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2. ANTECEDENTES
La contaminación del agua es uno de los principales problemas ambientales de nuestros
tiempos. Como consecuencia del continuo desarrollo humano e industrial, una gran variedad de
materiales naturales y sintéticos entran en concentraciones crecientes al medio ambiente acuático.
Esto ha traído como consecuencia que se presenten ciertos problemas ambientales cada vez de
mayores proporciones en algunos cuerpos receptores de agua (por ejemplo, ríos, lagos, estuarios,
etc.), que perciben descargas de residuos de origen doméstico e industrial (Gómez-Álvarez et al.,
1994).
La presencia en el terreno de diferentes materiales y estructuras geológicas son fuente de
una gran variedad de iones disueltos en aguas superficiales, los que nos permitirían saber, de no
haber existido la actividad humana, qué tipo de suelo atraviesa un cauce de agua. Algunos de
estos iones se encuentran en la mayoría de la aguas continentales, mientras que otros se
encuentran a niveles de trazas, como el caso de los metales pesados (Rosas, 2001).
La mayor proporción de metales pesados en sedimentos se encuentran en las partículas
sólidas y minerales, el resto se incorpora a los sedimentos por una gran variedad de procesos tales
como precipitación, floculación y adsorción, además de otros mecanismos naturales relacionados
con variaciones físicas y químicas de los sistemas acuáticos como, Eh, pH, temperatura, salinidad,
entre otros (Soto-Cruz, 2001).
La contaminación de los ríos se produce, bien por la presencia de compuestos o elementos
que normalmente no estarían sin la acción de humana. Algunos de los componentes químicos
potencialmente tóxicos son los metales pesados, y entre ellos Cd, Cu, Cr, Pb y Zn (Rosas, 2001).
A través del tiempo y dependiendo de los cambios y características fisicoquímicas del sistema
acuático, los metales pesados se podrán movilizar y estar disponibles. Los sedimentos pueden
actuar como portadores y posibles fuentes de contaminación porque los metales pesados no se
quedan permanentemente y pueden ser liberados a la columna del agua por cambios en las
condiciones ambientales ya mencionadas anteriormente.
Los metales pesados son un grupo de elementos químicos que presentan una densidad
relativamente alta y cierta toxicidad para los seres humanos. Generalmente se encuentran unidos a
óxidos e hidróxidos de manganeso y hierro, y a sustancias orgánicas que afectan a los procesos de
interacción entre los sólidos y metales disueltos. Por tanto, el análisis de metales pesados en
sedimentos nos permite detectar la contaminación que puede escapar al análisis de las aguas y
también proporciona información acerca de las zonas críticas del sistema acuático (Rosas, 2001).
En consecuencia, el estudio en la fracción biodisponible o móvil de metales ligados a sedimentos
es más importante que la concentración total del metal en las corrientes pluviales.
Los metales biodisponibles son aquellos que se encuentran libres o débilmente unidos por
fuerzas de Van der Waals o puentes de hidrógeno. Desde el punto de vista toxicológico este
aspecto es de gran importancia ya que es bien sabido que solo especies metálicas biodisponibles se
encuentran directamente relacionadas con su bioacumulación y toxicidad en los sistemas
acuáticos. Además, aun a concentraciones traza se presenta un gran espectro de efectos tóxicos,
provocando serios problemas económicos y de salud (Soto-Cruz, 2001).
Actualmente en la Presa Abelardo L. Rodríguez se han hecho pocos estudios que engloban
la calidad del sedimento y agua de este embalse. Se estudiaron los sedimentos superficiales de la
presa A. L. R. con la finalidad de definir la influencia urbana e industrial, durante el período de
1991 a 1992, desde el punto de vista de contaminación por metales pesados. Se analizaron 9
elementos (Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb y Zn). Adicionalmente se evaluó el comportamiento
textural de sedimentos y materia orgánica para la interpretación de la distribución espacial y
temporal de los metales contemplados (Gómez-Álvarez et al., 1994).
De las investigaciones hechas en este embalse, en ninguna se estudia acerca de la
biodisponibilidad de metales trazas. Por lo que es de suma importancia monitorear los cambios en
la concentración de metales pesados en los sedimentos y determinar la fracción biodisponible. De
ahí la necesidad de realizar estudios que describan el “estado de salud” de las zonas implicadas,
así como la liberación y el modo de transporte de los metales al cuerpo receptor de agua.
2.1 Fuentes de Metales Pesados en el Medio Ambiente
Los metales traza son cationes divalentes que tienen peso molecular entre 63, 55-200, 6 y
se encuentran naturalmente en concentraciones basales bastante bajas (Pérez et al., 2006). Los
procesos naturales como el intemperismo químico y las actividades geoquímicas liberan varios
elementos de la corteza terrestre hacia la litósfera, atmósfera y la hidrósfera. Estos metales se
mueven a través de ambientes acuáticos independientemente de las actividades del hombre,
usualmente sin ningún efecto perjudicial. La erosión natural y el intemperismo toman lugar a
través de grandes períodos de tiempo y la cantidad de metales pesados liberados es pequeña
comparada a la que proviene de la actividad humana (Gómez-Álvarez, 2008). Fuentes
antropogénicas como los procesos industriales, el desarrollo urbanístico y los residuos domésticos
aportan metales traza al ambiente que pueden aumentar los niveles naturales y alcanzar
concentraciones contaminantes por el exceso y la rapidez de su introducción, ya que no pueden ser
degradados fácilmente por los microorganismos (Pérez et al., 2006).
Los principales contaminantes de la naturaleza vienen de las regiones urbanizadas y de los
sectores industrializados, quienes que por la falta de una adecuada normatización disponían de los
desechos sin ningún tratamiento, de una manera indiscriminada sobre el medio natural, sin tener
en cuenta las repercusiones futuras (Pérez et al., 2006).
2.2 Contaminación de Aguas Superficiales por Metales Pesados
El agua es un recurso natural renovable, esencial para la vida. La mayoría de los
organismos y de los sistemas biológicamente activos contienen una gran cantidad de agua, que en
algunos casos puede llegar hasta un 97% de su peso total. Las principales funciones biológicas del
agua se basan fundamentalmente en su capacidad para transportar diferentes substancias a través
del cuerpo humano, y de disolver otras y mantenerlas tanto en solución como en suspensión
coloidal. Esto se logra gracias a sus propiedades como disolvente y a que permanece líquida
dentro de un intervalo de temperatura relativamente amplio (Gómez-Álvarez, 2008). El agua tiene
propiedades que favorecen la disolución de materiales del suelo y rocas; además, las sustancias
disueltas pueden reaccionar entre sí ocasionando cambios en las características del agua y por
ende en su calidad (Manahan, 2005).
Los problemas de contaminación del agua tienen su origen desde la Revolución Industrial,
hace aproximadamente unos doscientos años y con un rápido aumento de la población mundial.
La industrialización condujo a una urbanización muy localizada creando problemas en la calidad y
en la cantidad del agua (Förstner et al., 1990). En la actualidad se estiman más de un millón de
sustancias diferentes las que son introducidas en las aguas naturales a través de los vertidos
antropogénicos (Förnster et al., 1993). Muchas de ellas no son consideradas tóxicas si bien pueden
alterar las características del agua, perturbar directamente el ecosistema y/o ser directamente
nocivas para el hombre. Por ello, las concentraciones de los metales pesados en el agua están
directamente relacionados con las actividades humanas y descargas de efluentes (Rosas, 2001).
Los ríos constituyen una de las principales vías de transporte de metales, debido a la gran
afinidad que tienen estos elementos para ser transportados en el material suspendido. Los
esfuerzos para lograr la eliminación de los contaminantes generados por el hombre no han sido
capaces de ajustarse ni al ritmo ni al incremento en la cantidad de desechos industriales, ni al
crecimiento demográfico. Al contrario que muchos contaminantes orgánicos los metales pesados,
generalmente, no se eliminan de los sistemas acuáticos por procesos naturales debido a que no son
biodegradables. Por el contrario son muy contaminantes y sufren un ciclo global eco-biológico
donde las aguas naturales son el principal camino. Asimismo, los metales pesados tienen
tendencia a formar asociaciones con sustancias minerales (carbonatos, sulfatos, etc.) y en mayor
grado con sustancias orgánicas, mediante fenómenos de intercambio iónico, adsorción, quelación,
formación de combinaciones químicas, etc. Por lo que se acumulan en el medio ambiente,
principalmente en los sedimentos de ríos, lagos y mares (Förstner y Wittman, 1981; Dekov et al.,
1998).
2.3 Contaminación de Sedimentos por Metales Pesados
Los sedimentos son arena, arcilla, limo y otras partículas sueltas del suelo que se depositan
en el fondo de una masa de agua. Pueden provenir de la erosión del suelo o de la descomposición
de plantas y animales. El viento, el agua y el hielo pueden transportar estas partículas hasta los
ríos, lagos y arroyos.
Los metales pesados contenidos en el material original, al meteorizarse, se concentran en
los suelos. Concentraciones naturales muy altas en los suelos pueden ocasionar acumulación de
algún metal en plantas y ocasionar efectos tóxicos para los animales que las consumen. También
se han de considerar las actividades volcánicas que liberan metales pesados (Dorronsoro y García,
2000).
El contenido de metales pesados en suelos, debería ser únicamente función de la
composición del material original y de los procesos edafogenéticos que dan lugar al suelo. Pero las
actividades humanas producen diferentes tipos de vertidos procedentes de industrias, de
actividades mineras, de la aplicación de plaguicidas o también del tráfico rodado. Como resultado,
se emiten grandes cantidades de partículas que, después de un cierto tiempo de permanencia en la
atmósfera, precipitan en los suelos, lejos del lugar donde han sido vertidas, que incrementan la
concentración de metales pesados en los sedimentos fluviales. En un balance realizado a finales de
la década de los años 80, se estimó que la cantidad anual de vertidos de metales en suelos ascendía
a unos 5 mil billones de kg, el 74% de esta cantidad corresponde a las cenizas procedentes de la
combustión de carburantes, principalmente carbón (Dorronsoro y García, 2000).
2.4 Fijación de Metales Pesados en Sedimentos
Los metales pesados incorporados al suelo pueden seguir cuatro diferentes vías: pueden
quedar retenidos en el suelo, ya sea disueltos en la solución del suelo o bien fijados por procesos
de adsorción, complejación y precipitación. Pueden ser absorbidos por las plantas y así
incorporarse a las cadenas tróficas. También pueden pasar a la atmósfera por volatilización y
movilizarse a las aguas superficiales o subterráneas. En la Figura 1 se explica acerca de esto
(adaptado de Calvo Anta, 1996; Dorronsoro y García, 2000). Generalmente, 90% de los metales
pesados se encuentran en sistemas acuáticos asociados a partículas de materia en suspensión y a
los sedimentos, conformando arcillas, hierro, hidróxido de manganeso, carbonatos, sustancias
orgánicas y materiales biológicos. El tipo y la estabilidad de los metales pesados contenidos en los
compuestos sólidos mencionados anteriormente, son factores decisivos en la movilidad. Las
formas químicas de los metales generalmente difieren en su habilidad para ser transferidos al
ecosistema (Pinzón, 1999).
Según su forma de asociación, los metales son susceptibles, o no, de solubilizarse durante
las modificaciones físico-químicas estacionales. La desoxigenación de las capas profundas durante
el verano, ocasiona la reducción química de los óxidos asociados a la fase sólida, produciendo así
la disminución de la concentración de Fe y Mn en el sedimento. La reducción de estos dos
elementoos puede ocaasionar la solubilización de ciertos metales en el sedimento como el Znn, Cr y
Ni (Rosas, 2001).
Figura 1. Impacto en suelos por metales pesados.
2.4.1 Materia orgánica
La materia orgánica, tanto soluble como particulada, altera la distribución de los metales
pesados; se produce por regla general una disminución de los niveles disueltos y un aumento de la
concentración de metales en la forma coloidal y en suspensión así como en los sedimentos. Está
formada principalmente por sustancias bioquímicas tales como ácidos orgánicos, polifenoles,
aminoácidos, péptidos y proteínas, además de sustancias húmicas que comprenden a los ácidos
húmico y fúlvico. Todos estos compuestos pueden absorber tan fuertemente algunos metales como
Cu, Pb, Zn, que pueden quedar no disponibles debido a que forman combinaciones insolubles en
suelos y sedimentos. Los ácidos húmicos son los que principalmente forman estas combinaciones
estables (Soto-Cruz, 2001).
Mención especial requieren las sustancias húmicas y fúlvicas, por su alta capacidad de
interacción con los iones metálicos, óxidos metálicos, hidróxidos metálicos y otras sustancias
orgánicas y minerales para formar complejos solubles o insolubles en agua, de muy diferente
naturaleza físico-química y variable estabilidad. La formación de sustancias solubles es
mayoritaria para los ácidos fúlvicos debido a su bajo peso molecular; dependiendo del número de
grupos activos enlazados al catión metálico el complejo puede denominarse tipo sal o bien,
quelato, igualmente dependiendo de la unión directa del metal al grupo activo o de la indirecta a
través de un puente de agua. Los metales polivalentes son fuertemente complejados con las
sustancias húmicas. El contenido y calidad de la materia orgánica está correlacionado con la
capacidad de enlace de metales, los elementos traza pueden formar complejos con ligandos
orgánicos e inorgánicos (Bohn et al., 1993; Salomons y Förstner, 1995).
La acción de los ácidos orgánicos en la solubilización de rocas y minerales se atribuye a la
disminución del pH y la formación de quelatos metálicos, los elementos liberados pueden captarse
por organismos o bien adsorberse por arcillas y sustancias húmicas (Soto- Cruz, 2001).
2.4.2 Óxidos e hidróxidos de hierro y manganeso
Una característica del hierro y manganeso es que son liberados en forma ionizada sobre
todo cuando predomina una condición anóxica (reductora). Los hidróxidos de hierro y manganeso
están entre los tipos más importantes de adsorción superficial de metales traza. Debido a su
elevada carga superficial, estos óxidos tienen una fuerte afinidad por los metales, y están
usualmente presentes en las aguas naturales (Elder, 1988; Manahan, 2005). Los óxidos de
manganeso casi siempre están cargados negativamente en la mayor parte de las aguas naturales,
mientras que los oxihidróxidos de hierro pueden tener carga positiva o negativa. Esta diferencia
puede explicar el porqué los metales cargados positivamente como el Cu y Zn están comúnmente
adsorbidos por los óxidos de hierro y manganeso (Stumm y Morgan, 1981; Davis et al., 1991).
Los óxidos de hierro son los óxidos metálicos más abundantes en el suelo (Acevedo-Sandoval,
2004).
Los óxidos de hierro son productos de nuevas formaciones provenientes de las alteraciones
de rocas y suelo, debido a que no se encuentran unidos química o estructuralmente a los silicatos,
éstos se encuentran en la forma de óxidos libres. Los óxidos de hierro se forman rápidamente por
disolución en pH bajos y, una vez que las condiciones del suelo se estabilizan, la disolución es
extremadamente lenta (Acevedo-Sandoval, 2004).
Estos complejos de óxidos e hidróxidos tienen gran capacidad para fijar e inmovilizar
metales, especialmente elementos divalentes como Cu y Pb, y en menor proporción Zn, Co, Cr,
entre otros. El estado de oxidación-reducción (potencial redox) del sedimento es un parámetro de
afectación de la transformación de los metales pesados. La superficie de las arcillas, materia
orgánica y los óxidos de hierro en el sedimento adsorberán o liberan metales pesados debido a los
cambios de pH y Eh (Dorronsoro y García, 2000).
2.4.3 Carbonatos
La presencia de carbonatos garantiza el mantenimiento de altos valores de pH y tienden a
precipitar los metales pesados. El Cd y otros metales, presentan una marcada tendencia a quedar
adsorbidos por los carbonatos (Dorronsoro y García, 2000).
Cantidades significativas de metales pesados están también asociadas con carbonatos en el
sedimento, las cuales son susceptibles a los cambios de pH (Bohn et al., 1993). Aunque las
condiciones ambientales que llevan a cabo la acumulación de carbonato en los suelos son muchas
y variadas, la reacción química se puede representar simplemente como:
Ca2+ + R20 + CO2 = CaCO3 + 2H+
Las condiciones alcalinas favorecen la acumulación de CaCO3, al consumir H+ y desplazar
la reacción hacia la derecha. En suelos ácidos, el CaCO3 se disuelve al invertir la ecuación
anterior. Los metales unidos a esta fase se liberan al descender el pH de los sedimentos y al
disolverse los metales precipitados en forma de carbonato (Bohn et al., 1993).
2.4.4 Silicatos
Los silicatos conforman casi un 80% de la litosfera lo que los constituye en el grupo más
importante de minerales formadores de rocas. Por la dificultad de subdividirlos de acuerdo a su
composición química, se han organizado en función de su estructura iónica (GEA, 1999). Por
mencionar un ejemplo, las cloritas se presentan en los suelos extensamente, son representativas de
los silicatos, aunque su composición elemental varía ampliamente, pueden contener elementos
tóxicos como el cromo y el níquel, y si se presenta como clorita máfica (contiene hierro o
magnesio) (Rodríguez y Marín, 1999). Por otra parte, las arcillas constituyen la clase más
importante de minerales que ocurren como material coloidal en el agua. Consisten de óxidos de
silicio y aluminio hidratado, y son minerales secundarios los cuales son formados por
intemperismo y otros procesos que actúan sobre las rocas primarias. Los minerales arcillosos
pueden obtener una carga negativa por reemplazamiento de un ión (sustitución isomórfica), en el
cual los iones Si (IV) y Al (III) son reemplazados por iones metálicos de similar tamaño
(Manahan, 2005). En las estructuras de los silicatos laminares, los cationes pueden sustituir a otros
cationes coordinantes en las láminas tetraédrica u octaédrica. Si un catión de valencia más baja
2+
sustituye a uno de valencia más alta, como Mg
2-
-
3+
3+
4+
al Al o Al al Si , las cargas negativas de los
iones O y OH en la estructura del mineral quedan sin balancear y producen una carga negativa
neta en la superficie del mineral (Bohn et al., 1993). La carga que se genera a partir de estos
grupos depende considerablemente del pH del medio ambiente. El tipo de sólidos presentes en los
suelos y sedimentos que contienen grupos funcionales capaces de generar carga dependiente del
pH incluye silicatos laminares, óxidos e hidróxidos hidratados (Fe y Al) y materia orgánica (Bohn
et al., 1993).
2.4.5 Sulfuros
Los sulfuros juegan un papel muy importante en la especiación y co-precipitación de los
metales en condiciones anóxicas y que tienen alto contenido de cobre, hierro y azufre. Varios
sulfuros metálicos y carbonatos pueden ser solubilizados por los ácidos húmicos, esto incluye al
Pb (II), Zn (II), Cu (II), Ni (II), Fe (III) y Mn (IV) (Sparks, 2003). La oxidación de los sulfuros y
otras formas de compuestos inorgánicos de azufre reducidos a sulfatos como proceso de
producción de energía, es la habilidad de un grupo de bacterias conocidas como thiobacillus. Las
dos cepas de thiobacillus encontradas comúnmente en las aguas ácidas de minas con cobre, son el
thiobacillus thiooxidans y thiobacillus ferrooxidans, los cuales tienen la habilidad de oxidar el
hierro ferroso a hierro férrico. Esta propiedad también es compartida por otro grupo de bacteria
cuyo nombre genérico es ferrobacillus y también oxidan compuestos de azufre (Twidwell et al.,
1984).
2.5 Importancia de la Granulometría de los Sedimentos
La concentración de metales pesados en los sedimentos no sólo depende de fuentes
antropogénicas y litogénicas, sino también de las características texturales, contenido de la materia
orgánica, composición mineralógica y ambiente deposicional de los sedimentos. En general, los
metales traza están asociados con las partículas pequeñas de estos materiales (Ackerman, 1980;
Presley et al., 1980).
Esta tendencia es atribuida predominantemente a la adsorción, co-precipitación y complejación
de metales en las capas superficiales de la partícula. Como es conocido, las pequeñas partículas
tienen elevada área superficial y por consiguiente pueden retener altas concentraciones de metales.
El área superficial específica de los sedimentos es dependiente de los parámetros granulométricos
y la composición del mineral. (Juracic et al., 1982; Singh et al., 1999). El tamaño de la
granulometría de los sedimentos juega un papel importante en la distribución de los metales
pesados, de acuerdo a varios estudios se recomienda analizar el tamaño <63μm por las siguientes
razones:
-
Los metales traza de origen antropogénico se encuentran principalmente asociados a estas
partículas.
-
Existe una elevada relación entre los contenidos de elementos determinados en esta
fracción y los que se encuentran en suspensión. Es importante destacar que la suspensión
es la forma de transporte más importante de las partículas que están presentes en los
sedimentos.
-
Son numerosos los estudios de metales pesados realizados en la fracción <63μm lo que
permite una mejor comparación de los resultados.
2.6 Partición Química/Biodisponibilidad de Metales en Sedimentos
La biodisponibilidad depende en gran medida de la fracción geoquímica que se asocia con
un metal en el medio ambiente. El término “biodisponibilidad” se refiere a la fracción de metal
libre o débilmente ligado a los diversos componentes de los sedimentos. Por lo tanto, para conocer
el grado de biodisponibilidad de los metales pesados en los sedimentos es necesario conocer la
forma en que los metales se encuentran ligados a las especies geoquímicas presentes en los
sedimentos (Tessier, 1979; Giordano et al., 1992; Carapeto y Purchase, 2000).
Diversos autores señalan que la concentración de metales biodisponibles en los sistemas
acuáticos dependen del contenido de metal presente en al agua. Mientras que la mayoría de los
estudios realizados sobre detección de metales pesados en sedimentos se asume que la cantidad
biodisponible del metal es la que se obtiene después de realizar estudios de partición química. Este
tipo de estudio implica el uso de diversos extractantes con el fin de separar cada una de las fases
en las que encuentran los metales en los sedimentos. Esto se basa en el hecho de que el residuo o
precipitado que se observa después de digerido el sedimento, corresponde al material litogénico o
residual, el cual es inerte a la biota (Tessier, 1979; Chester, 1989; Ramos et al., 1999).
La extracción de los metales pesados en sedimentos se fundamenta en la adición de una
serie de extractantes selectivos, que además se modifican sus propiedades físicas y químicas tales
como temperatura, pH, variaciones de oxidación y reducción, todo esto de una forma secuencial.
De esta forma se simulan las posibles variaciones a las que está sometido el sedimento al natural.
Los mayores mecanismos de acumulación de metales en sedimentos conducen a la
existencia de cinco formas geoquímicas de metales (Tessier et al., 1979): (1) intercambiable; (2)
unido a la fase de carbonatos; (3) unido a los óxidos de hierro y manganeso; (4) unido a materia
orgánica/sulfuros; y (5) fase metálica residual. Estas fracciones metálicas tienen diferente
movilidad, disponibilidad biológica y comportamiento químico. La fracción (1) es considerada la
más soluble/biodisponible, y la fracción (5) es la menos biodisponible o no antropogénica
(Gómez-Álvarez, 2008).
El uso de las extracciones secuenciales, aunque consumen mucho tiempo, proporcionan
información detallada acerca del origen, modo de ocurrencia, disponibilidad fisicoquímica y
biológica, removilización y transporte de metales traza (Tessier et al., 1979).
Se han desarrollado procedimientos de extracción secuencial selectiva para evaluar la
partición de metales asociados a varias fases geoquímicas del sedimento y evaluar la movilidad y
disponibilidad del metal (Tessier et al., 1979; Howard y Vandenbrink, 1999). Sin embargo, todos
esos tienen algunas limitaciones y su utilidad como herramienta analítica es controversial
(Giordano et al., 1992). Los principales problemas incluyen la no selectividad de extractantes, y
una posible redistribución de elementos traza entre las fases durante la extracción (Páez-Osuna,
1988). A pesar de esto, las técnicas de extracción secuencial aún representan una de las pocas
herramientas disponibles para el análisis de las asociaciones de los metales en los sedimentos
(Giordano et al., 1992).
Entre los procedimientos de extracción selectiva reportados en la literatura, el método de
extracción secuencial de Tessier es el más utilizado y discutido ampliamente por un gran número
de investigadores para evaluar las posibles asociaciones químicas de metales en sedimentos y
suelos (Giordano et al., 1992; Dang, 2002). Tessier et al. (1979), desarrolló un método de
extracción secuencial que separa los metales en sedimento en 5 diferentes fracciones:
1) Fracción Intercambiable. Los metales en esta fracción, están sujetos a procesos de adsorcióndesorción de acuerdo a los cambios en las propiedades del agua como pueden ser el pH y la
fuerza iónica; por lo que pueden ser fácilmente liberados de los sistemas acuáticos por
pequeños cambios ambientales.
2) Fracción de Carbonatos. Contiene los metales que están moderadamente disponibles para
liberarse principalmente debido a las variaciones de pH. Los metales unidos a esta fase se
liberarán al descender el pH de los sedimentos, al disolverse los metales precipitados en forma
de carbonato.
3) Fracción de Óxidos de Hierro y Manganeso. Está bien establecido que estos óxidos juegan un
papel dominante en la retención de metales. Estos óxidos son substancias de alto poder de
adsorción y son termodinámicamente inestables en condiciones reductoras (anóxicas).
4) Fracción Orgánica/Sulfuros. En esta fracción, los metales pueden estar asociados a la materia
orgánica en varias formas; como quelatos de las macromoléculas, asociados a los organismos
vivos, a las partículas de los minerales, etc. Por otra parte, los sulfuros juegan un papel muy
importante en la especiación y co-precipitación de los metales en condiciones anóxicas.
5) Fracción Residual. Esta fracción está compuesta principalmente de los minerales primarios y
secundarios que poseen metales dentro de su estructura cristalina. Los metales en esta fracción
son considerados por estar inmóviles y por consiguiente muy estables.
Los metales que se encuentran en las fracciones intercambiable, carbonatos, óxidos y/o
hidróxidos de Fe y Mn y materia orgánica son considerados de origen antropogénico (Giordano et
al., 1992). Cuando lo sedimentos se encuentran en la fase residual se considera que provienen o se
encuentran en zonas con alta mineralización y que las concentraciones son de origen mineral
(Filipek y Owen, 1978; Abu-Hilal, 1993).
Los estudios de monitoreo de metales pesados totales en sedimentos proporcionan
información sobre el grado de enriquecimiento o contaminación que ha sufrido el medio. Sin
embargo, estos tipos de estudios por sí solos no pueden estimar el efecto que su presencia puede
afectar a la biota. En cambio los estudios de biodisponibilidad llevados a cabo por medio del
procedimiento de extracción secuencial es útil para identificar la forma geoquímica del metal en el
sedimento (especiación) (Tessier, 1979; De Gregori et al., 1996).
2.7 Toxicidad y Bioacumulación de los Metales Pesados
Se considera metal pesado a aquel elemento que tiene una densidad igual o superior a 5
-3
g/cm cuando está en forma elemental, o cuyo número atómico es superior a 20 (excluyendo a los
metales alcalinos y alcalino-térreos). Su presencia en la corteza terrestre es inferior al 0.1% y casi
siempre menor del 0.01% (Dorronsoro y García, 2000). Dentro de los metales pesados hay dos
grupos: Oligoelementos o micronutrientes, que son los requeridos en pequeñas cantidades, o
cantidades traza por plantas y animales, y son necesarios para que los organismos completen su
ciclo vital. Pasado cierto umbral se vuelven tóxicos. Dentro de este grupo están: As, Ba, Co, Cr,
Cu, Mo, Mn, Ni, Se y Zn. Metales pesados sin función biológica conocida, cuya presencia en
determinadas cantidades en seres vivos lleva aparejadas disfunciones en el funcionamiento de sus
organismos. Resultan altamente tóxicos y presentan la propiedad de acumularse en los organismos
vivos. Son, principalmente: Cd, Hg, Pb, Cu, Ni, Zn, Sb, Bi.
Las concentraciones anómalas que se presentan en un suelo pueden ser por causas
naturales (por ejemplo, los suelos desarrollados sobre serpentinas, con altos contenidos en
elementos como Cr, Ni, Cu y Mn); los metales pesados son muy estables en el suelo y en el
proceso natural de transformación de las rocas para originar a los suelos suelen concentrarse, pero,
en general, sin rebasar los umbrales de toxicidad, los metales pesados presentes en las rocas se
encuentran bajo formas muy poco asimilables para los organismos (Dorronsoro y García, 2000).
Los sedimentos son el destino final de los metales pesados contenidos en agua como
resultado de la adsorción, desorción, precipitación, procesos de difusión, reacciones químicas,
actividad biológica y una combinación de esos fenómenos. Sin embargo, cuando hay un cambio
de pH o potencial Redox, los metales contenidos en los sedimentos pueden liberarse hacia la
columna de agua (Ramírez et al., 2005). La toxicidad y biodisponibilidad de metales en el agua
(incluyendo el sedimento) varía con la forma de los metales (EPA, 1992). La forma del metal, y
por lo tanto su toxicidad, están altamente influenciada por las condiciones del medio ambiente
como el pH, potencial Redox (Eh) y la disponibilidad de los iones o ligandos complejantes.
La importancia que tiene el estudio de metales pesados en aguas y sedimentos es por su
elevada toxicidad, alta persistencia y rápida acumulación por los organismos vivos. Sus efectos
tóxicos no se detectan fácilmente a corto plazo, aunque sí puede haber una incidencia muy
importante a mediano y largo plazo (Rosas, 2001). Los metales son difíciles de eliminar del
medio, puesto que los propios organismos los incorporan a su tejido y de éstos a sus depredadores,
en los que se acaban manifestándolo. La toxicidad de estos metales pesados es proporcional a la
facilidad de ser adsorbidos por los seres vivos, un metal disuelto en forma iónica puede absorberse
más fácilmente que estando en forma elemental, y si esta se halla reducida finamente aumentan las
posibilidades de su oxidación y retención por los diversos órganos (Rosas, 2001). El grado de
toxicidad potencial y la biodisponibilidad que un metal pesado presente en un ambiente dado
depende de factores que si bien están muy interrelacionados se han clasificado en dos grandes
grupos: a) factores bióticos y b) factores abióticos.
a) Factores bióticos. Son los organismos vivos que interactúan con otros seres vivos, se refieren a
la flora y fauna de un lugar y a sus interacciones. Para el caso de los metales, su comportamiento
no depende solo de parámetros físico-químicos, si no que se ve afectado por factores biológicos
que intervienen en la solubilización e insolubilización de elementos inorgánicos, alteración de
minerales y formación de depósitos (Berthelin, 1995; Garban, 1996; Dekov, 1997). La especiación
de un metal puede deberse a la acción ejercida de los microorganismos que juegan un papel
importante en la movilidad de los elementos tóxicos en el medio ambiente (Wood, 1974; Albert,
1990). Debido a la acción de algunas cepas bacterianas (mecanismos de detoxificación) o a la de
algunos organismos bentónicos detritívoros, pueden aparecer en el medio especies metálicas más o
menos móviles, tóxicas y bioasimilables para la biota en niveles tróficos superiores que las preexistentes (Rosas, 2001).
La insolubilización y acumulación de metales pesados puede asociarse con la
biodegradación de los ligandos orgánicos que forman los complejos órgano-metálicos solubles. El
metal puede ser precipitado como hidróxido y/o adsorbido por los microorganismos que, de
acuerdo a su tamaño, es la cantidad que retienen.
b) Factores abióticos. Todos los factores químico-físicos del ambiente son llamados factores
abióticos (de a, "sin", y bio, "vida). Para clasificar la exposición se va dividir a su vez los factores
abióticos en dos subgrupos:
- Factores inherentes al metal, entre los que se encuentran la naturaleza del metal, su
abundancia de disponibilidad en el medio, su estado molecular específico y su tiempo de
permanencia en el sistema.
La toxicidad depende en primer lugar de la propia naturaleza del metal y de su disponibilidad
en el ambiente. Atendiendo a estos dos factores Wood (1974), clasificó los metales en tres
categorías:
-
No críticos: Na, Mg, Ca, Fe, Mn, Al, K, S, Cl, Br, Li, P, Br, Rb, Sr y Si.
-
Tóxicos pero muy insolubles: Ti, Hf, Zr, W, Ta, Re, Ga, Os, Rh, Ir, Ru y Ba.
-
Muy tóxicos y relativamente disponibles: Be, Co, Ni, Cu, Zn, Sn, Cr, As, Se, Te, Pd, Ag,
Cd, Pt, Au, Hg, Tl, Pb, Sb y Bi.
Un tercer factor a tener en cuenta es el estado molecular que presente el metal. Al estar
sometidos a diferentes condiciones ambientales, los metales pesados pueden mostrar diversas
configuraciones. Sus diferentes formas químicas pueden suponer distintos grados de
bioasimilación o toxicidad. También el tiempo de residencia en el sistema influye en la toxicidad
del metal (Rosas, 2001).
- Factores físico-ambientales, principalmente el pH, potencial Redox, presencia de iones
inorgánicos, existencia de minerales de arcilla e hidróxidos metálicos, cantidad de materia
orgánica, temperatura, contenido de oxígeno, etc. Todos los factores inherentes al metal son
modificables por factores físico-químicos ambientales (Chapman, 1982; Murphy y Spigel, 1983).
El pH afecta a la especiación química ya a la movilidad de muchos metales pesados. Así, por
ejemplo, al aumentar progresivamente la concentración de iones hidroxilo, el Cd2+ forma
secuencialmente diferentes especies de hidroxilos.
Cd2+
CdOH+
Cd(OH)2
Cd(OH)3
Cd(OH)42-
Soluble
Soluble
Precipitado
Soluble
Soluble
Los demás metales pesados se comportan de forma similar. Los cambios de pH pueden
influir fuertemente en la adsorción o liberación de cationes por las sustancias orgánicas. (Rosas,
2001).
El potencial Redox influye sobre la especiación metálica, los equilibrios redox están
controlados por la actividad de electrones libres y los sedimentos están sometidos a unas
condiciones redox determinadas, que pueden afectar el estado de algunos metales. Así cuando los
sulfatos se reducen a sulfuros la tendencia es producir la precipitación de los metales (FeS2, HgS,
CdS, MnS y ZnS).
2.8 Criterios de Calidad de Sedimento
En México no existen normas para evaluar la calidad de sedimento, es por ello que se
utilizó el Criterio de Calidad de Sedimento que establecen Long y Morgan (1990); Persaud et al.
(1993), para estimar la calidad del sedimento de la presa A.L.R. Los criterios de calidad consisten
de sedimentos contaminados (LEL, Nivel de Efecto Bajo) y sedimentos altamente contaminados
(SEL, Nivel de Efecto Severo). Un sedimento se considera contaminado, de acuerdo al criterio que
se supere, si los dos criterios mencionados son superados, el impacto se considera severamente
afectado. Si sólo se supera el mínimo el impacto se considera moderado. En el presente trabajo
sólo se aplicó a los metales Cd, Cr, Cu, Mn, Pb y Zn; el Fe se tomó en porcentaje (%) por sus altos
valores en la naturaleza.