and As) and the reduction of

BOD concentrations, obtaining an adequate water quality for use in aquaculture.

Key Words: Lagoon, biofilter, phytoremediation, aquaculture, Conache



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1

I. INTRODUCCIÓN

1.1. Realidad Problemática

La industrialización y la expansión de las urbes es una tendencia global que en

conjunto con otras actividades antropogénicas, como la minería o el deficiente

manejo de los desechos domésticos e industriales, ha ocasionado una excesiva

contaminación del suelo, el aire y el agua (Kumar et al., 2019; Ferrera et al.,

2006). Esta contaminación genera una restricción en los potenciales usos de los

recursos, especialmente los más exigentes en calidad, como es el abastecimiento

humano (Carrasco et al., 2010). Es debido a este problema latente que se requiere

plantear soluciones para mitigar y controlar la degradación de los ecosistemas.

En el caso de los acuíferos, el control de la contaminación se realiza con la

intención de mitigar la alteración de los ecosistemas y preservar los cuerpos

receptores (ríos, lagos, etc.), donde la flora y fauna podrían verse afectadas y los

recursos hídricos pueden tornarse no aptos para el consumo humano, fines

agrícolas e industriales (ANA, 2018).

En el Perú, la calidad del agua es monitoreada en 98 de las 159 cuencas

hidrográficas. Como resultado de este monitoreo, se sabe que más del 40% (41

de 98) de las cuencas hidrográficas monitoreadas no cumplen con los estándares

de calidad ambiental, siendo las causas principales del deterioro de la calidad del

agua la falta de tratamiento de las aguas servidas, la contaminación industrial y

minera, y el uso de agroquímicos (OCDE, 2016).

Se considera que existe una descarga anual de 960,5 millones de metros cúbicos

de aguas residuales sobre el agua superficial, subterránea y marina, de los cuales

el 64.0% corresponde a desagües domésticos, 5.6% desagües industriales, 4.4%

de desagües pesqueros, 25.4% de efluentes mineros y 0.2% por efluentes

petroleros (INEI, 2015).

En lo que respecta a los ecosistemas de la costa del Departamento de La Libertad,

se sabe que su geografía ha experimentado grandes variaciones como

consecuencia del Proyecto Especial Chavimochic, convirtiendo extensas zonas

de bosque seco en nuevas tierras de uso agrícola (GRLL, 2015).



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2

La Laguna de Conache – Laredo (Figura 1.1), objeto de estudio de la presente

tesis, surge como consecuencia del aumento del nivel freático producto de las

nuevas zonas agrícolas en las áreas próximas a la laguna que realizan un riego

por gravedad (Figura 1.2). Dado que la laguna fue formada por la infiltración de

las aguas de riego, se espera encontrar compuestos constituyentes de los

agroquímicos (plaguicidas y fertilizantes) en el cuerpo de agua.

Para conseguir el aprovechamiento de la laguna mediante la acuicultura, será

necesario lograr una calidad del agua adecuada para los peces. Por lo tanto, en

la presente tesis se busca resolver dicha problemática mediante la

fitorremediación de la laguna al emplear la especie vegetal Typha angustifolia

como biofiltro para la absorción de metales pesados como mercurio (Hg), plomo

(Pb), arsénico (As), entre otros, así como la remoción del exceso de materia

orgánica suspendida en el agua.

Figura 1.1. Laguna de Conache entre Río Moche y Canal Madre del Proyecto Chavimochic

(GRLL, 2015)



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Figura 1.2. Plana general del Proyecto Chavimochic. Área agrícola de tierras nuevas

(GRLL, 2015)

1.2. Antecedentes

El empleo de la fitorremediación es una práctica realizada cada vez con mayor

regularidad. La técnica consiste en emplear la capacidad de las plantas para

absorber, acumular, metabolizar, volatilizar o estabilizar los contaminantes

ambientales presentes en el suelo, aire o agua. Estos contaminantes pueden ser

metales pesados, metales radioactivos, compuestos orgánicos y compuestos

derivados del petróleo (Delgadillo et al., 2011).

Existe una gran variedad de plantas acuáticas y terrestres con la capacidad de

acumular metales pesados, que pueden ser empleadas como agentes para la

restauración ecológica de ecosistemas degradados. Las principales especies

vegetales empleadas en la fitorremediación son Eichhornia, Pistia, Lemna,



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4

Salvinia, Typha, Hydrilla, Ricinus, Brassica, Arabidopsis, Vetiver, entre otras

(Kumar et al., 2019).

La especie vegetal Typha angustifolia, a emplearse de la presente tesis, ha sido

evaluada como agente en la fitorremediación de cuerpos de agua en múltiples

oportunidades. Esta macrófita tiene la capacidad de remover contaminantes tanto

de las aguas, como de suelos (Panich-Pat et al., 2004). También tiene como

ventaja frente a otras especies vegetales su alta tasa de expansión y densidad de

brotes que permiten la construcción del biofiltro natural y regeneración de este

con gran facilidad (Weisner, 1993).

Se ha determinado la existencia de los siguientes antecedentes para el proyecto

de investigación, a nivel internacional y nacional:

1.2.1 A nivel internacional

Se describen algunas investigaciones realizadas sobre el uso de la Typha

angustifolia en la fitorremediación de humedales naturales (lagos y lagunas), así

como humedales artificiales destinados al tratamiento de aguas residuales:

En el trabajo realizado por Demirezen & Askoy (2004) en el humedal de Sultan

Marsh ubicado en Kayseri, Turquía se estudió el empleo de las especies Typha

angustifolia y Potamogeton pectinatus como biofiltro natural. Sultan Marsh es

uno de los humedales más grandes e importantes de Oriente Medio y Europa; y

proporciona refugio para 426 especies de aves. En el estudio realizado se

midieron las concentraciones de metales pesados en los sedimentos del fondo

del lecho, en el agua y en las especies vegetales caso de estudio. Se observó que

el humedal estaba contaminado con plomo (Pb), cadmio (Cd) y en menores

concentraciones cobre (Cu) y zinc (Zn). Además, se encontró que los metales

Cd, Zn y Ni son acumulados a una tasa mayor por las plantas que por los

sedimentos del pantano y que la especie Typha angustifolia acumula más metales

pesados en comparación con la especie P. pectinatus.

La comparación realizada por Aksoy et al. (2005) en Kasaru Stream, Kayseri,

Turquía basada en la capacidad de acumulación de metales pesados por dos

especies de plantas, Typha angustifolia y Phragmites australis, demostró la

eficiencia de ambas al acumular una mayor concentración de metales en



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5

comparación con el existente en los sedimentos próximos. Se cuantificó la

acumulación de Zn, Cu, Cd y Pb, tanto en las raíces, rizomas y brotes. Es así

como se identificó que para la Typha angustifolia la mayor concentración de Zn,

Cu y Cd se encontraba en las raíces, además, la Typha angustifolia presentó una

mayor ratio de acumulación de Zn y Cd que la Phragmites australis y similar

ratio de acumulación de Cu y Pb.

En la investigación realizada por Ratushnyak et al. (2015) se estudió la actividad

respiratoria de las hojas y las raíces de Typha angustifolia bajo la influencia de

diferentes concentraciones de acetato de plomo. Se determinó las características

del metabolismo respiratorio de las plantas: Grado de estrés hídrico, su

capacidad de adaptación y periodo de vegetación. Los resultados de la

experimentación sugieren que el estrés moderado (3.0 – 10.0 mg/L) es superado

rápidamente por la planta e incluso puede llegar a fortalecer el sistema

respiratorio y, en consecuencia, el potencial energético de las células. En

contraste, para altas concentraciones de plomo en el agua (> 10 mg/L) se reduce

o inhibe significativamente la velocidad del proceso y se suprime la respiración

de la planta.

Por otra parte, en la investigación realizada por Ratushnyak et al. (2014) respecto

al comportamiento de la macrófita Typha angustifolia, se identificó que ante un

aumento en la concentración de plomo la tasa de formación de nuevos brotes se

reduce, logrando para concentraciones de 0.25 mg/L una formación de 22 nuevos

brotes, mientras que para 2.5 mg/L y 10 mg/L se formaron 19 y 16

respectivamente.

La reciente investigación de Kleche et al. (2018) corrobora la factibilidad de la

fitorremediación para el tratamiento de aguas residuales, considerando como

caso de estudio un área suburbana en Annaba, Argelia. Mediante el biofiltro con

Typha angustifolia se logró reducir los sólidos suspendidos (-71.55%), Demanda

Química de Oxígeno (DQO) (-52.55%), Demanda Bioquímica de Oxígeno

(DBO5) (-65.63%), nitratos (-70.73%) y nitritos (-14.03%).

Igualmente se han llevado a cabo investigaciones e implementaciones de

humedales artificiales con otras especies de macrófitas para la aplicación de la



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fitorremediación como técnica para el tratamiento de aguas residuales de

diferentes industrias, como el sector minero o el agropecuario.

El trabajo realizado por Stottmeister et al. (2006) pone en evidencia la eficiencia

de remediación de los humedales artificiales para la remoción de metales

pesados, como el arsénico, para el caso de un drenaje ácido de mina. Se

evaluaron los sistemas de humedales subsuperficiales y de superficie libre,

ambos empleando la especie Juncus effusus y un sustrato de grava. Se logró un

porcentaje de remoción de arsénico mayor al 75% para el humedal de flujo

subsuperficial y mayor al 80% para el humedal de superficie libre, luego de 70

días de operación del humedal piloto.

El trabajo de Arias et al. (2010) documenta los resultados obtenidos para un

sistema de humedal subsuperficial artificial para el tratamiento de las aguas

residuales de una granja porcícola en Colombia, verificando la efectividad de

reducción de la carga contaminante (materia orgánica y sólidos suspendidos)

mediante un método económico y de bajo impacto. El porcentaje de remoción

del DBO5 fue superior al 80% y la remoción del nitrógeno, asociado con la

remoción de los sólidos suspendidos, fue superior al 90% del total de la

concentración inicial.

La investigación realizada por Barber et al. (2006) analiza la calidad de las aguas

en el humedal piloto Tres Ríos en Phoenix, Arizona. Se han empleado aguas

residuales tratadas para la formación de un ecosistema acuático en un entorno

desértico. El humedal logró eliminar de manera efectiva los compuestos

orgánicos hidrofóbicos y las concentraciones de herbicidas, pesticidas y

contaminantes orgánicos fueron reducidas en un 40-99%. Se realizó un análisis

de las dos especies de peces que habitan en el humedal, Tilapia mossambica y

Gambusia affinis, obteniendo concentraciones adecuadas de los oligoelementos

o elementos traza. Estos son esenciales para la nutrición y crecimiento de las

plantas siempre que se cuente con las concentraciones adecuadas, un exceso de

los oligoelementos podría ser perjudicial para la planta.

En la investigación realizada por Hernández et al. (2012) se evaluó el tratamiento

de aguas residuales industriales, mediante el empleo de un humedal

subsuperficial de flujo horizontal empleando la macrófita Typha dominguesis.



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Se logró un aumento en el oxígeno disuelto (afluente: 0.45+/-0.9 mg/L, efluente:

5.95+/-0.76 mg/L) y la reducción de los sólidos suspendidos (-99%), DQO

(-79%), DBO5 (-84%) y nitrógeno (-56%) con concentraciones por debajo del

límite máximo permisible según la normativa cubana, NC-27-1999.

Por otro lado, existen propuestas para fomentar actividades económicas y

desarrollar productos derivados de los humedales artificiales.

La investigación realizada por Núñez et al. (2009) evaluó el empleo del lirio

acuático (Eichhornia crassipes) para el tratamiento de aguas contaminadas con

plomo, logrando una eficiencia de la bioabsorción de plomo de 77.5%. El

procedimiento incluía el tratamiento de la biomasa contaminada luego de la

bioabsorción del plomo mediante un proceso de lixiviación usando oxalato de

amonio como agente de extracción. El oxalato de amonio extrae el plomo y

enriquece la biomasa con compuestos nitrogenados, dando la posibilidad de

emplear la biomasa como fertilizante. Por otra parte, es posible recuperar el

plomo lixiviado por medio de un proceso de electro-deposición.

En Badung, Indonesia se propuso el bambú como especie empleada en la

fitorremediación y, del mismo modo, resulta un recurso importante para la

comunidad al emplearse el bambú como material de construcción y como

biomasa para biocombustibles, forraje o compost (Cleynenbreugel, 2015).

Actualmente, se cuenta con especies genéticamente modificadas (GM)

adaptadas para el proceso de fitorremediación, aumentando sus capacidades de

absorber y degradar contaminantes específicos (Dietz & Schnoor, 2001). En la

Tabla 1.1 se detallan algunas plantas modificadas y su efecto sobre los metales.



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Tabla 1.1. Especies macrófitas genéticamente modificadas

(Fuente: Delgadillo et al., 2011)

Gen Fuente Planta

modificada Efecto Referencia

CUP1 Levadura de

metaloteina

Nicotiana

tabacum

Elevada eficiencia

de extracción de

Cu

Thomas et al., 2003

gshI,

gshII y

APSI

Escherichia coli

y Arabidopsis

thaliana

Brassica

juncea

Mayor capacidad

de remoción de Zn

y Cd del suelo

Bennett et al., 2003

SAT Thlaspi

goesingense

Arabidopis

thaliana

Incremento de la

tolerancia al Ni Freeman et al., 2004

TaPCS

1

Triticum

aestivum

Nicotiana

tabacum

Mayor tolerancia

al Pb y Cd Gisbert et al., 2003

ASTL Arabidopsis

thaliana

Arabidopis

thaliana

Incremento de la

tolerancia al Cd.

Dominguez-Solis et

al., 2001

APS Arabidopsis

thaliana

Brassica

juncea

Mayor

acumulación de Se

Pilon-Smits et al.,

1999

NtCBP

4

Nicotiana

tabacum

Nicotiana

tabacum

Mayor tolerancia

al Pb Sunkar et al., 2000

1.2.2 A nivel nacional

En el trabajo realizado por Torres et al. (2017) se evaluó el tratamiento de aguas

residuales con humedales artificiales de flujo libre a escala piloto, con la

finalidad de lograr que estas sean aptas para el riego en Carapongo – Lurigancho.

Se evaluó la eficiencia de las especies Cyperus papyrus y Phragmites australis,

obteniéndose como resultado una tasa de remoción de la Demanda Bioquímica

de Oxígeno de aproximadamente 84%. La DBO5 inicial fue de 270 mg/L

logrando obtenerse una concentración luego del tratamiento de 43 mg/L, siendo

excesivo para su empleo como agua de riego. Por lo tanto, se concluyó que será

de importancia el empleo conjunto de un sistema alterno.

Para la Laguna de Conache – Laredo, área de estudio de la presente tesis, se

tienen como antecedentes trabajos de investigación de la Universidad Nacional

de Trujillo, cuyo fin era la caracterización biológica de las especies vegetales y

animales; así como la caracterización físico-química de las aguas de la laguna.



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Liza (2014) realizó una caracterización de la Laguna de Conache entre octubre

del 2013 y abril del 2014, registrando una temperatura entre 26.04 y 27.66 °C,

pH entre 7.14 y 7.57, Oxígeno Disuelto (OD) entre 2.66 y 3.78 mg/L y Demanda

Bioquímica de Oxígeno (DBO5) entre 1.11 y 2.78 mg/L. Fueron identificadas 57

especies de microalgas, 4 familias de macrófitas y 12 familias de

macroinvertebrados.

Guzmán (2016) realizó una evaluación de la calidad ambiental de la Laguna de

Conache – Laredo entre julio y diciembre del 2015, registrando una temperatura

promedio de 26.40 °C, pH de 7.69, valores de Oxígeno Disuelto (OD) de 4.99

mg/L y sólidos disueltos totales en 481 mg/L. Se clasificó la Laguna de Conache

dentro de la categoría 1B y 4, correspondientes a aguas superficiales para uso

recreacional y para conservación del ambiente acuático, respectivamente.

En el trabajo realizado por Altuna (2018) entre abril y agosto del 2018 se registró

una temperatura entre 22.20 y 23.20 °C; un pH ligeramente alcalino, entre 7.42

y 7.98; valores de Oxígeno Disuelto (OD) entre 7.23 y 7.42 mg/L y Demanda

Bioquímica de Oxígeno (DBO5) entre 2.84 y 3.65 mg/L. Se clasificó la Laguna

de Conache dentro de la categoría 4, correspondiente a la conservación del

ambiente acuático. Se verificó que los valores de DBO5 son menores a 5 mg/L,

según lo especificado en el Estándar de Calidad Ambiental. Se identificaron 21

especies de microalgas, 7 familias de macrófitas y 7 familias de

macroinvertebrados. Se menciona también la ocurrencia de una lenta

colmatación de la laguna producto de la macrófita Typha angustifolia y de la

acumulación de sedimentos de origen natural.



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1.3. Justificación

El presente trabajo de investigación se justifica ya que permite realizar la

caracterización físico-química de las aguas de la Laguna de Conache, Laredo e

identificar el grado de importancia del biofiltro natural de flujo horizontal para

la remediación de las aguas y su aprovechamiento en la actividad de acuicultura.

Con el desarrollo de la presente investigación, se permitirá conocer

empíricamente la eficiencia en la remoción de metales pesados y reducción de

la concentración de DBO5 en las aguas de la Laguna de Conache – Laredo, a

través de un método de biorremediación empleando un biofiltro de flujo

horizontal.

El trabajo a realizar no ha sido aplicado previamente en la zona de estudio, lo

cual justifica su importancia para la conservación de la calidad de este acuífero.

El empleo del biofiltro de flujo horizontal para el tratamiento de las aguas de la

Laguna de Conache – Laredo constituye una tecnología sostenible de bajo

impacto para dicho ecosistema.

1.4. Enunciado del problema

¿Es posible realizar el tratamiento de las aguas de la Laguna de Conache - Laredo

para su uso en la acuicultura mediante el uso de un biofiltro de flujo horizontal

para reducir las altas concentraciones de DBO5 y metales pesados (Hg, Pb y As)?

1.5. Hipótesis

El tratamiento de las aguas de la Laguna de Conache – Laredo para su uso en la

acuicultura mediante un biofiltro de flujo horizontal reduce las concentraciones

de DBO5 y metales pesados (Hg, Pb y As).



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1.6. Objetivos

1.6.1 Objetivo general

Determinar la efectividad del tratamiento de las aguas de la Laguna de Conache

– Laredo para su uso en la acuicultura mediante un biofiltro de flujo horizontal

para reducir las concentraciones de DBO5 y metales pesados (Hg, Pb y As).

1.6.2 Objetivos específicos

- Caracterizar fisicoquímicamente las muestras de agua de la Laguna de

Conache – Laredo analizadas.

- Determinar la eficiencia de remoción de los contaminantes orgánicos (DBO5

– Demanda bioquímica de oxígeno) en el biofiltro.

- Determinar las eficiencias de remoción de los metales pesados: Hg, Pb y As.

- Determinar el cumplimento de los estándares de calidad de las muestras de

agua de la Laguna de Conache – Laredo analizadas, según el Índice de

Calidad de los Recursos Hídricos Superficiales en el Perú (ICA – PE).

- Determinar el tiempo de residencia hidráulico.

1.7. Marco teórico

1.7.1 Laguna de Conache – Laredo

La laguna de Conache – Laredo se encuentra ubicada en el Sector Bolsillo del

Diablo, del Centro Poblado Santo Domingo de Conache, en el Distrito de

Laredo, Provincia de Trujillo, Departamento de La Libertad. El área de esta

laguna es de aproximadamente 10.0 hectáreas, y se encuentra a 81 m.s.n.m.

Alrededor de la laguna se observa un cordón de dunas de arena y un bosque de

algarrobos (Figura 1.3).

Según la clasificación climática de Thornthwaite, el valle donde se ubica la

laguna tiene un clima semi cálido a seco con una temperatura media anual que

varía de 18 ° C en los meses de agosto y septiembre, hasta 23° C en los meses

de febrero y marzo con una humedad relativa que varía de 76% a 81%

(SENAMHI, 2019).



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En la Figura 1.4 se presentan la temperatura máxima, media y mínima para el

área de influencia de la Laguna de Conache, medición realizada en la Estación

Trujillo del SENAMHI, ubicada en el distrito de Laredo. La Laguna de Conache

se encuentra en la costa norte del Perú, catalogada como una de las zonas con

mayor temperatura del territorio nacional, la cual ha tenido un incremento en la

temperatura de hasta 0.2 °C/década (SENAMHI, 2009).

Por otra parte, para la década de 2020-2030 se espera un incremento de las

precipitaciones en la costa norte del Perú, entre +10% a +20% (SENAMHI,

2009). Esto podría implicar variaciones en el nivel de agua de la Laguna de

Conche.

Figura 1.3. Laguna de Conache – Laredo (Fuente propia).



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Figura 1.4. Temperatura máxima, mínima y media mensual. SENAMHI, datos 2017-2018.

(Elaboración propia)

Los suelos de la zona geológicamente son de origen aluvial, pero con el tiempo

debido a la erosión eólica se han cubierto de arena formándose actualmente

dunas que abarca 14.51 ha. con una elevación promedio de 5 metros de altura y

con cobertura de algarrobos. Por lo tanto, podemos decir que el área está formada

por un paisaje fisiográficamente eólico.

Figura 1.5. Ubicación de la laguna de Conache – Laredo (Google Earth, 2019)

Como información referencial podemos mencionar que según el estudio de

suelos efectuados por el Proyecto Chavimochic en el valle, el 79% de los suelos



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son de clase textural gruesa (arena), el 7% son de textura franco arenoso o franco

arcilloso, el 9% son de textura fina y el 5% son suelos pedregosos.

El área de interés se encuentra influenciada por los ríos Moche y Santa. El río

Moche es de régimen irregular, el agua que discurre por su cauce es temporal

solo en épocas de lluvia en la sierra del departamento (Marzo – Abril). El río

Santa abastece de agua al valle por medio del Canal Madre del Proyecto

CHAVIMOCHIC. El canal madre está ubicado cerca del área de la Laguna de

Conache (GRLL, 2015).

La Laguna de Conache, se ha formado al poco tiempo después de entrar en

funcionamiento los canales de irrigación del Proyecto de Chavimochic, de esto

hace aproximadamente 20 años. La parcela agrícola, en donde en la actualidad

se encuentra la laguna, se anegó debido al continuo riego por inundación de los

sembríos en las Pampas de San Juan. Esta técnica tradicional de riego posee una

baja eficiencia en el uso del agua, en la cual la parcela se encuentra nivelada y

es cubierta en su totalidad por agua durante el riego. Finalmente, ocurre la fase

de vaciado en la cual el agua infiltra en el suelo (Faci et al., 1994). Debido a esto

el nivel freático aumentó poco a poco por las filtraciones, y la laguna llegó a

tener agua permanentemente.

Estas causas que originaron la formación de esta laguna también pueden formar

otras, ya sea en la cuenca en donde se encuentra la laguna de Conache como en

otras cuencas que son afectadas por el Proyecto Especial Chavimochic.

Actualmente, la laguna se ha convertido en una unidad biogeográfica con valor

ecológico y biológico, resultando un ecosistema particular.

En lo que respecta a la flora presente en el área de interés, se puede listar un

conjunto de 7 familias de macrófitas (Liza, 2014; Guzmán, 2016; Altuna, 2018).

Se identifica la clasificación de la macrófita por emplearse en el presente estudio

(Figura 1.6):



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DIVISIÓN XVII: ANGIOSPERMAE

CLASE II: MONOCOTYLEDONEAE

ORDEN 12: CYPERALES

FAMILIA: TYPHACEAE

Typha angustifolia (Linneo, 1771)

Figura 1.6. Typha angustifolia en laguna de Conache – Laredo

En los últimos años, se ha evidenciado un vertiginoso crecimiento de la

macrófita Typha angustifolia en el borde de la Laguna de Conache, que puede

conducir a una eutrofización del cuerpo de agua. La eutrofización de la laguna

(crecimiento excesivo de las plantas acuáticas) es causada por varios

estimulantes, incluido el exceso de nutrientes en el agua, como el fósforo o el

nitrógeno (Trate, 2006).

1.7.2 Fitorremediación

Principios Básicos

La fitorremediación es un proceso de biorremediación, al igual que el

composteo, la tecnología de reactores de suelos activados o el empleo de

microalgas (Ferrera et al., 2006).

La fitorremediación se basa en el empleo de especies vegetales (macrófitas) para

la degradación, eliminación y desintoxicación de contaminantes químicos de

suelos, sedimentos o aguas (Herath et al., 2015).



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El proceso de fitorremediación es realizado por las plantas que mediante

procesos químicos, biológicos y físicos aportan en la recuperación de sustratos

contaminados. Se puede diferenciar entre la fitorremediación según se realice la

degradación del contaminante dentro de la planta (in planta) o fuera de ella (ex

planta). En el primer caso, la planta absorbe el contaminante y lo asimila,

mientas que cuando se denomina degradación “ex planta”, esta se realiza en la

zona de la rizosfera (Cárdenas, 2012).

Mecanismos de remoción

Existen diversos procesos asociados a la fitorremediación según el contaminante

a tratar y las condiciones específicas del sitio. Los mecanismos de remoción de

contaminantes son la fitoextracción, fitodegradación, fitoestabilización,

rizofiltración y fitovolatilización.

En la Figura 1.7 se muestran los posibles mecanismos de remoción de

contaminantes durante la fitorremediación.

Figura 1.7. Mecanismos de remoción de contaminantes (Cárdenas, 2012)

En la Tabla 1.2 se describen cada uno de ellos y se especifican los contaminantes

objetivo de cada uno de estos procesos de remediación.



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Tabla 1.2. Tipos de mecanismos de remediación (Adaptado de Herath et al., 2015)

Proceso Significancia Contaminante

objetivo Medio

Fitoextracción

Contaminantes son

absorbidos, transportados

y desplazados por

encimas en el suelo.

Radionucleidos de

metales pesados,

perclorato, BTEX y

otros compuestos

orgánicos

Suelo

Fitodegradación

Las plantas absorben,

almacenan y degradan

químicamente los

contaminantes dañinos en

subproductos inocuos.

Solventes clorados,

DDT, atrazina,

nitrilos, TNT,

DNT, pesticidas,

anilinas y

nitrometano

Suelo y sedimento

Humedales

Aguas residuales

Agua superficial y

subterránea

Fitovolatilización

Las plantas extraen

metales volátiles y

compuestos orgánicos y

los liberan a través de la

transpiración.

Se, tritio, As, Hg,

m-xileno y

solventes clorados

Suelo y lodos

Humedales

Agua subterránea

Rizofiltración

Las raíces de las plantas

cultivadas en agua aireada

precipitan y concentran

contaminantes tóxicos.

Metales,

radionucleidos y

químicos orgánicos

Humedales

Aguas residuales

Lixiviados de

vertedero

Agua superficial y

subterránea

Fitoestabilización

Las plantas estabilizan los

contaminantes en los

suelos, haciéndolos

inofensivos. Humificación

y lignificación de

compuestos orgánicos.

Metales, fenoles y

solventes clorados

Suelo

Desechos de minería

Humedales

Sedimentos de

estanque de lixiviados

En los humedales, la remoción de metales es atribuida a múltiples mecanismos

que intervienen, como la sedimentación, filtración, precipitación y adsorción

química, interacciones microbianas y absorción por parte de las especies

macrófitas. Este último corresponde a la fitorremediación de aguas (Yeh, 2008).

Los metales pesados cuentan con una densidad igual o superior a 5 g/cm3 cuando

están en su forma elemental o cuyo número atómico es superior a 20. En

concentraciones elevadas, estos metales pueden ocasionar graves problemas en

el metabolismo de las plantas (Delgadillo et al., 2011). A continuación, se

describe cómo las plantas incorporan y acumulan los metales pesados:

Fase I: Transporte de los metales pesados al interior de la planta a través de la

raíz, la cual posee cargas negativas en sus células (correspondientes a los grupos



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carboxilo), que interaccionan con las cargas positivas de los metales pesados,

facilitando el ingreso de los metales a la planta.

Fase II: Los metales que ingresan a la planta son “secuestrados” por agentes

quelantes producidos por las plantas, como los ácidos orgánicos (ácidos cítrico,

oxálico y málico), aminoácidos (histidina y cisteína) y péptidos (fitoquelatinas y

metaloteínas).

Fase III: Consiste en la compartimentalización y detoxificación, a través del cual

el complejo ligando-metal quedará retenido en la vacuola.

Ventajas y desventajas de la fitorremediación

La fitorremediación como técnica de remoción de contaminantes presenta

múltiples ventajas, tanto técnicas como económicas. Desde el punto de vista

técnico, esta forma de remover los contaminantes de los cuerpos (suelo o agua)

es ventajosa ya que puede ser realizada sin la necesidad de transportar el sustrato

contaminado, reduciendo la probabilidad de diseminación de los contaminantes

a través del aire o del agua. Asimismo, es una tecnología sustentable, de bajo

impacto y eficiente tanto para contaminantes orgánicos como inorgánicos. Por

último, el proceso de remediación permite el reciclado de recursos (agua,

biomasa, metales).

Sin embargo, la fitorremediación también presenta algunas desventajas, respecto

a la selección de la especie vegetal se sabe que no todas las plantas son tolerantes

o acumuladoras de ciertos contaminantes. Por ejemplo, la selección de especies

como árboles o arbustos permite un proceso relativamente lento de remediación,

por lo cual son especies poco eficientes.

Respecto a la zona de influencia, la remediación se dará en la contaminación

superficial, dentro de la rizosfera de la planta. Además, el crecimiento de la

planta puede verse limitado por concentraciones tóxicas de contaminantes, por

lo tanto, es aplicable a ambientes con concentraciones bajas de contaminantes.

Respecto a la fitorremediación en sistemas acuáticos, esta puede favorecer la

diseminación de plagas, como los mosquitos. Se requiere de áreas relativamente

grandes.



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Para el caso de la fitovolatilización, los contaminantes acumulados en las hojas

pueden ser liberados nuevamente al ambiente, por lo cual puede desencadenar la

contaminación atmosférica.

1.7.3 Biofiltro en humedales de flujo superficial y subsuperficial

Principios básicos

Estos ecosistemas acuáticos ofrecen servicios ecosistémicos, como la regulación

del ciclo hídrico superficial, la retención de sedimentos, estabilización micro

climática, la regulación de ciclos de nutrientes, la productividad biológica o la

captura de gases de efecto invernadero (Rivas et al., 2014).

Los humedales naturales son valiosos ecosistemas, que ocupan cerca del 6% de

la superficie terrestre. Por su parte, los humedales construidos, que buscan

emular el comportamiento de los humedales naturales, se están posicionando

como una alternativa natural y económica para purificar el agua contaminada,

en múltiples proyectos alrededor del mundo (Moshiri, 1993; Yeh, 2008).

Los biofiltros corresponden a una técnica empleada en los humedales artificiales

y naturales para lograr la fitorremediación de los ecosistemas acuáticos. Los

humedales comprenden láminas de agua, donde existe vegetación (sumergida,

flotante y emergente), así como especies animales y microorganismos

(Cárdenas, 2012).

En un biofiltro de flujo superficial el agua se encuentra expuesta directamente a

la atmósfera y circula a través de las raíces, tallos y hojas de las plantas que se

encuentran parcialmente sumergidos, con niveles de agua poco profundos de 0.1

a 0.6 metros. Los sistemas de flujo libre pueden ser diseñados con el objetivo de

crear nuevos hábitats para la flora y fauna o mejorar las condiciones de

humedales naturales (Lara, 1999).

El biofiltro para humedales de flujo superficial se presenta en la Figura 1.8.



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Figura 1.8. Biofiltro de flujo superficial (Fuente: Cárdenas, 2012)

En un biofiltro de flujo subsuperficial el sentido de circulación del agua puede

ser horizontal o vertical. Para el biofiltro de flujo horizontal el agua circula a

través del medio granular y los rizomas y raíces de las plantas. Este ha

demostrado ser un mecanismo realmente eficiente para la remoción de

contaminantes orgánicos. Este sistema es comúnmente empleado para el

tratamiento de aguas residuales de áreas suburbanas, logrando tasas de remoción

por sobre el 80% de las concentraciones de DBO5 en casos de éxito en países

como República Checa, Noruega y Polonia (Vymazal, 1999).

El sistema funciona permanentemente inundado y presenta como limitante que,

dado que las plantas no son capaces de suministrar el oxígeno a la velocidad

requerida por las cargas orgánicas, tienden a que la nitrificación del medio ocurra

a bajos niveles (Hernández et al., 2012).

Actualmente, los sistemas de flujo subsuperficial de flujo horizontal son

diseñados incluyendo un mecanismo de aireación entre las celdas previo al paso

del agua residual a través de las celdas del humedal. Esto dado que para el

sistema subsuperficial de flujo horizontal existe una ausencia de zonas aeróbicas,

lo cual limita el ciclo de desnitrificación (Skancke, 2007).

El biofiltro para humedales de flujo horizontal se presenta en la Figura 1.9.

Figura 1.9. Biofiltro de flujo subsuperficial horizontal (Fuente: Cárdenas, 2012)



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El biofiltro de flujo subsuperficial vertical se presenta en la Figura 1.10. Este

corresponde a un método de funcionamiento intermitente. Esto implica que se

tienen fases de llenado, reacción y vertido. Estos sistemas operan con cargas de

contaminante superiores a los biofiltros de flujo horizontal y producen efluentes

más oxigenados. La carga intermitente de las aguas residuales y la descarga o

drenado vertical en el lecho permite que las reacciones aeróbicas se realicen con

rapidez (Hernández et al., 2012).

Figura 1.10. Biofiltro de flujo subsuperficial vertical (Fuente: Cárdenas, 2012)

Los sistemas híbridos son aquellos que combinan los tipos de humedales

previamente mencionados. Estos combinan la predominancia de los procesos

aerobios (degradación, nitrificación) de los humedales de flujo subsuperficial

vertical; en conjunto con los procesos anóxicos (desnitrificación) y anaerobios

(reducción del sulfato y fermentación) de los humedales de flujo subsuperficial

horizontal (Sierra et al., 2013).

Componentes del humedal

- Sustratos, sedimentos y resto de vegetación:

Los sustratos pueden ser de arena gruesa (2 mm), arena gravosa (8 mm),

grava fina (16 mm), grava media (32 mm) o piedra partida (128 mm). Estos

son importantes para el sistema, ya que sirven de soporte para algunos de los



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organismos vivientes en el humedal y es lugar de muchas transformaciones

químicas y biológicas (sobre todo microbianas) (Miglio, 2009).

Para el caso de los sustratos saturados, el agua reemplaza los gases

atmosféricos en los poros y el metabolismo microbiano consume el oxígeno

disponible y, a pesar de que se presenta dilución de oxígeno en la atmósfera,

puede formarse un sustrato anóxico, de importancia para la remoción de

contaminantes como el nitrógeno y metales (Lara, 1999).

- Macrófita:

En el área de investigación sobre humedales, ya sea naturales o artificiales,

se emplea el término macrófita como denominación para las plantas

acuáticas. Estas pueden ser plantas acuáticas estrictas (hidrófitos), plantas

anfibianas (emergentes) o plantas flotantes (Fernández, 2001).

Las especies macrófitas desempeñan un papel importante en los aspectos

estructurales y funcionales de los ecosistemas acuáticos, al mejorar la calidad

del agua mediante la regulación del equilibrio de oxígeno y los ciclos

de nutrientes, y la acumulación de metales pesados (Kumar, 2018). Las

plantas se encargan de la transferencia de oxígeno de la superficie del medio

acuoso a las raíces y parte de este oxígeno penetra en los sedimentos,

produciéndose la degradación de la materia orgánica en los sedimentos

anaeróbicos (Yeh, 2008).

La vegetación proporciona superficies para la formación de películas

bacterianas, facilita la filtración y la adsorción de los constituyentes del agua

residual, permite la transferencia de oxígeno a la columna de agua y controla

el crecimiento de algas al limitar la penetración de luz solar (Lara, 1999).

Existen diversas especies de macrófitas, con diferencias en el grado de

tolerancia a contaminantes como metales, así como diferentes

comportamientos con respecto a su capacidad para acumular elementos en

raíces, tallos y/o hojas. Por tal motivo, la elección de la especie macrófita a

emplear depende tanto de la disponibilidad en el medio, como de los

contaminantes a tratar en el biofiltro (Kumar, 2018).

En la Figura 1.11 se presenta el esquema de una planta emergente,

identificando las raíces, rizomas y el inicio de nuevos brotes.



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Figura 1.11. Esquema de una planta emergente (Fuente: Cárdenas, 2012)

Para los humedales de flujo superficial, las hojas y tallos sumergidos pueden

degradarse y son convertidos en parte del substrato para el crecimiento de la

película microbiana, partícipes en el tratamiento del agua (Lara, 1999).

Las macrófitas emergentes típicamente empleadas en el proceso de

fitorremediación en humedales incluyen carrizos y juncos, por ejemplo, las

especies Typha latifolia o Phragmites australis. Se seleccionan este tipo de

plantas dada su fácil propagación y capacidad de crecer bajo diversas

condiciones medioambientales (Sierra et al., 2013). En los humedales de

flujo superficial se pueden emplear macrófitas flotantes, como la lechuga de

agua (Pistia strartiotes) o algunas especies de lentejas de agua (Lemna Spp.,

Spirodella Spp.) (Martelo et al., 2012).

- Microorganismos:

Los microorganismos incluyen bacterias, levaduras, hongos y protozoarios,

que consumen gran parte del carbono orgánico y muchos nutrientes. Estos

actúan en la descomposición de la materia orgánica, así como en la

degradación y transformación de compuestos tóxicos (Miglio, 2009).



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24

Etapas de un sistema de tratamiento de biofiltro de flujo horizontal

El tratamiento de efluentes con un sistema de biofiltro de flujo horizontal es

comúnmente empleado para el tratamiento de aguas residuales domésticas. Las

etapas que componen el sistema son: pretratamiento, tratamiento primario,

tratamiento secundario y pila de secado de lodos.

El pretratamiento consta del paso de las aguas residuales a través de una rejilla,

con la intención de remover sólidos gruesos, y el paso por un desarenador. El

tratamiento primario se da en el tanque de sedimentación, en el cual se retienen

los sólidos suspendidos. Los lodos generados por el desarenador y el tanque de

sedimentación son acopiados en la pila de secado de lodos, y extraídos luego de

ocurrir su estabilización. Por último, se tiene el tratamiento secundario,

conformado por el biofiltro de flujo horizontal, ocurriendo la fitorremediación

del agua (WSP-LAC, 2006).

En la Figura 1.12 se presentan las etapas de un sistema de biofiltro de flujo

superficial.

Figura 1.12. Sistema de biofiltro de flujo horizontal (Fuente: WSP-LAC, 2006)

Criterios de diseño de humedales artificiales

Para el correcto funcionamiento de los humedales artificiales se deberá disponer

de agua durante todo el año, para mantener a las plantas y bacterias vivas. Así

mismo, se deberá considerar un flujo natural por gravedad a través del biofiltro.



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25

Además, se deberá evitar el estancamiento de las aguas ya que conlleva a la

proliferación de mosquitos (Cruz, 2013).

El diseño de estos sistemas usualmente considera que la remoción de

contaminantes del agua tiene un comportamiento de primer orden y los reactores

se diseñan como sistemas de flujo pistón, considerando los tiempos de retención

hidráulica para la remoción de materia orgánica o sólidos suspendidos

empleando modelos empíricos (Sierra et al., 2013).

Para el diseño de humedales construidos de flujo superficial para el tratamiento

de aguas residuales domésticas, se estima que el tiempo de retención hidráulica

es de 5 a 15 días, con una profundidad menor a 60 cm y una pendiente en el

lecho menor al 1% (Sierra et al., 2013).

1.7.4 Acuicultura en lagos y lagunas

La acuicultura es el cultivo de organismos acuáticos, como peces o crustáceos,

mientras que la piscicultura en particular es el cultivo de especies de peces. La

piscicultura, según el tipo de producción, la cantidad de manejo y el grado de

tecnificación puede ser extensiva, semi-intensiva e intensiva. Se denomina

extensiva a aquella de baja densidad (menor a 1 pez por m2), semi-intensiva a

aquella con una mayor intervención humana y una mayor densidad (1 pez por

m2), e intensiva para siembra a altas densidades (de 5 a 20 peces por m2) (Liñán,

2007).

El cuerpo de agua debe poseer características adecuadas respecto a su cantidad

(caudal) y calidad (factores físicos, químicos y biológicos). Estos valores de

calidad quedan establecidos en el Estándar de Calidad Ambiental del Agua, bajo

la categoría 2, subcategoría C4: Extracción y cultivo de especies hidrobiológicas

en lagos o lagunas.

Para la selección de la especie a cultivar se debe tener en cuenta el ciclo de vida

de la especie, sus hábitos alimenticios, condiciones climatológicas adecuadas,

características y calidad del agua, tasa de crecimiento y densidad de siembra

(Liñán, 2007).



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Acuicultura en el Perú

El desarrollo de la acuicultura en el Perú es incipiente, y orientado

principalmente a la producción de Langostinos (Litopenaeus spp), Concha de

Abanico “scallops”, Trucha (Oncorhynchus spp), Tilapia (Oreochromis spp) y

algunas especies de peces amazónicos. Sin embargo, la acuicultura puede llegar

a ser una actividad económica importante, dadas las condiciones de la geografía

del Perú con espejos de agua propicios para la actividad acuícola (Organización

de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura, 2018).

En la Figura 1.13 se presenta el gráfico de la evolución de la acuicultura en el

Perú como actividad productora desde 1980 hasta el año 2017. Se evidencia que

el empleo de aguas marino costeras ha sido tradicionalmente la principal zona

de explotación de acuicultura. En contraste, para el año 2017 se evidencia que

las zonas de agua dulce han cobrado importancia, siendo mayor la producción

realizada en este medio (Año 2017: agua dulce: 61,028 ton, aguas marino

costeras: 39,425 ton).

Figura 1.13. Producción de acuicultura por medio de cultivo (ton)

(Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura, 2018)

En el Perú, los sistemas de producción de tilapia más empleados son en

estanques y, en menor grado, en jaulas y tanques. El cultivo de tilapia se ha

extendido significativamente en algunas regiones de la selva, especialmente en

el departamento de San Martín, donde esta especie ha ganado aceptación entre

los consumidores locales. Por otra parte, en la costa norte se han aprovechado

los reservorios en los proyectos de irrigación del Chira-Piura y San Lorenzo para



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27

la acuicultura en jaulas flotantes (Organización de las Naciones Unidas para la

Alimentación y la Agricultura, 2018).

1.8. Marco conceptual

1.8.1 Estándares de Calidad Ambiental (ECA) para agua

Se definen como la medida que establece el nivel de concentración o del grado

de elementos, sustancias o parámetros físicos, químicos y biológicos, presentes

en el agua, en su condición de cuerpo receptor, que no representa riesgo

significativo para la salud de las personas ni al ambiente (MINAM, 2017).

Este estándar tuvo su aprobación mediante el Decreto Supremo N° 002-2008-

MINAM, el Decreto Supremo N° 023-2009-MINAM y el Decreto Supremo N°

015-2015-MINAM. Estas disposiciones fueron compiladas en el Decreto

Supremo N° 004-2017-MINAM (MINAM, 2017).

Los parámetros de los ECA para agua se aplican como referente obligatorio en

el diseño y aplicación de los instrumentos de gestión ambiental. La importancia

de la evaluación de cada uno de estos parámetros ha sido identificada en función

de la categoría en la cual se encuentre el cuerpo de agua (Tabla 1.3).

Para reconocer los parámetros a evaluar se tienen en cuenta los siguientes

criterios, propuestos en el Artículo 5 del Decreto Supremo N° 004-2017-

MINAM:

1. Los parámetros asociados a los contaminantes que caracterizan al efluente

del proyecto o la actividad productiva, extractiva o de servicios.

2. Las condiciones naturales que caracterizan el estado de la calidad ambiental

de las aguas superficiales que no han sido alteradas por causas antrópicas.

3. Los niveles de fondo de los cuerpos naturales de agua; que proporcionan

información acerca de las concentraciones de sustancias o agentes físicos,

químicos o biológicos presentes en el agua y que puedan ser de origen natural

o antrópico.

4. El efecto de otras descargas en la zona, tomando en consideración los

impactos ambientales acumulativos y sinérgicos que se presenten aguas

arriba y aguas abajo de la descarga del efluente, y que influyan en el estado



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28

actual de la calidad ambiental de los cuerpos naturales de agua donde se

realiza la actividad.

5. Otras características particulares de la actividad o el entorno que pueden

influir en la calidad ambiental de los cuerpos naturales de agua.

En la aplicación de los Estándares de Calidad Ambiental para Agua se deben

considerar las categorías y subcategorías presentadas en la Tabla 1.3. Cada una

de estas subcategorías presenta ciertos parámetros a analizar, sin embargo, se

establece que no necesariamente deben incluirse todos los parámetros para la

aplicación de los instrumentos de gestión ambiental (MINAM, 2017).

Tabla 1.3. Categorías y subcategorías de ECA para Agua

Categoría Subcategoría

CATEGORÍA 1:

Poblacional y

recreacional

Subcategoría A: Aguas superficiales

destinadas a la producción de agua

potable

A1. Aguas que pueden ser

potabilizadas con

desinfección


potabilizadas con

tratamiento convencional


potabilizadas con

tratamiento avanzado

Subcategoría B: Aguas superficiales

destinadas para recreación

B1. Contacto primario

B2. Contacto secundario

CATEGORÍA 2:

Extracción,

cultivo y otras

actividades

marino-costeras y

continentales

Subcategoría C1: Extracción y

cultivo de moluscos, equinodermos y

tunicados en aguas marino-costeras


cultivo de otras especies

hidrobiológicas en aguas marino-

costeras

Subcategoría C3: Actividades

marino-portuarias, industriales o de

saneamiento en aguas marino-costeras


cultivo de especies hidrobiológicas en

lagos o lagunas

CATEGORÍA 3:

Riego de

vegetales y bebida

de animales

Subcategoría D1: Riego de vegetales

Agua para riego no

restringido

Agua para riego restringido

Subcategoría D2: Bebida de

animales



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CATEGORÍA 4:

Conservación del

ambiente acuático

Subcategoría E1: Lagunas y lagos

Subcategoría E2: Ríos Ríos de la costa y sierra

Ríos de la selva

Subcategoría E3: Ecosistemas

costeros y marinos

Estuarios

Marinos

1.8.2 Índice de Calidad del Agua ICA-PE

La importancia de contar con la información sobre la calidad de los cuerpos de

agua deriva en conseguir un eficiente aprovechamiento de estos recursos y una

gestión adecuada de los mismos. Esto ha llevado a la realización de múltiples

estudios para determinar índices que permitan una interpretación acertada del

estado real de los cuerpos de agua (Alarcón & Ñique, 2016, Espinal et al., 2013).

En el Perú, la evaluación de la calidad del agua se realiza a través de la

comparación de los resultados de un conjunto de parámetros físicos, químicos y

biológicos con los valores establecidos en el ECA-Agua según la categoría del

cuerpo de agua superficial correspondiente. Esta comparación determina el

cumplimiento de los requisitos de calidad, precisando únicamente los parámetros

críticos y su correspondiente concentración (ANA, 2018).

Sin embargo, esta evaluación es ambigua a la hora de precisar o establecer el

nivel de calidad de agua del recurso hídrico, es decir si esta tiene una calidad

adecuada o inadecuada para un determinado uso. Por lo tanto, se establecen los

índices de calidad de agua (ICA), los cuales constan de herramientas

matemáticas que integran la información de los parámetros analizados y la

sintetizan, permitiendo transformar grandes cantidades de datos en una escala

única para la medición de calidad del agua (ANA, 2018).

Los indicadores ambientales tienen dos funciones principales, según el estudio

propuesto por la Organización de Cooperación de Desarrollo Económico

(OCDE, 2016):

1. Reducen el número de mediciones y los parámetros que normalmente se

requieran para hacer una representación exacta de una situación.



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2. Simplifican el proceso de comunicación de los resultados.

En ese sentido, el Índice de Calidad Ambiental constituye un instrumento

fundamental en la gestión de la calidad de los recursos hídricos debido a su

facilidad para la transferencia de información sobre la calidad del recurso hídrico

a las autoridades competentes y al público en general. Además, identifica y

compara las condiciones de calidad del agua empleando una valoración en escala

de 0-100, donde 0 (cero) es mala calidad y 100 es excelente (ANA, 2018).

En la Tabla 1.4 se presenta la clasificación empleada en el ICA, así como la

interpretación de cada uno de los intervalos que definen las condiciones del

cuerpo de agua.

Tabla 1.4. Interpretación de la clasificación ICA

Índice de

calidad del

agua ICA-PE

Calificación Interpretación

95 – 100 Excelente

La calidad del agua está protegida con ausencia de

amenazas o daños. Las condiciones son muy

cercanas a niveles naturales o deseados.

80 – 94 Buena

La calidad del agua se aleja un poco de la calidad

natural del agua. Sin embargo, las condiciones

deseables pueden estar con algunas amenazas o

daños de poca magnitud.

65 – 79 Favorable

La calidad del agua natural ocasionalmente es

amenazada o dañada. La calidad del agua a

menudo se aleja de los valores deseables. Muchos

de los usos necesitan tratamiento.

45 – 64 Regular

La calidad del agua no cumple con los objetivos

de calidad, frecuentemente las condiciones

deseables están amenazadas o dañadas. Muchos

de los usos necesitan tratamiento.

0 – 44 Mala

La calidad del agua no cumple con los objetivos

de calidad, casi siempre estás amenazada o

dañada. Todos los usos necesitan previo

tratamiento.

A la fecha, el uso de los Índices de Calidad del Agua es considerado como una

de las herramientas más eficaces para la obtención y comparación de resultados



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referidos a la calidad de los acuíferos. En América Latina, el ICA es empleado

en países como México o Chile, considerando algunas variantes en su cálculo

(Rubio et al., 2014).

Uno de los índices más empleados es el propuesto por el Canadian Council of

Ministers of the Environment, conocido como CCME_WQI (por sus siglas en

inglés). Este propone una evaluación más amplia de la calidad del agua en un

periodo de tiempo determinado teniendo en cuenta el número de parámetros que

superan un estándar de referencia, el número de datos que no cumplen con el

mencionado estándar y la magnitud de superación. Cabe señalar que esta

metodología se caracteriza por su flexibilidad respecto al tipo y número de

parámetros empleados. Debido a sus múltiples ventajas, este índice ha tenido un

uso generalizado desde su creación y es empleado por varios países.

El Índice de Calidad del Agua desarrollado en nuestro país se denomina ICA –

PE. Este indicador adopta los aspectos metodológicos del CCME_WQI, dado

que permite adaptar todo lo que requiere para su determinación y cálculo, como

la información base necesaria (resultados de los monitoreos), la clasificación de

los cuerpos de agua (la categoría a ser evaluada según normativa) y los ECA del

Agua, en función de la normativa nacional.

En el Perú, los índices de calidad ICA se han aplicado a nivel de sistemas lénticos

principalmente en el lago Titicaca. El resto de lagos y lagunas del país no han

sido monitoreados en estudios de importancia (Alarcón & Ñique, 2016).

Cálculo del Índice de Calidad del Agua (ICA – PE)

Para la determinación del ICA – PE se requiere de tres factores que se describen

a continuación:

- F1 – Alcance: corresponde a la fracción entre el número de parámetros de

calidad que no cumplen los valores establecidos en el Estándar de Calidad

Ambiental para Agua respecto del total de parámetros a evaluar.

𝐹1 =𝑁ú𝑚𝑒𝑟𝑜 𝑑𝑒 𝑝𝑎𝑟á𝑚𝑒𝑡𝑟𝑜𝑠 𝑞𝑢𝑒 𝑛𝑜 𝑐𝑢𝑚𝑝𝑙𝑒𝑛 𝑙𝑜𝑠 𝐸𝐶𝐴 − 𝐴𝑔𝑢𝑎

𝑁ú𝑚𝑒𝑟𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 𝑑𝑒 𝑝𝑎𝑟á𝑚𝑒𝑡𝑟𝑜𝑠 𝑎 𝑒𝑣𝑎𝑙𝑢𝑎𝑟 (1.1)



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- F2 – Frecuencia: corresponde al número de parámetros que no cumplen con

la ECA – Agua de los datos evaluados entre el número total de datos

evaluados.

𝐹2 =

𝑁ú𝑚𝑒𝑟𝑜 𝑑𝑒 𝑝𝑎𝑟á𝑚𝑒𝑡𝑟𝑜𝑠 𝑞𝑢𝑒 𝑁𝑂 𝑐𝑢𝑚𝑝𝑙𝑒𝑛 𝑒𝑙 𝐸𝐶𝐴 − 𝐴𝑔𝑢𝑎 𝑑𝑒 𝑙𝑜𝑠 𝐷𝑎𝑡𝑜𝑠 𝐸𝑣𝑎𝑙𝑢𝑎𝑑𝑜𝑠

𝑁ú𝑚𝑒𝑟𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 𝑑𝑒 𝑑𝑎𝑡𝑜𝑠 𝑒𝑣𝑎𝑙𝑢𝑎𝑑𝑜𝑠

(1.2)

- F3 – Amplitud: medida de la desviación existente en los datos, obtenida

mediante la siguiente ecuación:

𝐹3 =𝑆𝑢𝑚𝑎 𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙𝑖𝑧𝑎𝑑𝑎 𝑑𝑒 𝐸𝑥𝑐𝑒𝑑𝑒𝑛𝑡𝑒𝑠

𝑆𝑢𝑚𝑎 𝑁𝑜𝑟𝑚𝑎𝑙𝑖𝑧𝑎𝑑𝑎 𝑑𝑒 𝐸𝑥𝑐𝑒𝑑𝑒𝑛𝑡𝑒𝑠 + 1∗ 100 (1.3)

Una vez obtenido el valor de los factores (𝐹1, 𝐹2 y 𝐹3) se realiza el cálculo del

Índice de Calidad del Agua (ICA – PE), mediante la expresión de la Ec. 1.4 y la

posterior interpretación del resultado considerando los intervalos de la Tabla 1.4.

𝐼𝐶𝐴 − 𝑃𝐸 = 100 − √𝐹1

2 + 𝐹22 + 𝐹3

2

3 (1.4)

1.8.3 Parámetros de calidad del agua

Los parámetros de calidad del agua son el resultado de la caracterización del

fluido, que debe incluir información sobre los compuestos orgánicos e

inorgánicos presentes, así como su biodegradabilidad, su posible transformación

por métodos físico-químicos, y su potencial tóxico o inhibidor de la fisiología de

los microorganismos (Castro, 1980).

A continuación, se describen algunos de los parámetros de calidad del agua,

específicamente aquellos que serán empleados en el presente trabajo de

investigación para caracterizar el agua:

- Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5):

La DBO5 es un parámetro relacionado como aporte de la materia orgánica, mide

la cantidad de oxígeno requerida por los microorganismos para oxidar, degradar

o estabilizar la materia orgánica en condiciones aeróbicas (Castro, 1980).



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Las aguas residuales no tratadas presentan altas concentraciones de sustancias

orgánicas que constituyen una fuente de nutrición para bacterias y algas

existentes en los acuíferos. Sin embargo, las presencias en cantidades excesivas

de estos nutrientes originan un vertiginoso crecimiento de estos organismos.

Las aguas residuales pueden contener compuestos inorgánicos oxidables.

Ambos factores contribuyen al consumo del oxígeno del agua, reduciendo su

concentración y restringiendo el equilibrio en el ecosistema

(Mc Guire, 2015).

Por lo tanto, se puede interpretar a la Demanda Bioquímica de Oxígeno como la

cantidad de miligramos de oxígeno disuelto por cada litro de agua, que se utiliza

conforme se consumen los desechos orgánicos por la acción de las bacterias en

el agua. Este es calculado midiendo el proceso de reducción del oxígeno disuelto

en la muestra de agua, manteniendo una temperatura de 20 °C en un periodo de

5 días. Cuando se obtenga una DBO5 elevada implica que se requiere una gran

cantidad de oxígeno para descomponer la materia orgánica contenida en el agua

(Santambrosio, 2014).

A continuación, en la Tabla 1.5 se presenta un registro de casos de estudio de

distintos sistemas de biofiltro para el tratamiento de aguas residuales domésticas

y los porcentajes de remoción del DBO5 obtenidos (Barco & Borin, 2017).

Tabla 1.5. Estudios de humedales – Remoción de DBO5 (Barco & Borin, 2017)

Tipo de planta de

tratamiento

Especie de

macrófita

Reducción en

concentración

de DBO5

Referencia

2 VSSF-CW, 1 HSSF-

CW Phragmites australis 90.80% Öövel et al. (2007)

HSSF-CW, VSSF-CW Phragmites australis 95.10 % Masi et al. (2007)

HSSF-CW, VSSF-CW,

HF-CW Phragmites australis 97.20 % Ghrabi et al. (2011)

VSSF-CW, VSSF-CW,

HSSF-CW

Phragmites australis,

Phalaris

arundinacea

79.20 -

94.50%

Vymazal and

Kropfelová (2011)

HSSF-CW, VSSF-CW Phragmites australis 70.00 -

91.00% Ayaz et al. (2015)

* VSSF-CW: Humedal construido subsuperficial de flujo vertical; HSSF-CW: Humedal

construido subsuperficial de flujo horizontal.



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- pH:

El pH en las cuencas hidrográficas donde escurren aguas naturales sin actividad

antrópica, en cierta forma está determinado por la geología de la cuenca y se rige

por los equilibrios dióxido de carbono-bicarbonato-carbonato. El pH en la

mayoría de las aguas varía entre 6,5 a 8,5 (turbulencia y aireación). La evolución

química de muchos metales, su solubilidad del agua y biodisponibilidad están

determinadas por el pH. Por tanto, es un parámetro de mucha importancia en la

evaluación de la calidad del agua.

- Metales pesados:

Como metales pesados se entiende a cualquier elemento químico metálico que

tenga una relativa alta densidad y sea tóxico o venenoso en concentraciones bajas

(Cárdenas, 2012). Los metales pesados de mayor toxicidad son el cadmio, cobre,

cromo, mercurio, níquel, plomo y zinc. Sus efectos en el medio acuático incluyen

daños en organismos sensibles, como la inhibición de la fotosíntesis en el

fitoplancton o la inhibición del crecimiento y desarrollo del zooplancton

(Lezcano, 2008).

A continuación, se describen de manera breve los metales pesados a evaluar en

la presente investigación.

Arsénico: Metal pesado venenoso y muy toxico, en aguas naturales se presenta

como arseniato (AsO43-) y arsenito (AsO2); su presencia puede tener origen en

descargas industriales o uso de insecticidas.

De acuerdo con los estudios realizados por la ANA se ha encontrado en algunos

puntos de muestreo de las cuencas hidrográficas evaluadas la presencia del

arsénico debido a su aportación litológica de la zona. La actividad minera aporta

de manera puntual la presencia de este elemento en las aguas.

El arsénico puede ser removido del agua a través de la rizofiltración, empleando

macrófitas tolerantes a este metaloide. Experimentaciones previas han

identificado una capacidad de retención de arsénico del orden de 69% a 76% en

humedales piloto (Rivas et al., 2014).

Mercurio: Su presencia en las aguas se debe principalmente a las actividades

antrópicas (minería, etc.), salvo en algunos lugares que por su propia naturaleza



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se encuentran depósitos de este mineral. Generalmente es un elemento que no

abunda en la naturaleza (corteza terrestre) presentando una concentración de

0.009 mg/L. Se le considera no esencial para plantas y animales (Cárdenas,

2012).

Plomo: El Plomo es un elemento relativamente de menor importancia en la

corteza terrestre (13 mg/L), pero está ampliamente distribuido en bajas

concentraciones en rocas sedimentarias y suelos no contaminados.

Debido a la reducida capacidad en el medio ambiente para la biodegradación del

plomo, se trata de un grave problema ambiental. Tanto los ecosistemas acuáticos

como terrestres son susceptibles a la contaminación por plomo (Ratushnyak et

al., 2014).

El plomo es tóxico para los organismos acuáticos pero el grado de toxicidad

varía mucho, según sea las características de la calidad del agua y de las especies

bajo estudio. En los monitoreos en ríos de la selva realizado por la ANA, se han

evidenciado la presencia de Plomo, cuyas concentraciones exceden los ECA-

Agua (ANA, 2018).



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II. MATERIAL Y MÉTODOS

2.1. Ubicación del área de estudio

El estudio se llevó a cabo en la Laguna de Conache – Laredo (Figura 2.1). La

descripción del área, en el aspecto geográfico se desarrolló en el acápite 1.7.1.

El objeto de estudio del presente trabajo son las aguas de la laguna de Conache

– Laredo.

Figura 2.1. Ubicación de la zona de la laguna de Conache – Laredo.

2.2. Muestra

2.2.1 Unidad de Análisis

La unidad de análisis está constituida por el agua de la laguna de Conache, bajo

dos situaciones específicas:

1. Previo al paso a través del biofiltro en régimen de flujo horizontal.

2. Después de su paso a través del biofiltro en régimen de flujo horizontal.



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2.2.2 Unidad de Muestreo

Respecto a las muestras recolectadas directamente del área de estudio:

La unidad de muestreo está constituida por las muestras de agua recolectadas

durante 4 monitoreos, realizados mensualmente en el periodo agosto 2018 –

noviembre 2018.

Respecto a las muestras recolectadas del humedal a escala piloto con

biofiltro:

La unidad de muestreo está constituida por las muestras de agua

correspondientes al efluente del humedal piloto recolectadas durante 5

monitoreos, realizados semanalmente.

2.2.3 Tipo de muestreo

Muestreo probabilístico aleatorio simple.

2.2.4 Tamaño muestral

Respecto a las muestras recolectadas directamente del área de estudio:

Para el presente estudio se registraron 6 estaciones de muestreo (Figura 2.2), en

base al Protocolo Nacional para el Monitoreo de la Calidad de los Recursos

Hídricos Superficiales, recomendado por la Autoridad Nacional del Agua (ANA,

2016). La toma de muestras fue realizada entre agosto de 2018 y noviembre de

2018.

Estas corresponden a 3 estaciones en la zona de estancamiento, las cuales aún no

pasan por el biofiltro natural (A-1, A-2 y A-3) (Anexo 2 - Fotografía 4), y 3

estaciones ubicadas en la Laguna de Conache correspondientes al agua luego del

paso a través del biofiltro en régimen de flujo superficial (B-1, B-2 y B-3)

(Figura 2.2).



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Figura 2.2. Estaciones de muestreo en la laguna de Conache – Laredo.

Respecto a las muestras recolectadas del humedal a escala piloto con

biofiltro:

Para el presente estudio se realizó la toma de muestras en el efluente del humedal

piloto, con un intervalo de una semana entre cada muestra, realizándose entre el

5 de noviembre y el 3 de diciembre de 2018.

Las muestras fueron codificadas como M-1, M-2, M-3, M-4 y M-5 para los días

0, 7, 14, 21 y 28, respectivamente.

B-1

B-2

B-3

A-1

A-2

A-3



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2.3. Operacionalización de variables

Variables independientes

La variable independiente de la investigación es la calidad del agua de la laguna

de Conache – Laredo. Para la evaluación de esta se tendrá en consideración la

calificación categórica presentada en la Tabla 1.4, para valores obtenidos según

el Índice de Calidad del Agua ICA-PE.

Se presenta la Tabla 2.1 con la variable independiente de la presente

investigación:

Tabla 2.1. Variable independiente

VARIABLES Tipo Escala Indicadores Índice

Calidad del agua

de la laguna de

Conache

Cualitativa Categórica

(95 – 100) Excelente

(80 – 94) Buena

(65 – 79) Favorable

(45 – 64) Regular

(0 – 44) Mala

Según la

calificación

obtenida

Variables dependientes

Las variables dependientes de la investigación son algunos de los parámetros de

calidad del agua establecidos para la subcategoría correspondiente a la laguna de

Conache – Laredo. Los indicadores se obtienen a partir de los valores

presentados en el Anexo 6, correspondiente a los Estándares de Calidad

Ambiental para el agua (ECA-PE).

En base a las categorías presentadas en la Tabla 1.3 se caracteriza a la laguna de

Conache en la subcategoría C4, debido a la intención de emplear la laguna para

la actividad de acuicultura.

Se presentan en la Tabla 2.2 las variables dependientes de la presente

investigación:



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Tabla 2.2. Variables dependientes

VARIABLES Tipo Escala Indicadores

FÍSICOS – QUÍMICOS

Potencial de Hidrógeno (pH) Cuantitativo Continua 6.0 – 9.0

Demanda Bioquímica de

Oxígeno (DBO5) Cuantitativo Continua 10 mg/L

INORGÁNICOS

Concentración de Plomo (Pb) Cuantitativo Continua 0.0025 mg/L

Concentración de Mercurio (Hg) Cuantitativo Continua 0.00077 mg/L

Concentración de Arsénico (As) Cuantitativo Continua 0.1 mg/L

2.4. Metodología

2.4.1 Recolección de muestras de agua de la Laguna de Conache

El trabajo de campo de recolección de muestras de agua se realiza cumpliendo

con lo estipulado en el Protocolo Nacional para el Monitoreo de la Calidad de

los Recursos Hídricos Superficiales, recomendado por la Autoridad Nacional del

Agua (ANA, 2016).

Se emplearon los siguientes formatos en el trabajo de campo:

- Registro de Datos en Campo (Anexo 3)

- Etiqueta para Muestra de Agua (Anexo 4)

En la Figura 2.3 se registra el proceso de toma de muestras en la laguna.



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41

Figura 2.3. Toma de muestras en la laguna de Conache – Laredo.

Las muestras de agua fueron etiquetadas y acondicionadas adecuadamente según

el Anexo 5 para su traslado al laboratorio.

2.4.2 Caracterización preliminar de las aguas de la Laguna de Conache mediante

un análisis por ICP-OES (Espectrómetro de emisión óptica con fuente de

masa acoplado inductivamente)

La técnica de análisis a emplear en la caracterización preliminar de las aguas de

la laguna es el análisis de metales pesados usando un ICP-OES. Esta técnica

presenta múltiples ventajas, destacando su alta precisión, bajos límites de

detección y la capacidad de analizar el mayor número de los elementos de la

tabla periódica de manera simultánea en un corto tiempo.

Se categoriza el cuerpo de agua y se reconocen los parámetros a evaluar en

función de las disposiciones del Estándar de Calidad Ambiental (ECA).

Se realiza el análisis para muestras de agua correspondientes a dos situaciones

específicas:

- Previo al paso a través del biofiltro en régimen de flujo horizontal.

- Después de su paso a través del biofiltro en régimen de flujo horizontal.

Una vez ya realizada la caracterización preliminar de las aguas mediante un

análisis por ICP-OES, las determinaciones cuantitativas de las concentraciones

de los metales pesados considerados se realizaron utilizando un

espectrofotómetro de absorción atómica.



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42

2.4.3 Análisis detallado: físico – químico e inorgánicos

Se realizan los análisis necesarios para la obtención de los resultados para cada

variable o parámetro de interés. El procedimiento de cada ensayo se realizó

considerando las guías propuestas por Hernández et al. (2012) e Hincapié et al.

(2015). Los métodos empleados para cada análisis se detallan en la Tabla 2.3.

Tabla 2.3. Análisis físico – químicos e inorgánicos

Parámetro Método

FÍSICOS – QUÍMICOS

Potencial de Hidrógeno (pH) Potenciométrico

Turbidez Nefelométrico

Conductividad Instrumental

Determinación de sólidos Gravimétrico

Oxígeno Disuelto (OD) Winkler y del electrodo positivo

Demanda Química de Oxígeno (DQO) Reflujo cerrado colorimétrico

Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5) Winkler test a 5 días

INORGÁNICOS

Concentración de Plomo (Pb)

Colorimetría, ICP-OES y

Absorción Atómica Concentración de Mercurio (Hg)

Concentración de Arsénico (As)

Los resultados obtenidos durante el análisis de laboratorio fueron comparados

con los valores del ECA, con el fin de determinar si las condiciones del agua de

la laguna cumplen con los requisitos ambientales exigidos en la normativa

peruana.

2.4.4 Identificación de flora predominante y selección de especie a emplear en el

humedal piloto de flujo horizontal

Se realizó un trabajo de inspección en la zona de estudio, específicamente en la

zona perimetral de la laguna para identificar las especies macrófitas de mayor

predominancia. Así mismo, se tuvo en consideración los trabajos previos de



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43

caracterización biológica de la Laguna de Conache (Liza, 2014; Guzmán, 2016;

Altuna, 2018) en los cuáles se identificaron las especies macrófitas de la zona.

Se identificó que la vegetación del perímetro de la laguna estaba parcialmente

sumergida en el agua, predominando la especie Typha angustifolia, comúnmente

denominada enea. Se seleccionó esta especie para ser empleada en la

construcción del humedal piloto de flujo horizontal.

2.4.5 Diseño de humedal piloto de flujo horizontal

Un humedal puede describirse como una zona “híbrida” entre la parte acuática y

la parte terrestre, que se caracteriza por una biota adaptada a los cambios

hidrológicos estacionales a presentarse en el cuerpo de agua, que se contrae o se

expande en función a los cambios de pluviosidad (Caho et al., 2017). En la

Figura 2.4 se presenta el esquema del tanque-test propuesto por el Water

Research Center de Gran Bretaña, en el cual se realizan ensayos de depuración

con plantas emergentes.

Figura 2.4. Esquema de un tanque-test diseñado por el Waters Research Center de Gran Bretaña para

ensayos de depuración con plantas emergentes (Martín, 1989)



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44

Para el diseño del humedal piloto, la relación entre el largo y el ancho del tanque

puede estar en el orden de 1:1 hasta aproximadamente 3:1. Ante mayores

relaciones entre largo y ancho se deberá emplear un gradiente hidráulico, a fin

de prevenir problemas de flujo inverso (Martín, 1989).

Las dimensiones interiores propuestas para el humedal piloto de flujo superficial

son:

- Largo : 2.00 m

- Ancho : 0.80 m

- Altura del sustrato : 0.40 m

- Altura máxima del agua : 0.50 m

En la Figura 2.5 y 2.6 se muestra la vista isométrica y frontal del modelo

tridimensional del humedal piloto a emplear.

Figura 2.5. Vista isométrica del modelo 3D del humedal piloto (Elaboración propia)



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45

Figura 2.6. Vista frontal del modelo 3D del humedal piloto (Elaboración propia)

2.4.6 Construcción de humedal piloto de flujo horizontal y siembra de plantas

emergentes.

El fondo del humedal piloto es una losa de concreto armado, los tabiques

laterales son de ladrillo KK asentado con amarre de soga. Para evitar filtraciones,

el interior del humedal piloto fue tarrajeado con mortero de cemento y arena fina.

El sustrato del lecho tiene un espesor de 40 cm, adecuado para que las plantas

puedan arraigar. El sustrato corresponde a tierra de cultivo de la zona Campiña

de Moche, ubicación del humedal piloto. La siembra de las plantas se realizó

considerando un espaciamiento de 30 cm entre estas. La macrófita seleccionada,

Typha angustifolia, fue obtenida de la zona perimetral de la Laguna de Conache

– Laredo.

2.4.7 Operación de humedal piloto, toma de muestras del efluente y análisis de

calidad del agua

Se realizó la toma de muestras en el efluente del humedal piloto para analizar y

obtener los valores de los parámetros físico-químicos y concentraciones de

metales pesados. Para dicho análisis se emplearon los procedimientos

previamente realizados con las muestras de agua directamente obtenidas de la

laguna y mencionados en el acápite 2.4.3.

Se evaluaron los resultados obtenidos en el humedal piloto, mediante una

contrastación directa para cada uno de los parámetros con los resultados del



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46

análisis de las aguas directamente extraídas de la Laguna de Conache y con los

valores del ECA del Agua.

2.4.8 Procesamiento de datos y análisis estadístico

Para los datos tomados directamente de la Laguna de Conache – Laredo (previo

y luego del biofiltro) se elaboraron gráficos por cada parámetro medido para

observar sus concentraciones y compararlo con el valor establecido en el

Estándar de Calidad Ambiental de Agua.

Así mismo, para el humedal piloto se elaboraron gráficos de concentración vs

tiempo, así como gráficos de porcentaje de remoción vs tiempo por cada

parámetro medido.

Se pueden considerar a los humedales artificiales como reactores biológicos, y

su tasa de remoción puede ser estimada mediante una cinética de primer orden

(Hernández et al., 2012; Lara, 1999). La ecuación 2.1 describe la cinética del

reactor:

𝐶𝑡 = 𝐶0 ∗ 𝑒−𝐾𝑡 (2.1)

Donde:

𝐶𝑡 : Concentración del efluente, mg/L

𝐶0 : Concentración del afluente, mg/L

𝐾 : Constante de reacción de primer orden, 𝑡−1

𝑡 : Tiempo de retención hidráulico, 𝑡

Mediante una gráfica −ln (𝐶𝑡/𝐶0) vs 𝑡 se obtendrá una línea recta, demostrando

que la reacción es de primer orden. La constante de reacción 𝐾 se puede

determinar a partir del gráfico, siendo igual a la pendiente de la línea.

Cálculo de la eficiencia de remoción

El objetivo de los procesos de tratamiento es remover los contaminantes, que

puede determinarse mediante un conjunto de mediciones de la calidad del agua

(por ejemplo, turbidez o sólidos totales disueltos) o mediante la medición de

contaminantes individuales de interés (por ejemplo, mercurio o plomo) (Howe



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47

et al., 2016). La fracción de un contaminante que eliminará un proceso, en este

caso la fitorremediación, puede calcularse con la ecuación 2.2.

𝑅 = (1 −𝐶𝑡

𝐶0) (2.2)

Donde:

𝑅 : tasa de remoción expresada como una fracción,

adimensional

𝐶𝑡 : Concentración del efluente, mg/L

𝐶0 : Concentración del afluente, mg/L

Cálculo del tiempo necesario para degradar el contaminante

Mediante la gráfica −ln (𝐶𝑡/𝐶0) vs 𝑡 para cada uno de los metales pesados en

estudio será posible determinar el tiempo necesario para degradar la

concentración del contaminante hasta alcanzar un límite aceptado para que la

muestra de agua cumpla con los requerimientos para la Subcategoría C4

propuestos en el ECA para Agua.

2.4.9 Determinación del Índice de Calidad del Agua ICA – PE

Para la determinación del ICA – PE se recomienda una data mínima necesaria

de al menos cuatro (04) parámetros (variables) a evaluar, analizadas y

muestreadas mínimo en cuatro (04) monitoreos (tiempos) (ANA, 2018).

Se compararon los parámetros evaluados con los estándares nacionales de

calidad ambiental (ECA) del agua para la construcción del Índice de Calidad de

Agua (ICA – PE) y la medición del nivel de contaminación del cuerpo de agua

de la Laguna de Conache.

Teniendo en consideración los resultados de los análisis y el procedimiento de

cálculo presentado en el acápite 1.8.2 para el cálculo del ICA -PE, se determina

este índice para caracterizar el agua en ambas situaciones (previo al paso y luego

del paso por el biofiltro). El ICA – PE se encarga de integrar la información de

los distintos parámetros, obteniéndose una escala única de medición de calidad

del agua, según la Tabla 1.4.



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48

Para el cálculo del índice se elaboró una hoja de cálculo Excel para automatizar

el proceso, requiriendo como datos de ingreso los resultados del monitoreo. Se

presenta en el acápite 3.4 la hoja de cálculo correspondiente al cálculo del ICA

– PE.

2.4.10 Evaluación y discusión de resultados

En base a los resultados parciales obtenidos para cada parámetro y el valor

integrado representado por el ICA – PE, se realiza la discusión sobre estos

resultados y se detallan recomendaciones respecto al adecuado funcionamiento

del biofiltro como alternativa sostenible para el tratamiento del agua de la laguna

y su uso en la acuicultura.



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49

III. RESULTADOS

En la presente investigación relacionada a la calidad de las aguas de la Laguna de Conache

– Laredo y la eficiencia de remoción del biofiltro de flujo horizontal se obtuvieron los

siguientes resultados:

3.1. Caracterización preliminar de las aguas de la Laguna de Conache mediante

un análisis usando ICP-OES

En el Anexo 7 y 8 se presentan los resultados del análisis semicuantitativo

mediante el ICP para las muestras obtenidas directamente de la laguna (previo

al biofiltro: A-1, A-2, A-3 y luego del biofiltro: B-1, B-2, B-3); así como las

muestras obtenidas del humedal piloto (M-1, M-2, M-3, M-4, M-5).

Al considerar el uso del agua de la Laguna de Conache para la acuicultura, se

tiene en cuenta para el Estándar de Calidad Ambiental para Agua:

- Categoría 2: Extracción, cultivo y otras actividades marino costeras y

continentales.

- Subcategoría C4: Extracción y cultivo de especies hidrobiológicas en lagos

o lagunas.

En el DS N° 004-2017-MINAM se establecen los parámetros a evaluar para las

aguas de cada categoría, así como los límites permisibles.

Para el caso de los parámetros inorgánicos a evaluar según el ECA para Agua,

se presenta en la Tabla 3.1 los resultados obtenidos mediante el ICP-OES y los

límites establecidos en la normativa.

Tabla 3.1. Resultados del ICP-OES de las muestras de agua

Parámetro

Valor

Promedio-A

(mg/L)

Valor

Promedio-B

(mg/L)

ECA – Agua

(mg/L)

Concentración de Plomo (Pb) 0.0085 0.0015 0.0025

Concentración de Mercurio (Hg) 0.0013 0.00069 0.00077

Concentración de Arsénico (As) 0.0765 0.0508 0.100



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50

3.2. Resultados del análisis detallado: físico – químicos e inorgánicos

En la Tabla 3.2 se muestran los resultados de los parámetros evaluados en las

aguas de la Laguna de Conache.

Tabla 3.2. Resultados del análisis físico – químicos e inorgánicos

Parámetro Unidad Valor

Promedio-A

Valor

Promedio-B ECA - Agua

FÍSICO – QUÍMICOS

Potencial de Hidrógeno (pH) Un. de pH 6.76 7.57 6.0 – 9.0

Oxígeno Disuelto (OD) mg/L 5.03 7.33 ≥5

Demanda Bioquímica de Oxígeno

(DBO5) mg/L 8.22 3.31 10

INORGÁNICOS

Concentración de Plomo (Pb) mg/L 0.0085 0.0015 0.0025

Concentración de Mercurio (Hg) mg/L 0.0013 0.00069 0.00077

Concentración de Arsénico (As) mg/L 0.0765 0.0508 0.100

Se presentan a continuación los resultados parciales para cada uno de los

parámetros en evaluación. En los gráficos se presentan en color verde los límites

establecidos por el Estándar de Calidad Ambiental del Agua.

3.2.1 Temperatura

En la Tabla 3.3 se muestra la variación de la temperatura en el medio ambiente

y agua a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua de la

Laguna de Conache en el humedal piloto de flujo superficial con Typha

angustifolia.

Tabla 3.3. Temperatura del ambiente y el agua en humedal piloto

Muestra Día Fecha Hora de

muestra

Temperatura

ambiental

Temperatura

del agua

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 20 °C 17 °C

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 19 °C 16 °C

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 22 °C 19 °C

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 20 °C 18 °C

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 22 °C 19 °C



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51

3.2.2 pH

En la Tabla 3.4 y la Tabla 3.5 se muestra el pH de las muestras de agua obtenidas

de la Laguna de Conache antes y después del paso por el biofiltro,

respectivamente.

Tabla 3.4. pH en muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 6.64 6.51 6.62 6.50

A-2 6.89 6.78 6.85 6.91

A-3 6.85 6.82 6.83 6.86

Promedio – A 6.79 6.70 6.77 6.76

Tabla 3.5. pH en muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 7.44 7.23 7.45 7.43

B-2 7.79 7.62 7.92 7.82

B-3 7.62 7.34 7.73 7.44

Promedio - B 7.62 7.40 7.70 7.56

Figura 3.1. Potencial de Hidrógeno (pH) antes y después del paso por el biofiltro.

En la Tabla 3.6 se muestra la variación de pH del agua a lo largo del tiempo,

durante el tratamiento de la muestra de agua de la Laguna de Conache en el

6.79 6.7 6.77 6.76

7.627.4

7.77.56

5

5.5

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

9.5

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

Po

ten

cial

de

Hid

róge

no

(p

H)

Meses

Potencial de Hidrógeno (pH)

Previo al biofiltro Luego del biofiltro



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52

humedal piloto de flujo superficial con Typha angustifolia. La toma de muestra

se da en el efluente del humedal piloto.

Tabla 3.6. pH del agua en el humedal piloto


muestra pH

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 6.72

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 6.98

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 7.06

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 7.10

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 7.12

Figura 3.2. Variación del Potencial de Hidrógeno (pH) en humedal piloto.

3.2.3 Oxígeno disuelto

En la Tabla 3.7 y la Tabla 3.8 se muestra el oxígeno disuelto (OD), de las

muestras de agua obtenidas de la Laguna de Conache antes y después del paso

por el biofiltro, respectivamente.

6.72 6.98 7.06 7.1 7.12

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 7 14 21 28

Po

ten

cial

de

Hid

róge

no

(p

H)

Días

Potencial de Hidrógeno (pH)



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53

Tabla 3.7. OD (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 5.12 5.05 5.15 4.85

A-2 5.48 4.78 5.02 5.06

A-3 5.06 4.72 5.19 4.91

Promedio - A 5.22 4.85 5.12 4.94

Tabla 3.8. OD (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 7.48 7.15 7.48 7.35

B-2 7.32 7.36 7.34 7.38

B-3 7.28 7.21 7.44 7.20

Promedio - B 7.36 7.24 7.42 7.31

Figura 3.3. Oxígeno Disuelto – OD (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro.

En la Tabla 3.9 se muestra la variación del Oxígeno Disuelto del agua, a lo largo

del tiempo, durante el tratamiento de la muestra de agua de la Laguna de

Conache en el humedal piloto de flujo superficial con Typha angustifolia. La

toma de muestra se da en el efluente del humedal piloto.

5.224.85

5.124.94

7.36 7.247.42 7.31

2

3

4

5

6

7

8

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

Oxí

gen

o D

iseu

lto

OD

(m

g/L)

Meses

Oxígeno Disuelto - OD

Previo al biofiltro Luego del biofiltro ECA Mín



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Tabla 3.9. Oxígeno disuelto (OD) (mg/L) del agua en el humedal piloto


muestra

Oxígeno

Disuelto (mg/L)

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 4.78

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 5.65

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 6.12

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 6.34

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 6.41

Figura 3.4. Variación del Oxígeno Disuelto (OD) en humedal piloto.

3.2.4 Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5)

En la Tabla 3.10 y la Tabla 3.11 se muestra la Demanda Bioquímica de Oxígeno

(DBO5), de las muestras de agua obtenidas de la Laguna de Conache antes y

después del paso por el biofiltro, respectivamente.

4.78

5.65

6.126.34 6.41

2

2.5

3

3.5

4

4.5

5

5.5

6

6.5

7

0 7 14 21 28

Oxí

gen

o D

isu

elto

(m

g/L)

Días

Oxígeno Disuelto (OD)



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55

Tabla 3.10. DBO5 (mg/L) en las muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 8.35 7.10 8.79 7.95

A-2 8.64 7.45 8.01 8.15

A-3 9.86 8.07 8.64 7.57

Promedio 8.95 7.54 8.48 7.89

Tabla 3.11. DBO5 (mg/L) en las muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 3.35 3.01 3.14 3.12

B-2 3.68 3.46 3.45 3.65

B-3 3.41 2.98 3.25 3.22

Promedio 3.48 3.15 3.28 3.33

Figura 3.5. DBO5 (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro.

En la Tabla 3.12 se muestra la variación de DBO5 del agua, a lo largo del tiempo

durante el tratamiento de la muestra de agua de la Laguna de Conache; en el

humedal piloto de flujo superficial con Typha angustifolia. La toma de muestra

se da en el efluente del humedal piloto.

8.95

7.54

8.487.89

3.48 3.15 3.28 3.33

0

2

4

6

8

10

12

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

DB

O5

(mg/

L)

Meses

Demanda Bioquímica de Oxígeno DBO5 (mg/L)




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Tabla 3.12. DBO5 (mg/L) del agua en el humedal piloto


muestra

DBO5

(mg/L)

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 7.62

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 7.21

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 7.02

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 6.58

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 6.24

Figura 3.6. Variación de la DBO5 (mg/L) en el humedal piloto.

3.2.5 Plomo (Pb)

En la Tabla 3.13 y la Tabla 3.14 se muestra la concentración de Plomo (Pb) en

las muestras de agua obtenidas de la Laguna de Conache, antes y después del

paso por el biofiltro, respectivamente.

7.627.21 7.02

6.586.24

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

0 7 14 21 28

DB

O5

(mg/

L)

Días

Demanda Bioquímica de Oxígeno DBO5 (mg/L)



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Tabla 3.13. Plomo (Pb) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 0.0087 0.0081 0.0087 0.0081

A-2 0.0076 0.0074 0.0091 0.0085

A-3 0.0092 0.0079 0.0095 0.0083

Promedio - A 0.0085 0.0078 0.0091 0.0083

Tabla 3.14. Plomo (Pb) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 0.0023 0.0016 0.0014 0.0015

B-2 0.0017 0.0018 0.0012 0.0019

B-3 0.0014 0.0008 0.0010 0.0014

Promedio - B 0.0018 0.0014 0.0012 0.0016

Figura 3.7. Concentración de Plomo (Pb) (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro.

En la Tabla 3.15 se muestra la variación de la concentración de Plomo (Pb) del

agua, a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua de la

Laguna de Conache; en el humedal piloto de flujo superficial con Typha

angustifolia. La toma de muestra se da en el efluente del humedal piloto.

0.00850.0078

0.0091

0.0083

0.00180.0014 0.0012

0.0016

0

0.001

0.002

0.003

0.004

0.005

0.006

0.007

0.008

0.009

0.01

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

Plo

mo

(P

b)

(mg/

L)

Meses





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Tabla 3.15. Concentración de Plomo (Pb) (mg/L) del agua en el humedal piloto


muestra

Concentración

de Pb (mg/L)

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 0.0091

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 0.0063

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 0.0055

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 0.0050

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 0.0048

Figura 3.8. Variación de la concentración de Plomo (Pb) en el humedal piloto.

En la Tabla 3.16 se muestra la variación del porcentaje de remoción de Plomo

(Pb) del agua a lo largo del tiempo, durante el tratamiento de la muestra de agua

de la Laguna de Conache en el humedal piloto de flujo superficial con Typha


0.0091

0.0063

0.00550.005 0.0048

0

0.001

0.002

0.003

0.004

0.005

0.006

0.007

0.008

0.009

0.01

0 7 14 21 28

Plo

mo

(P

b)

(mg/

L)

Días




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NT

59

Tabla 3.16. Remoción de Plomo (Pb) (mg/L) del agua en el humedal piloto

mg/L Plomo removido % Plomo removido

Día Concentración

de Plomo

(mg/L)

Día Acumulado Día Acumulado

0 0.0091 0.0000 0.0000 0.00 0.00

7 0.0063 0.0028 0.0028 30.77 30.77

14 0.0055 0.0008 0.0036 8.79 39.56

21 0.0050 0.0005 0.0041 5.49 45.05

28 0.0048 0.0002 0.0043 2.20 47.25

Figura 3.9. Variación del porcentaje de remoción de Plomo (Pb) en el humedal piloto.

3.2.6 Mercurio (Hg)

En la Tabla 3.17 y la Tabla 3.18 se muestra la concentración de Mercurio (Hg)

en las muestras de agua obtenidas de la Laguna de Conache antes y después del


0

30.77

39.5645.05 47.25

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 7 14 21 28

% d

e re

mo

ció

n d

e P

lom

o (

Pb

)

Días

Porcentaje de remoción de plomo (Pb)



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

60

Tabla 3.17. Mercurio (Hg) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 0.0018 0.0015 0.0014 0.0013

A-2 0.0014 0.0010 0.0016 0.0009

A-3 0.0013 0.0011 0.0012 0.0008

Promedio – A 0.0015 0.0012 0.0014 0.0010

Tabla 3.18. Mercurio (Hg) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 0.0006 0.0008 0.0006 0.0005

B-2 0.0007 0.0009 0.0005 0.0007

B-3 0.0008 0.0006 0.0007 0.0008

Promedio - B 0.00070 0.00077 0.00060 0.00067

Figura 3.10. Concentración de Mercurio (Hg) (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro.

En la Tabla 3.19 se muestra la variación de la concentración de Mercurio (Hg)

del agua, a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua de

la Laguna de Conache; en el humedal piloto de flujo superficial con Typha


0.0015

0.0012

0.0014

0.001

0.00070.00077

0.00060.00067

0

0.0002

0.0004

0.0006

0.0008

0.001

0.0012

0.0014

0.0016

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

Mer

curi

o (

Hg)

(m

g/L)

Meses

Concentración de Mercurio (Hg)




BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

61

Tabla 3.19. Concentración de Mercurio (Hg) (mg/L) del agua en el humedal piloto


muestra

Concentración

de Hg (mg/L)

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 0.0015

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 0.0012

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 0.0010

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 0.0009

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 0.0008

Figura 3.11. Variación de la concentración de Mercurio (Hg) en el humedal piloto.

En la Tabla 3.20 se muestra la variación del porcentaje de remoción de Mercurio

(Hg) del agua, a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua

de la Laguna de Conache; en el humedal piloto de flujo superficial con Typha


0.0015

0.0012

0.001

0.0009

0.0008

0

0.0002

0.0004

0.0006

0.0008

0.001

0.0012

0.0014

0.0016

0 7 14 21 28

Me

rcu

rio

(H

g) (

mg/

L)

Días

Concentración de Mercurio (Hg)



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

62

Tabla 3.20. Remoción de Mercurio (Hg) (mg/L) del agua en el humedal piloto

mg/L Mercurio removido % Mercurio removido

Día Concentración

de Mercurio

(mg/L)


0 0.0015 0 0 0 0

7 0.0012 0.0003 0.0003 20.00 20.00

14 0.0010 0.0002 0.0005 13.33 33.33

21 0.0009 0.0001 0.0006 6.67 40.00

28 0.0008 0.0001 0.0007 6.67 46.67

Figura 3.12. Variación del porcentaje de remoción de Mercurio (Hg) en el humedal piloto.

3.2.7 Arsénico (As)

En la Tabla 3.21 y la Tabla 3.22 se muestra la concentración de Arsénico (As)

en las muestras de agua obtenidas de la Laguna de Conache antes y después del


0

20

33.33

40

46.67

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 7 14 21 28

% d

e re

mo

ció

n d

e M

erc

uri

o (

Hg)

Días

Porcentaje de remoción de Mercurio (Hg)



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

63

Tabla 3.21. Arsénico (As) (mg/L) en muestras de agua previo al paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

A-1 0.081 0.079 0.076 0.084

A-2 0.074 0.071 0.072 0.079

A-3 0.079 0.075 0.068 0.080

Promedio - A 0.078 0.075 0.072 0.081

Tabla 3.22. Arsénico (As) (mg/L) en muestras de agua luego del paso por biofiltro

Estación Agosto

2018

Setiembre

2018

Octubre

2018

Noviembre

2018

B-1 0.052 0.054 0.052 0.056

B-2 0.047 0.049 0.047 0.051

B-3 0.045 0.051 0.051 0.052

Promedio - B 0.048 0.052 0.050 0.053

Figura 3.13. Concentración de Arsénico (As) (mg/L) en la entrada y salida del biofiltro.

En la Tabla 3.23 se muestra la variación de la concentración de Arsénico (As)

del agua, a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua de

la Laguna de Conache; en el humedal piloto de flujo superficial con Typha


0.078 0.075 0.072

0.081

0.0480.052 0.05 0.053

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

Ago - 2018 Set - 2018 Oct - 2018 Nov - 2018

Ars

énic

o (

As)

(m

g/L)

Meses





BIBLIO

TECA D

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NT

64

Tabla 3.23. Concentración de Arsénico (As) (mg/L) del agua en el humedal piloto


muestra

Concentración

de As (mg/L)

M-1 0 05/11/2018 2:00 p. m. 0.081

M-2 7 12/11/2018 2:00 p. m. 0.065

M-3 14 19/11/2018 2:00 p. m. 0.059

M-4 21 26/11/2018 2:00 p. m. 0.056

M-5 28 03/12/2018 2:00 p. m. 0.054

Figura 3.14. Variación de la concentración de Arsénico (As) en el humedal piloto.

En la Tabla 3.24 se muestra la variación del porcentaje de remoción de Arsénico

(As) del agua, a lo largo del tiempo durante el tratamiento de la muestra de agua

de la Laguna de Conache; en el humedal piloto de flujo superficial con Typha


0.081

0.0650.059

0.056 0.054

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0 7 14 21 28

Ars

énic

o (

As)

(m

g/L)

Días




BIBLIO

TECA D

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NT

65

Tabla 3.24. Remoción de Arsénico (As) (mg/L) del agua en el humedal piloto

mg/L Arsénico removido % Arsénico removido

Día Concentración

de Arsénico

(mg/L)


0 0.081 0 0 0 0

7 0.065 0.016 0.016 19.75 19.75

14 0.059 0.006 0.022 7.41 27.16

21 0.056 0.003 0.025 3.70 30.86

28 0.054 0.002 0.027 2.47 33.33

Figura 3.15. Variación del porcentaje de remoción de Arsénico (As) en el humedal piloto.

0

19.75

27.1630.86 33.33

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 7 14 21 28

% d

e re

mo

ció

n d

e A

rsén

ico

(A

s)

Días

Porcentaje de remoción de Arsénico (As)



BIBLIO

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NT

66

3.3. Prueba de hipótesis sobre la pendiente de regresión lineal.

3.3.1 Plomo.

En la Figura 3.16 se muestra la gráfica de -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el plomo y

la línea de tendencia con ajuste lineal.

Figura 3.16. Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Plomo.

A continuación, se presentan los parámetros de la prueba para la remoción del

plomo en el tiempo.

Ecuación de regresión lineal:

−𝑙𝑛 (𝐶𝑡

𝐶0) = 0.0273𝑡

Estadísticas de la regresión:

- Coeficiente de correlación múltiple r, : 0.8756

- Coeficiente de determinación, R2 : 0.7667

- Observaciones : 5

y = 0.0273xR² = 0.7667

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

0 5 10 15 20 25 30

-ln

(Ct/

Co

)

Tiempo, días

-ln(Ct/Co) vs Tiempo - Plomo (Pb)



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

67

3.3.2 Mercurio.

En la Figura 3.17 se muestra la gráfica de -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el mercurio

y la línea de tendencia con ajuste lineal.

Figura 3.17. Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Mercurio.


mercurio en el tiempo.



𝐶0) = 0.0242𝑡




- Observaciones : 5

y = 0.0242xR² = 0.9603

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0 5 10 15 20 25 30

-ln

(Ct/

Co

)

Tiempo, días

-ln(Ct/Co) vs Tiempo - Mercurio (Hg)



BIBLIO

TECA D

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NT

68

3.3.3 Arsénico

En la Figura 3.18 se muestra la gráfica de -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el

mercurio y la línea de tendencia con ajuste lineal.

Figura 3.18. Dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo para el Arsénico.


arsénico en el tiempo.



𝐶0) = 0.0171𝑡




- Observaciones : 5

y = 0.0171xR² = 0.7956

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0 5 10 15 20 25 30

-ln

(Ct/

Co

)

Tiempo, días

-ln(Ct/Co) vs Tiempo - Arsénico (As)



BIBLIO

TECA D

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NT

69

3.4. Tiempo necesario para degradar los metales pesados.

En la Tabla 3.25 se muestra el cálculo del tiempo necesario para degradar los

metales pesados, hasta obtener una concentración objetivo Ct(ppm) definida a

partir de los límites establecidos para la Subcategoría C4.

El cálculo se realiza empleando la concentración inicial de los metales pesados

(Muestra M-1 de 05/11/2018) y la pendiente K de la línea de tendencia con ajuste

lineal definida en las gráficas de -ln(Ct/Co) vs Tiempo.

Tabla 3.25. Cálculo del tiempo para alcanzar límites del ECA

Parámetros

Masa

Atómica

(UMA)

M-1

05/11/18

Co (ppm)

Concent.

objetivo

Ct (ppm)

ln(Ct/Co) K

Tiempo

para

degradar

Arsénico (As) 75 0.081 0.10 -0.2107 0.0171 0 días

Mercurio (Hg) 202 0.0015 0.00077 0.6668 0.0242 28 días

Plomo (Pb) 208 0.0091 0.0025 1.2920 0.0273 47 días

3.5. Índice de Calidad del Agua ICA – PE

Para el cálculo del Índice de Calidad del Agua ICA – PE se emplean las

expresiones presentadas en el acápite 1.8.2.

En la Tabla 3.26 y Tabla 3.27 se muestra la hoja de cálculo empleada para la

obtención del ICA – PE previo al biofiltro y después de su paso por este,

respectivamente.

En ambas tablas, las celdas en color amarillo contienen valores que superan los

límites establecidos en el Estándar de Calidad Ambiental para el Agua.

Así mismo, en la última fila se muestra la clasificación de los cuerpos de agua

en función de las muestras analizadas, empleando la escala categórica presentada

previamente en la Tabla 1.4.



BIBLIO

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NT70

Tabla 3.26. Cálculo del ICA-PE para agua de la Laguna de Conache previo al biofiltro

Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18 Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18 Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18

pH - 6.0 9.0 6.64 6.51 6.62 6.5 6.89 6.78 6.85 6.91 6.85 6.82 6.83 6.86

Oxígeno Disuelto (OD) mg/L 5.12 5.05 5.15 4.85 5.48 4.78 5.02 5.06 5.06 4.72 5.19 4.91


Oxígeno (DBO5)mg/L 8.35 7.1 8.79 7.95 8.64 7.45 8.01 8.15 9.86 8.07 8.64 7.57

Arsénico (As) mg/L 0.081 0.079 0.076 0.084 0.074 0.071 0.072 0.079 0.079 0.075 0.068 0.08

Mercurio (Hg) mg/L 0.0018 0.0015 0.0014 0.0013 0.0014 0.001 0.0016 0.0009 0.0013 0.0011 0.0012 0.0008

Plomo (Pb) mg/L 0.0087 0.0081 0.0087 0.0081 0.0076 0.0074 0.0091 0.0085 0.0092 0.0079 0.0095 0.0083

pH -

Oxígeno Disuelto (OD) mg/L 0.031 0.046 0.059 0.018


Oxígeno (DBO5)mg/L

Arsénico (As) mg/L

Mercurio (Hg) mg/L 1.338 0.948 0.818 0.688 0.818 0.299 1.078 0.169 0.688 0.429 0.558 0.039

Plomo (Pb) mg/L 2.480 2.240 2.480 2.240 2.040 1.960 2.640 2.400 2.680 2.160 2.800 2.320

32.871

58 59 58

REGULAR REGULAR REGULAR

41.667

Suma de los excedentes normalizados

F3

ICA - PE

Cálc

ulo

de

los

fact

ore

s d

el I

CA

-

PE

ex

ced

ente

s d

e ca

da

pa

rám

etro

en

ca

da

mo

nit

ore

o

0.553 0.477 0.490

35.593 32.298

24 24

50.000 50.000 50.000F1

F2 37.500 37.500

3 3

6 6 6

9 9 10

Número de parámetros que NO cumplen

Número total de parámetros a evaluar

Número de datos que NO cumplen el ECA

Número Total de Datos

Datos

3

24

Puntos de Monitoreo A-1 A-2 A-3

AGUA DE LAGUNA DE CONACHE PREVIO AL BIOFILTRO

Parámetros a Evaluar - ICA-PE

Parámetros

Físico-

Químicos

Parámetros

Inorgánicos

ECA

Cat. 2-C4

>=5

10

0.1

0.00077

0.0025



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT71

Tabla 3.27. Cálculo del ICA-PE para agua de la Laguna de Conache luego del biofiltro

Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18 Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18 Ago-18 Set-18 Oct-18 Nov-18

pH - 6.0 9.0 7.44 7.23 7.45 7.43 7.79 7.62 7.92 7.82 7.62 7.34 7.73 7.44

Oxígeno Disuelto (OD) mg/L 7.48 7.15 7.48 7.35 7.32 7.36 7.34 7.38 7.28 7.21 7.44 7.2


Oxígeno (DBO5)mg/L 3.35 3.01 3.14 3.12 3.46 3.46 3.45 3.65 3.41 2.98 3.25 3.22

Arsénico (As) mg/L 0.052 0.054 0.052 0.056 0.047 0.049 0.047 0.051 0.045 0.051 0.051 0.052

Mercurio (Hg) mg/L 0.0006 0.0008 0.0006 0.0005 0.0007 0.0009 0.0005 0.0007 0.0008 0.0006 0.0007 0.0008

Plomo (Pb) mg/L 0.0023 0.0016 0.0014 0.0015 0.0017 0.0018 0.0012 0.0019 0.0014 0.0008 0.0010 0.0014

pH -

Oxígeno Disuelto (OD) mg/L


Oxígeno (DBO5)mg/L

Arsénico (As) mg/L

Mercurio (Hg) mg/L 0.039 0.169 0.039 0.039

Plomo (Pb) mg/L

ICA - PE90 90 89

BUENA BUENA BUENA

0.002 0.007 0.003

F3 0.162 0.699 0.324Cálc

ulo

de

los

fact

ore

s d

el I

CA

-

PE

exce

den

tes

de

cad

a

pará

met

ro e

n c

ad

a m

on

itore

o F1 16.667 16.667 16.667

F2 4.167 4.167 8.333

Suma de los excedentes normalizados

1 1 2

Número Total de Datos 24 24 24

Datos

Número de parámetros que NO cumplen 1 1 1

Número total de parámetros a evaluar 6 6 6

Número de datos que NO cumplen el ECA

Parámetros

Físico-

Químicos

>=5

10

Parámetros

Inorgánicos

0.1

0.00077

0.0025

AGUA DE LAGUNA DE CONACHE LUEGO DEL BIOFILTRO

Puntos de Monitoreo B-1 B-2 B-3

Parámetros a Evaluar - ICA-PEECA

Cat. 2-C4



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NT

72

IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS

4.1. Análisis detallado: Físico – químicos e inorgánicos

4.1.1 Temperatura

En la Tabla 3.3 se aprecian los valores de temperatura del ambiente y del agua

medidos cada día de recolección de muestra del efluente del humedal piloto.

Se identificó que la temperatura ambiental oscila entre 19 °C y 22 °C, mientras

que la temperatura del agua oscila entre 16 °C y 19 °C. Por lo tanto, la

temperatura del agua se mantuvo por debajo de la temperatura ambiental para

todas las mediciones realizadas, con una diferencia de 2 a 3 °C.

4.1.2 pH

Respecto al análisis de las muestras obtenidas directamente de la Laguna de

Conache, en las Tablas 3.4 y 3.5 se aprecian los valores del pH del agua, previo

al biofiltro y luego del paso por este, respectivamente. El pH obtenido para las

muestras previo al biofiltro es menor que el valor de pH luego del biofiltro. Así

mismo, en la Figura 3.1 se evidencia que, para todas las muestras analizadas, el

valor de pH se encuentra dentro del rango de valores aceptados en la ECA del

Agua para la categoría 2, subcategoría C4 (rango: 6.0 – 9.0).

El pH mínimo registrado es de 6.50 previo al paso por el biofiltro y el valor de

pH máximo es de 7.92, luego del biofiltro. Al comparar los valores de pH con

los obtenidos en los trabajos previos de caracterización físico-química de las

aguas de la laguna: Liza, 2014; Guzmán, 2016; Altuna, 2018; se comprueba que

el valor de pH se ha conservado en rangos similares en los últimos años.

Tabla 4.1. pH en la Laguna de Conache

pH Liza, 2014 Guzmán,

2016 Altuna, 2018

Registrado en

presente tesis

Laguna de

Conache 7.14 – 7.57 7.69 7.42 – 7.98 7.23 – 7.92



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NT

73

Respecto a la experimentación con el humedal piloto, en la Tabla 3.6 y en la

Figura 3.2 se evidencia un ligero aumento en el pH del agua, variando desde un

valor inicial de 6.72 a 7.12 luego de 28 días de tratamiento. El pH se ha

incrementado en el orden de 0.40 unidades.

La muestra inicial empleada en el humedal piloto se encuentra dentro de los

umbrales establecidos en la normativa, no obstante, se reconoce que ante una

muestra con un menor pH (ácido), el biofiltro lograría su finalidad de modificar

esta acidez e incrementar el pH hasta lograr un medio acuoso alcalino, con un

pH mayor a 6.0.

4.1.3 Oxígeno disuelto


Conache, en las Tablas 3.7 y 3.8 se aprecian las concentraciones de oxígeno

disuelto del agua, previo al biofiltro y luego del paso por este, respectivamente.

El OD obtenido para las muestras previo al biofiltro es menor que el valor

obtenido luego del biofiltro.

En la Figura 3.3 se observa que, para las muestras previo al biofiltro, el valor de

OD se encuentra dentro del rango de 4.72 a 5.48 mg/L, oscilando en el límite

establecido en la ECA del Agua para la categoría 2, subcategoría C4 (> 5 mg/L).

Sin embargo, para las muestras luego del biofiltro, se obtuvieron

concentraciones en el rango de 7.20 a 7.48 mg/L, observándose una mejoría

significativa respecto a las muestras previo al biofiltro.

Al comparar las concentraciones de oxígeno disuelto con las obtenidas en los

trabajos previos de caracterización físico-química de las aguas de la laguna:

Liza, 2014; Guzmán, 2016; Altuna, 2018; se comprueba que el valor de OD se

ha presentado una tendencia a aumentar en los últimos años. Esto se justifica con

el proceso de fitorremediación ocurrido en este periodo de tiempo en la Laguna

de Conache, empleando la especie Typha angustifolia.



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Tabla 4.2. Concentración de OD en la Laguna de Conache

Oxígeno

disuelto (mg/L) Liza, 2014

Guzmán,

2016 Altuna, 2018

Registrado en

presente tesis

Laguna de

Conache 2.66 – 3.78 4.99 7.23 – 7.42 7.20 – 7.48


Figura 3.4 se evidencia un aumento en la concentración de oxígeno disuelto,

variando desde un valor inicial de 4.78 a 6.41 mg/L luego de 28 días de

tratamiento. El OD se ha incrementado en el orden de 1.63 mg/L.

La muestra inicial empleada en el humedal piloto se encuentra ligeramente por

debajo del límite establecido en la normativa (> 5 mg/L), logrando mediante el

biofiltro su incremento en un 34.10%.

4.1.4 Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5)


Conache, en las Tablas 3.10 y 3.11 se aprecian las concentraciones de la

Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5), previo al biofiltro y luego del paso

por este, respectivamente. El DBO5 obtenido para las muestras previo al biofiltro

es mayor que el valor obtenido luego del biofiltro.

En la Figura 3.5 se evidencia que, para todas las muestras analizadas, el valor de

DBO5 se encuentra por debajo del límite máximo establecido en la ECA del

Agua para la categoría 2, subcategoría C4 (< 10 mg/L). Las muestras previo al

biofiltro se encontraron en el rango de 7.10 a 9.86 mg/L, con valores cercanos al

límite máximo. Sin embargo, para las muestras luego del biofiltro, se obtuvieron

concentraciones de DBO5 en el rango de 2.98 a 3.68 mg/L, observándose una

mejoría significativa respecto a las muestras previo al biofiltro.

Al comparar las concentraciones DBO5 con las obtenidas en los trabajos previos

de caracterización físico-química de las aguas de la laguna: Liza, 2014; Guzmán,

2016; Altuna, 2018; se comprueba que la concentración de DBO5 ha presentado

una tendencia a aumentar ligeramente.



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Tabla 4.3. Concentración de DBO5 en la Laguna de Conache

DBO5 (mg/L) Liza, 2014 Guzmán,

2016 Altuna, 2018

Registrado en

presente tesis

Laguna de

Conache 1.11 – 2.78 - 2.84 – 3.65 2.98 – 3.68


Figura 3.6 se evidencia una disminución en la concentración de la demanda

bioquímica de oxígeno, variando desde un valor inicial de 7.62 a 6.24 mg/L

luego de 28 días de tratamiento. La demanda bioquímica de oxígeno ha

disminuido en el orden de 1.38 mg/L.

La muestra inicial empleada en el humedal piloto se encuentra por debajo del

límite máximo establecido en la normativa (10 mg/L), logrando mediante el

biofiltro su reducción en un 18.11%. Al compararlo con investigaciones previas,

este porcentaje de remoción es menor al obtenido por Kleche et al. (2018) de

65.63% o al obtenido por Arias et al. (2010) de 80%. Así mismo, el porcentaje

de remoción es menor a los resultados de los estudios presentados en la Tabla

1.5 para la fitorremediación de aguas residuales domésticas.

Esto se debe principalmente a que la carga de DBO5 de la entrada del sistema

(aguas extraídas de la zona de estancamiento de la Laguna de Conache) no era

excesiva, siendo 7.62 mg/L, en comparación con las concentraciones de DBO

del agua de las investigaciones previamente mencionadas: 103 mg/L en Kleche

et al. (2018) y 116.1 mg/L en Arias et al. (2010), dado que estas

experimentaciones corresponden al tratamiento de aguas residuales de un área

suburbana e industrial, respectivamente.

4.1.5 Plomo (Pb)


Conache, en las Tablas 3.13 y 3.14 se aprecian las concentraciones de plomo

para la muestra de agua previo al biofiltro y luego del paso por este,

respectivamente. La concentración de plomo obtenida para las muestras previo

al biofiltro es mayor que la concentración obtenida luego del biofiltro.



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Se evidencia que, para las muestras previo al biofiltro, la concentración de plomo

se encuentra dentro del rango de 0.0074 a 0.0095 mg/L, excediendo el límite

establecido en la ECA del Agua para la categoría 2, subcategoría C4 (0.0025

mg/L). Sin embargo, para las muestras luego del biofiltro, se obtuvieron

concentraciones en el rango de 0.0008 a 0.0023 mg/L, observándose una mejoría

importante respecto a las muestras previo al biofiltro.


Figura 3.8 se evidencia una disminución en la concentración de plomo, variando

desde un valor inicial de 0.0091 a 0.0048 mg/L luego de 28 días de tratamiento.

La concentración de plomo ha disminuido en el orden de 0.0043 mg/L.

Todas las muestras recolectadas del efluente del humedal piloto exceden el límite

máximo establecido en la ECA del Agua (0.0025 mg/L), sin embargo, se observa

una tendencia a reducir la concentración de plomo en el tiempo, logrando

mediante el biofiltro su reducción en un 47.25%, según la Tabla 3.16 y la Figura

3.9.

Un factor determinante que afecta la solubilidad del plomo es el pH del agua,

dado que su velocidad de disolución tiende a aumentar rápidamente por debajo

de un pH de 8.0. Por lo tanto, esto podría haber ocasionado que el humedal piloto

no logre la reducción del nivel de plomo por debajo del requerido para su uso en

la acuicultura. El humedal piloto ha incrementado su pH de 6.72 a 7.12 luego de

28 días de tratamiento.

El porcentaje de remoción logrado se encuentra dentro del rango obtenido en

experimentaciones previamente realizadas en humedales piloto con la especie

Typha angustifolia y otras especies macrófitas.

4.1.6 Mercurio (Hg)


Conache, en las Tablas 3.17 y 3.18 se aprecian las concentraciones de mercurio


respectivamente. La concentración de mercurio obtenida para las muestras

previo al biofiltro es mayor que la concentración obtenida luego del biofiltro.

Se evidencia que, para las muestras previo al biofiltro, la concentración de

mercurio se encuentra dentro del rango de 0.0008 a 0.0018 mg/L, excediendo el



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límite establecido en la ECA del Agua para la categoría 2, subcategoría C4

(0.00077 mg/L). Sin embargo, para las muestras luego del biofiltro, se

obtuvieron concentraciones en el rango de 0.0005 a 0.0009 mg/L, observándose

una mejoría importante respecto a las muestras previo al biofiltro.


Figura 3.11 se evidencia una disminución en la concentración de mercurio,


tratamiento. La concentración de mercurio ha disminuido en el orden de

0.0007 mg/L.

Todas las muestras recolectadas del efluente del humedal piloto exceden el límite

máximo establecido en la ECA del Agua (0.00077 mg/L), sin embargo, se

observa una tendencia a reducir la concentración de mercurio en el tiempo,

logrando mediante el biofiltro su reducción en un 46.67%, según la Tabla 3.20

y la Figura 3.12.



Typha angustifolia y otras especies macrófitas.

4.1.7 Arsénico (As)


Conache, en las Tablas 3.21 y 3.22 se aprecian las concentraciones de arsénico


respectivamente. La concentración de arsénico obtenida para las muestras previo

al biofiltro es mayor que la concentración obtenida luego del biofiltro.

Se evidencia que, tanto para las muestras previo al biofiltro, como las muestras

luego del paso por el biofiltro, la concentración de arsénico no supera el límite

establecido en la ECA del Agua para la categoría 2, subcategoría C4 (0.10

mg/L). La concentración de arsénico para las muestras de agua previo al paso

por el biofiltro se encuentra dentro del rango de 0.068 a 0.084 mg/L y para las

muestras luego del biofiltro, se obtuvieron concentraciones en el rango de 0.045

a 0.056 mg/L, observándose una mejoría respecto a las muestras previo al

biofiltro.



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Figura 3.14 se evidencia una disminución en la concentración de arsénico,


tratamiento. La concentración de arsénico ha disminuido en el orden de

0.027 mg/L.

Se observa una tendencia a reducir la concentración de arsénico en el tiempo,

logrando mediante el biofiltro su reducción en un 33.33%, según la Tabla 3.24

y la Figura 3.15.



Typha angustifolia y otras especies macrófitas para aguas con baja carga de

arsénico. Sin embargo, para aguas con una mayor concentración, como por

ejemplo un drenaje ácido, se tienen estudios en los cuales se logró una remoción

en la concentración de hasta 80% luego de 70 días de operación del biofiltro

(Stottmeister et al., 2006).

4.2. Prueba de hipótesis sobre la pendiente de regresión lineal.

De los parámetros obtenidos de la prueba de hipótesis sobre la pendiente de la

regresión lineal para cada uno de los metales pesados analizados, se verificó que

su remoción en el humedal piloto sigue una reacción cinética de primer orden.

Para el caso de la remoción del plomo, se evidencia en el gráfico presentado la

existencia de una regresión lineal significativa (Figura 3.16). En el gráfico de

dispersión -ln(Ct/Co) vs Tiempo se identifican los parámetros de la reacción

cinética de primer orden con una constante de primer orden de 0.0273 d-1. Así

mismo, respecto al coeficiente de determinación R2 = 0.7767, se tiene una

correlación adecuada.

Para el caso de la remoción del mercurio, se evidencia en el gráfico presentado

la existencia de una regresión lineal significativa (Figura 3.17). En el gráfico de




correlación positiva muy fuerte.



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Para el caso de la remoción del arsénico, se evidencia en el gráfico presentado

la existencia de una regresión lineal significativa (Figura 3.18). En el gráfico de




correlación adecuada.

4.3. Tiempo necesario para degradar los metales pesados.

Al evaluar el tiempo necesario para lograr que las concentraciones de

contaminantes (metales pesados) alcancen un valor que se encuentre dentro del

rango de concentraciones para la Subcategoría C4 del ECA para Agua, se

confirmó la capacidad del biofiltro de depurar el agua hasta alcanzar niveles

establecidos en la normativa. Aplicando la ecuación de primer orden de la

reacción cinética correspondiente a la remoción de metales pesados, obtenida de

la experimentación en el humedal piloto, se obtuvieron los tiempos de remoción

para el mercurio y plomo.

Para el caso del mercurio se considera la concentración inicial de la muestra

M-1 (05/11/2018) igual a 0.0015 mg/L y la constante K = 0.0242

correspondiente a la pendiente de la gráfica -ln(Ct/Co) vs Tiempo (Figura 3.17).

Se selecciona como concentración objetivo el límite máximo de concentración

de mercurio igual a 0.00077 mg/L (Subcategoría C4). De este modo, en la Tabla

3.25 se halla que el tiempo necesario para degradar la concentración de este

contaminante hasta alcanzar un valor aceptado por la normativa será de 28 días.

Para el caso del plomo se considera la concentración inicial de la muestra

M-1 (05/11/2018) igual a 0.0091 mg/L y la constante K = 0.0273

correspondiente a la pendiente de la gráfica -ln(Ct/Co) vs Tiempo (Figura 3.16).

Se selecciona como concentración objetivo el límite máximo de concentración

de plomo igual a 0.0025 mg/L (Subcategoría C4). De este modo, en la Tabla

3.25 se halla que el tiempo necesario para degradar la concentración de este

contaminante hasta alcanzar un valor aceptado por la normativa será de 47 días.



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4.4. Evaluación de los resultados obtenidos para el Índice de Calidad del Agua

Al realizar una evaluación a los resultados obtenidos para el ICA – PE

considerando la condición previa al paso por el biofiltro, se obtuvo una

calificación REGULAR (58 - 59), de acuerdo con la Tabla 3.25. Esto implica

que la calidad del agua no cumple con los objetivos de calidad y las condiciones

necesarias no se cumplen para desarrollar la actividad de acuicultura. Esto se

debe principalmente al exceso de las concentraciones de plomo y mercurio.

Al realizar una evaluación de los resultados obtenidos para el ICA – PE

considerando la condición luego del paso por el biofiltro, se obtuvo una

calificación de BUNA (89 - 90), de acuerdo con la Tabla 3.26. Por lo tanto,

mediante el empleo del biofiltro con la especie Typha angustifolia, se lograron

las condiciones deseables para la acuicultura, con leves amenazas que pueden

llegar a ser controladas.



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V. CONCLUSIONES

5.1. Respecto a la caracterización físico-química

- Los valores obtenidos para los parámetros de pH, Oxígeno Disuelto y

Demanda Bioquímica de Oxígeno no sobrepasan los ECAs en la mayor

parte de las muestras analizadas, considerando la categoría 2, C4: extracción

y cultivo de especies hidrobiológicas en lagos o lagunas destinadas al

consumo humano. Esto tanto para las muestras previo al paso por el

biofiltro, como luego de su paso por este.

- Se evidencia el efecto de la fitorremediación en la experimentación con

humedal piloto. Se generó un aumento del pH de 6.72 a 7.12, una reducción

del DBO5 de 18.11% y un aumento del OD del orden de 34.10% en un

periodo de 28 días de funcionamiento del humedal piloto.

5.2. Respecto a la contaminación por metales pesados

- Previo al paso por el biofiltro existen concentraciones de metales pesados:

mercurio (Hg) y plomo (Pb); que superan los límites establecidos en la

normativa. Esto logra remediarse, según lo observado en el humedal piloto,

mediante el empleo de la especie macrófita Typha angustifolia. Se lograron

porcentajes de remoción de 47.25% para las concentraciones de plomo,

46.67% para mercurio y 33.33% para arsénico en un periodo de 28 días de

funcionamiento del humedal piloto.

- Se determinó que la remoción de las concentraciones de plomo, mercurio y

arsénico en el tiempo ocurre como una reacción cinética de primer orden

con una constante de velocidad de la reacción de 0.0273d-1 para el plomo,

0.0242d-1 para el mercurio y 0.0171d-1 para el arsénico.

- Se determinó que, considerando la idealización como una reacción cinética

de primer orden, se pueden obtener valores de concentraciones aceptados

por la normativa peruana (ECA – Subcategoría C4) para el mercurio y el

plomo luego de un tiempo igual a 28 y 47 días respectivamente. Esto bajo

concentraciones iniciales del orden de las concentraciones obtenidas en el

agua previo al paso por el biofiltro.



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5.3. Respecto al Índice de Calidad Ambiental para la Laguna de Conache

- Los puntos A-1, A-2 y A-3, correspondientes al área de estancamiento de

aguas residuales que derivan de las infiltraciones producto de la agricultura

y desechos domésticos de la zona cercana a la laguna se presentaron valores

de calidad de 58-59, correspondientes con una calidad MEDIA de acuerdo

con la clasificación del ICA-PE.

- Los puntos B-1, B-2 y B-3 presentaron valores de calidad de agua

adecuados, debido a la influencia de la fitorremediación lograda con la

especie Typha angustifolia debido al paso de las aguas a través del biofiltro.

El valor final del ICA-PE fue de 89-90 y corresponde con una calidad

BUENA.

5.4. Respecto al biofiltro como una solución a la contaminación de acuíferos

- El empleo de un biofiltro de flujo horizontal es un método efectivo y

ecológico para la remoción de metales pesados (Hg, Pb y As) y la reducción

de las concentraciones de DBO5, obteniendo una calidad del agua adecuada

para su uso en la acuicultura, en relación con los límites máximos

establecidos en la normativa peruana.



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VI. RECOMENDACIONES

- Promover estudios de remediación de metales pesados en acuíferos en el Perú

mediante humedales artificiales de flujo superficial y subsuperficial, dado que

esta tecnología sostenible demuestra favorecer la calidad del agua de estos

ecosistemas. Así mismo, se propone verificar la viabilidad de aprovechar estos

ecosistemas para actividades como la piscicultura, de una forma responsable.

- Se debe promover entre la población y autoridades el empleo de humedales

artificiales para el tratamiento tanto de los acuíferos como de aguas residuales,

dada su capacidad de remoción de contaminantes.

- Se recomienda la aplicación del Índice de Calidad Ambiental ICA – PE para

futuras investigaciones de caracterización de cuerpos de agua, ya que permite la

compresión del estado en el que se encuentra el acuífero de manera sencilla y

acertada.

- Se recomienda la realización de un estudio de factibilidad económica respecto a

la implementación de piscicultura en la Laguna de Conache, al demostrarse

técnicamente que la calidad del agua es adecuada para la crianza de peces para

consumo humano.

- Se recomienda implementar en la Laguna de Conache un plan para la gestión y

manejo del humedal, aplicando las recomendaciones del documento propuesto

por Chatterjee et al., 2008: Wetland Management Planning. A Guide for Site

Managers. Esto permitirá la conservación de las características ecológicas del

humedal e impulsar un correcto aprovechamiento económico, sin perjudicar a la

fauna que actualmente habita en la Laguna de Conache (Secretaría de la

Convención de Ramsar, 2010).



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90

ANEXOS:

Anexo 1: Cuadro de Coordenadas UTM de la Laguna de Conache

CUADRO DE COORDENADAS UTM

DATUM WGS 84 / ZONA17

HITO ESTE NORTE

1 755294 9101319

2 725384 9101388

3 725726 9101586

4 725849 9101576

5 725534 9101283

6 725522 9101224

7 725544 9101206

8 725546 9101153

9 725564 9101144

10 725559 9101121

11 725579 9101119

12 725574 9101073

13 725511 9101036

14 725512 9101010

15 725441 9100995

16 725439 9100954

17 725349 9100932



BIBLIO

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91

Anexo 2: Registro fotográfico

Figura A2.1. Fotografía de la Laguna de Conache.

Figura A2.2. Fotografía de la Laguna de Conache (vista Oeste a Este).



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92

Figura A2.3. Fotografía de la macrófita Typha angustifolia.

Figura A2.4. Fotografía de la zona de estancamiento. Área de recolección de muestras A-1, A-2 y A-3.



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93

Figura A2.5. Fotografía de obtención de macrófita Typha angustifolia para humedal piloto.

Figura A2.6. Fotografía de obtención de macrófita Typha angustifolia para humedal piloto.



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94

Figura A2.7. Fotografía de humedal piloto.

Figura A2.8. Fotografía de colocación de Typha

angustifolia en humedal piloto.

Figura A2.9. Equipo de absorción atómica.



BIBLIO

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95

Figura A2.10. Equipo ICP-OES.



BIBLIO

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96

Anexo 3: Formato para Registro de Datos en Campo

Fuente: Protocolo Nacional para el Monitoreo de la Calidad de los Recursos Hídricos

Superficiales.

Registro de Datos en Campo

Pu

nto

de

mo

nit

ore

o

Des

crip

ció

n

ub

icac

ión

Lo

cali

dad

Dis

trit

o

Pro

vin

cia

Dep

arta

men

to Coord.

Alt

ura

(m

snm

)

Fec

ha

Ho

ra

pH

Tem

per

atu

ra

°C

OD

(m

g/L

)

Ob

serv

acio

nes

Nort

e /

Sur

Est

e /

Oes

te

Las coordenadas el punto de control deberán ser expresadas en sistema UTM para puntos en

cuerpos de agua continental y en sistema geográfico para puntos de monitoreo en el mar,

ambos en estándar geodésico WGS84.

Para el caso de cuerpo lótico, indicar el caudal. Para el caso del cuerpo léntico o marino-

costero, indicar la profundidad.

Las observaciones en campo se refieren, entre otros, a características atípicas tales como

coloración anormal del agua, abundancia de algas o vegetación acuática, presencia de

residuos, actividades humanas, presencia de animales y otros factores que modifiquen las

características naturales del cuerpo de agua.



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97

Anexo 4: Formato de etiquetado para muestra de agua


Superficiales.

Etiqueta para Muestra de Agua

Solicitante/cliente:

Nombre del laboratorio:

Código punto de monitoreo:

Tipo de cuerpo de agua:

Fecha de muestreo: Hora:

Muestreado por:

Parámetro requerido:

Preservada: SI NO Tipo reactivo:



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98

Anexo 5: Condiciones de Conservación y Preservación de Muestras de Agua en

Función del Parámetro Evaluado


Superficiales.

Tabla A5.1. Conservación y Preservación de Muestra de Agua en Función del Parámetro Evaluado.

Parámetro Tipo de

recipiente

Condiciones de preservación y

almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

1.- Químico-Físicos

Oxígeno disuelto

Plástico o vidrio Analizar preferentemente in situ. Inmediatamente

Botellas de

vidrio Winkler

Fijar el oxígeno. Almacenar muestras a

oscuras o usar botellas oscuras. 4 días

pH Plástico o vidrio Analizar preferentemente in situ. 24 horas

Temperatura Plástico o vidrio Analizar preferentemente in situ. Inmediatamente

Conductividad

eléctrica Plástico o vidrio Analizar preferentemente in situ. 24 horas

Turbiedad Plástico o vidrio Analizar preferentemente in situ. Analizar

muestras a oscuras o usar botellas oscuras. 24 horas

Bicarbonatos Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 14 días

Carbonatos Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 14 días

Cianuro libre

Plástico o vidrio Agregar NaOH a pH > 12.

Almacenar a oscuras o usar botellas oscuras.

7 días (24 horas

si esta presenta

sulfuro) Cianuro WAD

Cianuro total Plástico o vidrio Agregar NaOH a pH > 12.

Almacenar a oscuras o usar botellas oscuras.

14 días (24 horas

si esta presenta

sulfuro)

Cloruros Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 1 mes

Color Plástico o vidrio Almacenar a oscuras o usar botellas oscuras. 5 días

Demanda

bioquímica de

oxígeno en cinco

días

Plástico o vidrio Llenar recipiente y sellar sin burbujas.

Almacenar a oscuras o usar botellas oscuras. 24 horas

Plástico Congelar por debajo de -18 °C. Almacenar a

oscuras o usar botellas oscuras.

1 mes (6 meses

si >50 mg/L)

Demanda

química de

oxígeno

Plástico o vidrio Acidificar a pH 1-2 con H2SO4 6 meses

Plástico Congelar por debajo de -18 °C 6 meses

Tabla A5.1. Conservación y Preservación de Muestra de Agua en Función del Parámetro

Evaluado (continuación).



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Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

1.- Químico-Físicos

Dureza PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Acidificar a pH 1-2 con HCl o HNO3 1 mes

Fluoruros Plástico, pero

sin PTFE Conservadas a 5°C +/- 3 °C 1 mes

Olor Vidrio Se puede realizar un análisis cualitativo in situ. 6 horas

Silicatos Plástico Conservadas a 5°C +/- 3 °C 1 mes

Sólidos disueltos

totales Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 7 días

Sólidos

suspendidos

totales

Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 2 días

Sulfatos Plástico o vidrio Conservadas a 5°C +/- 3 °C 1 mes

Sulfuros

Plástico

Fijar el sulfuro al agregar 2 ml de solución de

acetato de zinc. Si el pH no está entre 8.5 y 9.0,

agregar NaOH. Si se sospecha que el agua ha

sido clorada, por cada 1000 ml de muestra

agrega 80 mg de Na2S2O3 5 H2O al recipiente

tras la recolección de la muestra (o tras el

muestreo)

7 días Sulfuro de

hidrógeno

2.- Nutrientes

Fosfatos PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP

Filtrar in situ. Acidificar a pH 1-2 con HNO3 1 mes

Congelar por debajo de -18 °C 1 mes

Fósforo total PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP

Acidificar a pH 1-2 con H2SO4 1 mes

Congelar por debajo de -18 °C 6 meses

Nitrógeno

amoniacal

Plástico o vidrio Filtrar in situ. 24 horas

PE Filtrar in situ.

Acidificar a pH 3 +/- 0.5 con HNO3 14 días

Vidrio o PTFE

Filtrar in situ. Acidificar a pH 1-2 con H2SO4.

Almacenar muestras a oscuras o usar botellas

oscuras.

14 días

Plástico Congelar por debajo de -18 °C 1 mes

Nitratos Plástico o vidrio Filtrar in situ. 4 días





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100

Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

Nitritos Plástico o vidrio Filtrar in situ. 4 días

Nitrógeno total Plástico o vidrio Filtrar in situ. 4 días

Plástico Acidificar a pH 1-2 con H2SO4. 1 mes

3.- Metales y metaloides

Corrida de

metales totales

PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Acidificar a pH 1-2 con HNO3 1 mes

Corrida de

metales disueltos

PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Filtrar in situ. Acidificar a pH 1-2 con HNO3 1 mes

Aluminio PE-HD o PTFE


Antimonio PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP

Acidificar a pH 1-2 con HCl o HNO3. Se

debería usar HCl si se usa la técnica de

hidruros para el análisis.

1 mes

Arsénico PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP

Acidificar a pH 1-2 con HCl o HNO3. Se

debería usar HCl si se usa la técnica de

hidruros para el análisis.

6 meses

Bario PE-HD o PTFE


Berilio PE-HD o PTFE


Boro PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Acidificar a pH 1-2 con HNO3 6 meses

Cadmio PE-HD o PTFE


Calcio PE-HD o PTFE


Cobalto PE-HD o PTFE


Cobre PE-HD o PTFE


Cromo PE-HD o PTFE


Cromo

hexavalente

PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Conservadas a 5°C +/- 3 °C 24 horas





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101

Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

Hierro PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP Acidificar a pH 1-2 con HCl o HNO3. 1 mes

Litio PE-HD o PTFE


Magnesio PE-HD o PTFE


Manganeso PE-HD o PTFE


Mercurio Plástico o vidrio Acidificar a pH 1-2 con HNO3 6 meses

Níquel PE-HD o PTFE


Plata PE-HD o PTFE


Plomo PE-HD o PTFE


Selenio PE-HD o PTFE

/ PFA o FEP

Acidificar a pH 1-2 con HNO3. Se debería usar

HCl si se usa la técnica hídrica para el análisis. 1 mes

Sodio PE-HD o PTFE


Uranio Plástico o vidrio Acidificar a pH 1-2 con HNO3 1 mes

Vanadio PE-HD o PTFE


Zinc PE-HD o PTFE


4.- Orgánicos

Aceites y grasas Vidrio, boca

ancha Acidificar a pH 1-2 con HCl, HNO3 o H2SO4 1 mes

Hidrocarburos

totales de

petróleo (HTTP)

Vidrio, boca

ancha

Conservadas a 5°C +/- 3 °C 4 días

Acidificar a pH 1-2 con HCl, HNO3 o H2SO4 1 mes

Detergentes Vidrio

Conservadas a 5°C +/- 3 °C 2 días

Agregar solución de formaldehido 4 días

Congelar por debajo de -18 °C 1 mes





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102

Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

5.- Compuestos orgánicos volátiles

1,1,1-

Tricloroetano

Vidrio o viales

con tapa con

septa de PTFE

Acidificar a pH 1-2 con HNO3 o H2SO4 2 días (24 horas

sin preservación)

1,1-

Dicloroetano

1,2-

Dicloroetano

1,2-

Diclorobenceno

Vidrio o viales

con tapa con

septa de PTFE


sin preservación)

Tetracloroetano

Tetracloruro de

carbono

Trihalometanos

totales

Tricloroetano

Hexacloro-

butadieno Vidrio oscuro Ajustar pH a 5,0 – 7,5

7 días (24 horas,

si el pH está

fuera del rango

de 5,0 – 7,5)

6.- Hidrocarburos aromáticos

Hidrocarburos de

petróleo

aromáticos

totales Vidrio

Si se sospecha que el agua ha sido clorada, por

cada 1000 ml de muestra agrega 80 mg de

Na2S2O3 + 5 H2O al recipiente tras la

recolección de la muestra.

7 días

Benzo(a)pireno

Fenoles Vidrio oscuro Acidificar a pH < 2 con H3PO4 o H2SO4 7 días

Benceno

Vidrio o viales

con tapa con

septa de PTFE


sin preservación)

Etilbenceno

Tolueno

Xilenos

Pentaclorofenol

(PCP) Vidrio





2 días





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103

Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

Bifenilos

policlorados

(PCBs)

Vidrio

Ajustar el pH a 5.0 – 7.5. Si se sospecha que el

agua ha sido clorada, por cada 1000 ml de

muestra agrega 80 mg de Na2S2O3 + 5 H2O al

recipiente tras la recolección de la muestra.

7 días (24 horas,

si el pH está

fuera del rango

de 5.0 – 7.5)

Triclorobencenos

(Totales) Vidrio oscuro Ajustar pH a 5.0 – 7.5

7 días (24 horas,

si el pH está

fuera del rango

de 5.0 – 7.5)

7.- Pesticidas

Aldicarb Vidrio





14 días

Plástico Congelar por debajo de -18 °C 1 mes

Malatión

Vidrio oscuro Conservadas a 5 °C +/- 3 °C 7 días Metamidofos

Paratión

Endosulfán Vidrio oscuro Acidificar a pH < 2 7 días (24 horas,

si pH>2)

Aldrín

Vidrio oscuro Ajustar pH a 5.0 – 7.5

7 días (24 horas,

si el pH está

fuera del rango

de 5.0 – 7.5)

Clordano

DDT

Dieldrín

Endrín

Heptacloro

Heptacloro

epóxido

Lindano

Paraquat



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104



Parámetro Tipo de

recipiente


almacenamiento

Tiempo máximo

de

almacenamiento

8.- Microbiológicos

Coliformes

Termotolerantes

Vidrio estéril

Dejar un espacio para la aireación y mezcla de

1/3 del frasco de muestreo.

Almacenar a ≤ 6 °C y en oscuridad.

24 horas

Coliformes

Totales

Enterococos

fecales

Escherichia coli

Giardia

duodenales

Salmonella sp.

Vibrio cholerae

Formas

parasitarias Plástico, con

boca ancha. Almacenar a ≤ 6 °C y en oscuridad. 24 horas

Huevos de

Helmintos

9.- Otros parámetros

Clorofila Plástico o vidrio

Filtrar preferentemente in situ. Almacenar

muestras a oscuras o usar botellas oscuras. 24 horas

Tras el filtrado y la extracción con etanol

caliente, congelar por debajo de -18 °C. 1 mes

Tras el filtrado, congelar por debajo de -18 °C. 14 días

Tras el filtrado, congelar por debajo de -80 °C. 1 mes

Donde: (FEP) perfluoro (etileno/propileno), (PE) polietileno, (PE-HD) polietileno de alta

densidad, (PET) polietileno terftalato, (PFA) perfluoroalcoxi-polímero, (Plástico) el tipo

específico de plástico no es relevante, (PP) polipropileno, (PTFE) politetrafluoroetileno,

(PVC) policloruro de vinilo, (Vidrio) vidrio al borosilicato con tapa de rosca, revestida con

PTFE y (PE-HD o PTFE/PFA o FEP) para concentraciones normales: PE-HD o PTFE / para

concentraciones bajas: PFA o FEP.



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105

Nota:

“Filtrar in situ” indica que la muestra de agua debe ser filtrada en campo usando un tamaño

de poro de filtro de 0.40 μm a 0.45 μm.

Si no se especifican las condiciones de preservación, no se requieren medidas específicas.

En todo caso, las muestras deben ser transportadas bajo un adecuado sistema de enfriamiento

(5+/-3 °C) utilizando coolers con ice pack o hielo, o un refrigerador móvil.



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106

Anexo 6: Estándares de Calidad Ambiental para el agua (ECA-PE).


Superficiales.

Categoría 2: Extracción, cultivo y otras actividades marino costeras y continentales

Subcategoría C4: Extracción y cultivo de especies hidrobiológicas en lagos y lagunas.

Tabla A6.1. Conservación y Preservación de Muestra.

Parámetros Unidad de

medida

C4

Extracción y cultivo de especies

hidrobiológicas en lagos o lagunas

FÍSICO-QUÍMICOS

Aceites y Grasas mg/L 1.0

Cianuro Wad mg/L 0.0052

Color (después de filtración

simple) (b)

Color verdadero

Escala Pt/Co 100 (a)

Materiales Flotantes de Origen

Antropogénico Ausencia de material flotante


Oxígeno (DBO5) mg/L 10.0

Fósforo Total mg/L 0.025

Nitratos (NO3-) (c) mg/L 13

Oxígeno Disuelto (valor

mínimo) mg/L ≥ 5.0

Potencial de Hidrógeno (pH) Unidad de pH 6.0 – 9.0

Sólidos Suspendidos Totales mg/L **

Sulfuros mg/L 0.05

Temperatura °C Δ 3

INORGÁNICOS

Amoniaco Total (NH3) mg/L (1)

Antimonio mg/L **

Arsénico mg/L 0.10

Boro mg/L 0.75

Cadmio mg/L 0.01

Cobre mg/L 0.20

Cromo VI mg/L 0.10

Mercurio mg/L 0.00077

Níquel mg/L 0.052

Plomo mg/L 0.0025

Tabla A6.1. Conservación y Preservación de Muestra (continuación).



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107

Parámetros Unidad de

medida

Extracción y cultivo de especies

hidrobiológicas en lagos o lagunas

Selenio mg/L 0.005

Talio mg/L 0.0008

Zinc mg/L 1.0

ORGÁNICO

Hidrocarburos Totales de

Petróleo (fracción aromática) mg/L **

BIFENILOS POLICLORADOS

Bifenilos policlorados (PCB) mg/L 0.000014

ORGANOLÉPTICO

Hidrocarburos de Petróleo mg/L **

MICROBIOLÓGICO

Coliformes Termo tolerantes NMP/100 ml

200 NMP/100 ml

(a) 100 (para aguas claras). Sin cambio anormal (para aguas que presentan coloración

natural).

(b) Después de la filtración simple.

(c) En caso las técnicas analíticas determinen la concentración en unidades de Nitratos-N

(NO3--N), multiplicar el resultado por el factor 4.43 para expresarlo en las unidades de

Nitratos (NO3-).

Δ 3: significa variación de 3 grados Celsius respecto al promedio mensual multianual del

área evaluada.

Nota:

- El símbolo ** dentro de la tabla significa que el parámetro no aplica para esta

subcategoría.

- Los valores de los parámetros se encuentran en concentraciones totales, salvo que se

indique lo contrario.

(1) Aplicar la siguiente tabla sobre el estándar de calidad de concentración de Amoniaco

Total en función del pH y temperatura para la protección de la vida acuática en agua

dulce (mg/L de NH3).

Tabla A6.2. Estándar de calidad de Amoniaco Total en función de pH y temperatura para

la protección de la vida acuática en agua dulce (mg/L de NH3).



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108

Tempe.

(°C) pH

6 6.5 7.0 7.5 8.0 8.5 9.0 10.0

0 231 73.0 23.1 7.32 2.33 0749 0.250 0.042

5 153 48.3 15.3 4.84 1.54 0.502 0.172 0.034

10 102 32.4 10.3 3.26 1.04 0.343 0.121 0.029

15 69.7 22.0 6.98 2.22 0.715 0.239 0.089 0.026

20 48.0 15.2 4.82 1.54 0.499 0.171 0.067 0.024

25 33.5 10.6 3.37 1.08 0.354 0.125 0.053 0.022

30 23.7 7.50 2.39 0.767 0.256 0.094 0.043 0.021

Nota:

- El estándar de calidad de Amoniaco Total en función de pH y temperatura para la

protección de la vida acuática en agua dulce, presentan una tabla de valores para

rangos de pH de 6 a 10 y temperatura de 0 a 30 °C. Para comparar la temperatura y

pH de las muestras de agua superficial, se deben tomar la temperatura y el pH

próximo superior al valor obtenido en campo, ya que la condición más extrema se da

a mayor temperatura y pH. En tal sentido, no es necesario establecer rangos.

- En caso las técnicas analíticas determinen la concentración en unidades de

Amoniaco-N (NH3-N), multiplicar el resultado por el factor 1.22 para expresarlo en

las unidades de Amoniaco (NH3).



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109

Anexo 7: Reporte de Análisis de agua de la Laguna de Conache mediante ICP

Resultados de Análisis

MUESTRA : AGUA DE LAGUNA DE CONACHE PREVIO AL BIOFILTRO

MUESTRA PUESTA EN LABORATORIO

Determinaciones

Masa

Atómica

(UMA)

Agosto 2018 Septiembre 2018

A-1 A-2 A-3 A-1 A-2 A-3

Cromo (Cr) (ppm) 52 0.121 0.115 0.119 - - -

Arsénico (As) (ppm) 75 0.081 0.074 0.079 0.079 0.071 0.075

Cadmio (Cd) (ppm) 114 0.007 0.006 0.006 - - -

Antimonio (Sb) (ppm) 121 0.060 0.052 0.054 - - -

Mercurio (Hg) (ppm) 202 0.0018 0.0014 0.0013 0.0015 0.0010 0.0011

Plomo (Pb) (ppm) 208 0.0087 0.0076 0.0092 0.0081 0.0074 0.0079

Determinaciones

Masa

Atómica

(UMA)

Octubre 2018 Noviembre 2018

A-1 A-2 A-3 A-1 A-2 A-3

Cromo (Cr) (ppm) 52 - - - - - -

Arsénico (As) (ppm) 75 0.076 0.072 0.068 0.084 0.079 0.080

Cadmio (Cd) (ppm) 114 - - - - - -

Antimonio (Sb) (ppm) 121 - - - - - -

Mercurio (Hg) (ppm) 202 0.0014 0.0016 0.0012 0.0013 0.0009 0.0008

Plomo (Pb) (ppm) 208 0.0087 0.0091 0.0095 0.0081 0.0085 0.0083



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

110

MUESTRA : AGUA DE LAGUNA DE CONACHE LUEGO DEL BIOFILTRO


Determinaciones

Masa

Atómica

(UMA)

Agosto 2018 Septiembre 2018

A-1 A-2 A-3 A-1 A-2 A-3

Cromo (Cr) (ppm) 52 0.074 0.072 0.076 - - -

Arsénico (As) (ppm) 75 0.052 0.047 0.045 0.054 0.049 0.051

Cadmio (Cd) (ppm) 114 0.001 0.001 0.002 - - -

Antimonio (Sb) (ppm) 121 0.028 0.031 0.029 - - -

Mercurio (Hg) (ppm) 202 0.0006 0.0007 0.0008 0.0008 0.0009 0.0006

Plomo (Pb) (ppm) 208 0.0023 0.0017 0.0014 0.0016 0.0018 0.0008

Determinaciones

Masa

Atómica

(UMA)

Octubre 2018 Noviembre 2018

A-1 A-2 A-3 A-1 A-2 A-3

Cromo (Cr) (ppm) 52 - - - - - -

Arsénico (As) (ppm) 75 0.052 0.047 0.051 0.056 0.051 0.052

Cadmio (Cd) (ppm) 114 - - - - - -

Antimonio (Sb) (ppm) 121 - - - - - -

Mercurio (Hg) (ppm) 202 0.0006 0.0005 0.0007 0.0005 0.0007 0.0008

Plomo (Pb) (ppm) 208 0.0014 0.0012 0.0010 0.0015 0.0019 0.0014



BIBLIO

TECA D

E POSGRADO - U

NT

111

Anexo 8: Reporte de Análisis de agua de humedal piloto mediante ICP

Resultados de Análisis

MUESTRA : AGUA DE HUMEDAL PILOTO

FECHA : NOVIEMBRE


Determinaciones

Masa

Atómica

(UMA)

M-1

05/11/18

M-2

07/11/18

M-3

09/11/18

M-4

11/11/18

M-5

13/11/18

Cromo (Cr) (ppm) 52 0.127 - - - 0.085

Arsénico (As) (ppm) 75 0.081 0.065 0.059 0.056 0.054

Cadmio (Cd) (ppm) 114 0.006 - - - 0.003

Antimonio (Sb) (ppm) 121 0.051 - - - 0.034

Mercurio (Hg) (ppm) 202 0.0015 0.0012 0.0010 0.0009 0.0008

Plomo (Pb) (ppm) 208 0.0091 0.0063 0.0055 0.0050 0.0048



TESIS: MAESTRO EN CIENCIAS DE

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