3. ANTECEDENTES 3.1 Introducción En pequeñas cantidades

3. ANTECEDENTES
3.1 Introducción
En pequeñas cantidades muchos metales son nutrientes necesarios para la vida acuática y
humana, pero en concentraciones superiores a las necesarias pueden llegar a ser tóxicos
(Manaham, 2007). Aunque son elementos naturales que se pueden encontrar en ambientes
donde no hayan existido impactos ambientales, su presencia en las aguas y su acumulación
depende del tipo de sedimento o rocas presentes en toda la cuenca (Araya, 2006). Debido a la
contaminación del agua y sedimentos por sustancias químicas como pesticidas y metales en
las últimas décadas los estudios de calidad de las cuencas hidrográficas han adquirido gran
interés, dado el incremento de la población en sus riberas, el creciente grado de
industrialización y los aportes del sector primario que se presenta (Araya, 2006).
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, conociendo
que dentro de los contaminantes más tóxicos prioritarios enumerados por la Organización
Mundial de la Salud (OMS) y el Registro Internacional de Sustancias Potencialmente Toxicas
(IRRPTC), se encuentran los metales y su interés se centra en el arsénico (Hernández-Pañalver
et al, 1999).
El arsénico ha estado entre nosotros durante miles de años, pero solo hace décadas
entidades como la Environmental Protection Agency (EPA) y gobiernos de países se han
interesado en este elemento debido a sus comprobados efectos nocivos para la salud (Herane,
2007). Su aporte al ciclo hidrológico procede de diversas fuentes, siendo una de ellas de origen
litogénico o geoquímico a partir de los minerales que por causas de erosión, lluvias, etc, son
arrastradas al agua (Lillo, 2007).
La presencia de arsénico en el ambiente ha sido muy notoria en diversos países como
Argentina, Brasil, Chile, China, Estados Unidos, Hungría, Japón, Vietnam, India, México y
Taiwán en donde la ingesta de
arsénico en elevadas concentraciones a largo plazo,
principalmente el agua contaminada ha causado grandes daños a la salud como: “La
enfermedad del pie negro” en Taiwán, en Bangladesh , al oeste de Bengala en la India, donde
las personas que viven en esas regiones han presentado cáncer de piel. Solamente en China
y México las elevadas concentraciones de arsénico encontradas en el ambiente han sido
derivadas de una acción antropogénica, como son las actividades mineras y la quema de
carbón respectivamente (Galetovic y De Fernicola, 2003).
4
En México se han encontrado niveles altos de arsénico en diferentes acuíferos granulares
del centro y noroeste de la república
y en el agua subterránea de varias regiones como
Zimapán, Hidalgo , Tlamacazapa, Guerrero, Mexticacán, Teocaltiche y San Juan de los Lagos,
en el estado de Jalisco, la Comarca Lagunera , zonas mineras de San Antonio-El Triunfo en
Baja California y Santa María de la Paz en San Luis Potosí, así como en áreas geotermales de
Michoacán (Los Azufres) y Puebla (Acoculco y Los Humeros) (Espino-Valdés et al, 2009).
El arsénico fue clasificado por la International Agency for Research on Cancer (IARC),
como un agente carcinogénico para humanos. La Organización Mundial de la Salud (OMS)
recomienda un valor orientador para agua de bebida de 10 mg As/L. Por su parte la
Environmental Protection Agency (EPA), considerando estimativas de riesgo realizadas
utilizando modelos estadísticos basados en observaciones en humanos y extrapolando los
datos para concentraciones inferiores a 50 µg/L, redujó el valor guía para arsénico en el agua
potable de 50 µg/L para 10 µg/L (Galetovic y De Fernicola, 2003).
3.2 Características químicas del arsénico y su concentración en el ambiente
Arsénico (As), elemento químico numero 33 de la tabla periódica se encuentra en casi toda
las faz de la tierra, su peso atómico es de 74.922 (Herane, 2007). La química del arsénico es
muy similar a la del fosfato (Manaham, 2007) es muy común en la atmosfera, en rocas y
suelos (ASTDR, 2005), en forma de diferentes compuestos orgánicos e inorgánicos (AragonésSanz, 2001). Se ha clasificado químicamente como un metaloide, por poseer propiedades tanto
de un no metal como de elemento metálico; sin embargo, se refiere comúnmente como un
metal (Lillo, 2007).
Los estados de oxidación más comunes del arsénico son -3, 0, +3 y +5. De estos, el AS0 y
As+3 son característicos de ambientes reductores. Los aniones AS0, ASO4-3, HAsO4-2 y H2As0+3
son las formas móviles más comunes del arsénico, si bien la movilidad de éste en el suelo es
proporcional a la cantidad de arsénico existente e inversamente proporcional al tiempo y a los
contenidos de óxidos hidratados de hierro y aluminio (Kabata y Pendias, 1992).
La toxicidad del As depende de su valencia (trivalente o pentavalente) o sus combinaciones,
presentan mayor o menor riesgo para la salud humana (Galvão y Corey, 1987). En los
mamíferos, los arsenicales trivalentes son al menos 100 veces más tóxicos que los derivados
pentavalentes. La toxicidad del arsenito As+3 se debe a su unión a los grupos sulfhídrilo de las
proteínas, en cambio el arsenito As+5 se debe a que actúa como análogo tóxico del fosfato para
actividades de transporte y de fosforación enzimática, lo que impide la síntesis del ATP
(Cervantes y Moreno, 1999).
La combinación del arsénico con otros compuestos químicos
altera mayormente su
toxicidad, principalmente con el hidrógeno forma la arsina un gas extremadamente tóxico
(Galvão y Corey, 1987).
Los compuestos con arsénico han sido empleados como plaguicidas y herbicidas en la
agricultura, conservadores de madera, aditivos alimenticios para ganado, en la industria del
vidrio y la cerámica, en aleaciones de cobre y plomo, inclusive en algunos medicamentos
antiparasitarios.
La combustión de carbón y la fundición de metales son las principales fuentes de arsénico
en el aire (Maldonado-Vega, 2009), el cual es uno de los pocos elementos disponibles con un
9.9999% de pureza (Herane, 2007).
El As en la naturaleza se encuentra distribuido en una variedad de minerales formando por
lo común sales de Cu, Ni, Fe óxidos y sulfuros (Cervantes y Moreno, 1999) como orpimenta
(As4S6) y arsenopirita (FeAsS) (Espino-Valdés et al, 2009). No puede ser destruido en el
ambiente, solamente puede cambiar de forma o puede adherirse o separarse de partículas
(ASTDR, 2005). Su origen es debido a fenómenos naturales como erupciones volcánicas,
meteoritos, etc., estas partículas pueden pasar al suelo de forma directa, por deposición, o bien
de manera indirecta previa absorción por parte de las partes aéreas de la cubierta vegetal del
suelo, que ejerce un papel de filtro que retrasa la depositación de estas partículas (Sierra,
2005).
Las concentraciones de As en aguas oceánicas presentan valores muy bajos próximos a
0.001-0.008 mg/L (Galvão y Corey, 1987), en aguas superficiales la concentración varía entre
0.1 y 1 mg/L (Martínez, 2001). En el suelo está presente en una concentración promedio de 2
mg/kg y en los alimentos se presenta cerca de 1 mg/kg o menos (Galvão y Corey, 1987).
3.3 Características de los sedimentos
Los sedimentos son materiales que se acumulan en el fondo de cuencas hidrográficas,
los depósitos pueden ser de origen detrítico, químico u orgánico, resultante de la erosión de
rocas, precipitaciones de elementos en el agua o acumulación de materia orgánica y que son
depositados cuando disminuye la energía del fluido que los transporta (agua o viento).
La composición del
sedimento depende de los materiales que le dieron origen por
procesos de meteorización u otros directamente influenciados por el hombre (Araya, 2006).
Los sedimentos naturales son mezclas de varias fases, normalmente de residuos de la
erosión de arcillas y otros aluminosilicatos de hierro e
hidróxidos de aluminio y sulfuros,
también
por
sustancias
producidas
por
la
actividad
biológica,
ya
sea
orgánica
(microorganismos, detritus y sustancias húmicas) o inorgánica (carbonatos, silica, y fosfatos)
(Araya, 2006). La composición original puede transformarse de varias formas después de la
depositación del sedimento por procesos de diagénesis, litificación y metamorfosis. Pueden
encontrarse en dos formas: sedimentos en suspensión,
los cuales están constituidos por
partículas mas finas mantenidas en suspensión por los remolinos de la corriente y sólo se
asientan cuando la velocidad de la corriente disminuye; y los sedimentos depositados, que en
general están constituidos por partículas de mayor tamaño que se depositarán por la fuerza de
gravedad (Araya, 2006).
El tamaño del material particulado de los sedimentos es un parámetro importante ya
que los metales pesados están asociados a la partículas pequeñas de estos, las arcillas, que
poseen carga negativa en la superficie, y debido a su gran área superficial con relación a su
volumen son altamente reactivas y pueden intercambiar cationes, y a partículas mayores como
las arenas que tienen un diámetro que varía entre 2 y 0.05 mm (Manaham, 2007).
3.4 Presencia de arsénico en agua y sedimento
El arsénico puede encontrarse en el agua en forma natural (Galvão y Corey, 1987), por
ejemplo debido al ascenso de fluidos magmáticos e hidrotermales, desorción y disolución con
arsénico (Fernández et al., 2005) como también en rocas sedimentarias y rocas volcánicas
(Castro, 1999) por
procesos de erosión y vulcanismo, pero generalmente proviene de
desechos industriales (Galvão y Corey, 1987). Cualquiera que sea su origen la contaminación
por arsénico sucede naturalmente en el suelo y en minerales, por lo tanto puede entrar al aire,
al agua y al suelo en polvo que levanta el viento (Maldonado-Vega, 2009).
Por otro lado, los estados de oxidación del arsénico y su facilidad de formar oxianiones
permite que muchos compuestos comunes de arsénico puedan disolverse en agua (MaldonadoVega, 2009). Particularmente la movilización del arsénico hacia el agua se ve favorecida por su
desorción a partir de óxidos de hierro y de metales que se presentan en los acuíferos poco
profundos que subyacen grandes regiones aluviales (Espino-Valdés et al, 2009). Sin embargo,
tanto en acuíferos profundos como someros se ha encontrado elevadas concentraciones de
arsénico, por lo que la profundidad de agua subterránea no parece ser un indicador de la
susceptibilidad a su movilización de las características geoquímicas e hidrológicas
prevalecientes (Espino-Valdés et al, 2009). En aguas naturales el arsénico presenta como
especie disuelta, en dos estados de oxidación, arsénico trivalente As+3 y arsénico pentavalente
As+5 y con menos frecuencia como As0, As-1 y As-2 (Lillo, 2007).
El comportamiento ambiental del arsénico dentro del sedimento está condicionada
básicamente por las condiciones redox y el pH (Pinzón, 1999), donde prevalecen condiciones
oxidantes, el arsénico está disuelto en el agua sobre todo en forma de As+5 con pH neutros o
tendiente a la alcalinidad, siendo la especie predominante HAsP4 para pH<6.9 y HAsO4-2. En
aguas subterráneas con condiciones reductoras, el pH suele estar cerca de la neutralidad y el
arsénico está mayoritariamente en su forma más tóxica As+3, y la especie disuelta dominante
es H3AsO3 para pH <9.2 (Fernández et al., 2005).
Las elevadas concentraciones de arsénico en el agua potable registradas a nivel
mundial son de
origen natural, es decir, están relacionadas con algunos de los diversos
procesos geológicos como los casos que se presentan en la región norte y centro de Argentina
y Chile (Fernández et al., 2005).
Según Gibbs (1973), hay cinco mecanismos principales para la acumulación del arsénico en
los sedimentos:
a) Adsorción sobre sustancias de grano fino
b) Precipitación de compuestos metálicos
c) Coprecipitación de metales mediante entrampamiento por hidróxidos de Fe, óxidos de
Mn y carbonatos
d) Asociación con moléculas orgánicas
e) Incorporación en minerales cristalinos
Los sedimentos pueden actuar como portadores y posibles fuentes de contaminación,
debido que los metales pesados no se quedan permanentemente y pueden ser liberados a la
columna de agua por cambios en las condiciones ambientales tales como pH, potencial redox,
oxigeno disuelto o la presencia de quelatos orgánicos (Förstner and Westrich, 1987). Sin
embargo, en el sedimento gran parte del arsénico natural presente se ha visto incrementando
por la interferencia del hombre, especialmente por las industrias de Cobre, Plomo, Zinc y la
agricultura (Herane, 2007).
3.5 Interacción agua-fase sólida: movilización y retención de arsénico
Hay tres factores que intervienen en el lento intercambio químico de una especie
química; en particular se puede identificar:
1.- EL movimiento a través del límite de la capa líquida a través del agua intersticial
dentro del sedimento; está limitada por la lentitud del proceso de difusión.
2.- Las especies químicas pueden estar fuertemente confinadas dentro del sedimento.
3.- Podría ser una barrera química entre el límite de la columna de agua y el sedimento.
En muchas sustancias, los factores 1 y 3 pueden ser más importantes que el factor 2, en
especial para el caso de los sedimentos de los lagos (Pinzón, 1999). Se han estudiado un
número de sustancias, entre las que se encuentran muchos contaminantes peligrosos como
pesticidas y metales pesados, los que desaparecen rápidamente de la columna de agua en el
sedimento, donde presenta una gran persistencia (Lee, 1990).
Aunque no se conoce el mecanismo detallado de la movilización del arsénico, en los
acuíferos sedimentarios se ha confirmado que las condiciones anaerobias (Espino-Valdés et al,
2009), entre el sedimento inalterado y la columna de agua es por lo general poco y lento (Lee,
1990), favoreciendo la disolución de minerales, principalmente sulfuros que contienen arsénico
(Espino-Valdés et al, 2009). El
intercambio entre sedimentos inalterados y el agua están
restringidos a una profundidad de entre 5 y 10 cm, antes que una liberación química, lo que
usualmente se hace es controlar el intercambio de sedimento-agua (Lee, 1990).
Existen dos categorías fundamentales de procesos geoquímicos de interacción agua-fase
sólida que controlan la movilización del arsénico en el agua: 1) Reacciones de adsorción y 2)
Reacciones de precipitación-disolución de la fase sólida (Lillo, 2007), además de factores que
están controlados por el pH, y las condiciones redox (Fernández et al., 2005), por ejemplo a pH
ácido, inferior a 5, aumenta su movilidad y disponibilidad ya que aumenta la solubilidad de los
óxidos de hierro y aluminio, por lo que se libera el arsénico retenido en ellos (Sierra, 2005).
3.6 Adsorción/ desorción de arsénico en la fase sólida
Los procesos de interacción de los metales con los sedimentos son muy complejos, y el
sistema sedimento-agua tiene relevancia en las diferentes reacciones químicas de los metales,
como los equilibrios de adsorción y desorción, además para los procesos pro-biótico (Lillo,
2007).
En el caso del arsénico, suele encontrarse en las aguas en dos estados de valencia:
Arsenito As+3 y Arsenato As+5. La fuerza de adsorción de estas especies arsenicales por las
superficies de la fase sólida, dependerá en gran parte de las diferencias de carga entre las
especies acuosas y la fase sólida (Lillo, 2007). Tanto arsenito como arsenato son absorbidos en
la superficie de una gran variedad de materiales presentes en el medio como son los óxidos de
metales, sobre todo de hierro, manganeso y aluminio (Lillo, 2007). Las tecnologías usuales para
remoción de este contaminante son coagulación-filtración, intercambio iónico, adsorción en
alúmina activada y osmosis inversa, cada una de ellas tiene alta eficiencia y limitaciones (Rivera
y Piña, 1999). Las eficiencias de remoción para As+5 son mucho mejores que la remoción de
As+3, debido a sus propiedades eléctricas (Rivera y Piña, 1999).
3.7 Normalización
Aunque la mayor parte de las técnicas actuales de evaluación ambiental son diseñadas
para proveer datos sobre el estado o tendencias de indicadores ecológicos tales como metales,
algunas son deficientes en su capacidad para distinguir entre los cambios naturales y los
inducidos por el hombre. Un potencial indicador de un ingreso antropogénico en los sedimentos
es la presencia de concentraciones enriquecidas o más altas de metales que las
concentraciones naturales (Summers et al., 1996).
Las diferencias en la composición del sedimento como es la distribución del tamaño de
partícula y mineralogía, afectan la concentración natural de metales (Loring, 1991). Se ha
utilizado un enfoque geoquímico para compensar la alta variabilidad de los metales en
sedimentos, y para detectar y cuantificar la contaminación antropogénica (Summers et al.,
1996). Este enfoque está basado en un procedimiento que implica la normalización matemática
de las concentraciones de metales y las concentraciones de un elemento proxy para los
cambios mineralógicos y tamaño de partícula en los sedimentos (Loring, 1991).
Las concentraciones tanto de Fe como de Al han sido utilizadas exitosamente para
normalizar concentraciones de metales debido a que tienen las siguientes características:
a) Están entre los elementos más abundantes de la corteza terrestre.
b) La proporción de las concentraciones de metales con respecto a las concentraciones
de Al o Fe son relativamente constantes en la corteza terrestre.
c) Tanto el Al como el Fe, no tienen una fuente antropogénica significante (Velinsky et
al., 1994).
La ventaja de utilizar Al como un factor de normalización en lugar del Fe, es que está más
firmemente asociado con la fracción aluminosilicato que es la fase portadora de los metales
dominantes en el sedimento. El Al es altamente refractario y su concentración generalmente no
es influenciada por las fuentes antropogénicas (Scropp y Windom, 1988).
3.8 Índice de geoacumulación
Se dice que un suelo está contaminado cuando
ha superado su capacidad de
amortiguación para una o varias sustancias, de manera que un nuevo aporte de una de ellas
produce un efecto dañino reconocible en la estructura, composición o funcionamiento del
ecosistema (Sierra, 2005).
Para estimar la intensidad de contaminación en los sedimentos Muller (1979), definió el
Índice de Geoacumulación (Igeo), el cual ha sido utilizado desde finales de los sesentas y se ha
empleado extensamente en estudios europeos en la determinación de metales en los
sedimentos, principalmente aluminio, sucesivamente se ha aplicado en la determinación de
contaminación del suelo (Yaquin et al., 2007).
El Igeo permite comparar el grado de contaminación actual y pre-industrial, el cual se
determina mediante el logaritmo natural de un metal ya conocido presente en la corteza
terrestre (background), multiplicado por el valor actual del metal de interés a estudiar, todo esto
divido entre 1.5 que es una constante que permite analizar fluctuaciones naturales en el
contenido de una sustancia dada en el ambiente y detectar influencias antropogénicas muy
pequeñas (Yaquin et al., 2007).
El Igeo clasifica los sedimentos en 7 grados o clases: no contaminados, no contaminado a
moderadamente
contaminado,
contaminado,
moderadamente
contaminado,
moderado
a
altamente
altamente a extremadamente contaminado y extremadamente contaminado
(Yaquin et al., 2007). A esta última categoría pueden adscribirse de forma provisional, y por un
plazo de tiempo determinado aquellos suelos en los que sea precisa la realización de estudios
complementarios para determinar el nivel de contaminación (Sierra, 2005).
3.9 Arsénico y toxicidad
En los últimos años ha sido muy común escuchar acerca de intoxicaciones por metales
y sus efectos contra la salud, tomando en cuenta que el contenido de los metales en la corteza
terrestre es inferior a
0.1% y en general, se encuentran en
minerales, suelo y agua, a
concentraciones usualmente bajas. Sin embargo las actividades antropogénicas han
aumentado sus concentraciones en el ambiente (Maldonado-Vega, 2009).
En la naturaleza, el arsénico se encuentra libre y combinado en una gran número de
minerales, generalmente en forma pentavalente (Albert, 2005), el cual es 5-10 veces menos
toxico que el trivalente (Maldonado-Vega, 2009).
La toxicidad de un compuesto con arsénico para los humanos depende en gran medida
de su forma química, diferenciándose
dos grupos de compuestos: los inorgánicos y los
orgánicos. (Aragonés-Sanz, 2001), donde los derivados orgánicos son menos tóxicos que los
inorgánicos (Maldonado-Vega, 2009) y comúnmente se encuentran sobre todo en los alimentos
(Aragonés-Sanz, 2001). La mayor parte del arsénico inorgánico adsorbido es eliminado por la
orina principalmente como acido dimetilarsínico (acido cocodilico).
El arsénico y sus compuestos se introducen al organismo principalmente por (Galvão y
Corey, 1987):
a) Inhalación de polvos en el aire contaminado, que en el pulmón se absorbe en
una proporción de 50% de lo inhalado.
b) Ingestión, en donde el sistema gastrointestinal absorbe en promedio 80% del
arsénico; esta cantidad es variable según las características del compuesto y del
individuo.
c) Absorción a través de la piel, aunque no se tienen datos cuantitativos de la
capacidad de absorción aunque si un ser humano ingiere una gran cantidad de
arsénico, en una forma que se adsorba fácilmente, puede provocar un
envenenamiento rápido y la muerte. El intestino, el corazón y el sistema nervioso
se ven afectados (Aragonés-Sanz, 2001).
Por medio de numerosos estudios se sabe que una exposición a largo plazo causa
lesiones características en la piel principalmente en el tronco y las extremidades (Shannon y
Strayer, 1989) o la aparición de manchas de pigmentación en la piel, así como cáncer de piel,
pulmón, vejiga o riñón (Aragonés-Sanz, 2001).
Son numerosos los efectos producidos por una intoxicación por arsénico, pero se
pueden resumir de la siguiente manera (Galetivic y De Fernicola, 2003):
a)
Efectos
gastrointestinales:
El
arsénico
produce
una
directa
irritación
gastrointestinal, pero el mayor daño es la absorción de arsénico que se realiza en la
sub mucosa capilar. Algunos de los efectos producidos son vómitos, nauseas, dolor
abdominal y diarrea.
b)
Efectos respiratorios: Este tipo de efectos se produce cuando el contacto se
produce mediante la inhalación, algunos de los efectos puede incluir: tos crónica y
dolor de garganta. Pero los efectos
crónicos
de
tipo de intoxicación genera
hemorragias alveolares y edemas pulmonares.
c)
Efectos dermatológicos: Los efectos del arsénico en la piel suelen ser los más
notorios, ya que es donde se produce el mayor contacto y, por lo tanto, la mayor
acumulación en el organismo. Los efectos en la piel pueden ser desde la inflamación
hasta casos más extremos de hiperpigmentación, pérdida de cabello y cáncer.
d)
Efectos hepáticos: Cuando el hígado tiende la acumulación de arsénico, los
efectos que se pueden generar son: cirrosis, hipertensión y neoplasia hepática.
e)
Efectos renales: Los riñones, de la misma forma que el hígado, pueden acumular
arsénico frente a repentinas exposiciones. Este sistema es la mejor ruta de excreción
de arsénico del organismo pero también es donde se produce la transformación del
arsénico a su forma más tóxico, desde As+5 a As+3. Como otros órganos del cuerpo el
arsénico tiende a producir modificaciones a nivel celular. Una de las principales
formas en que se puede detectar una acumulación del arsénico en los riñones es una
deshidratación acelerada y, finalmente produciendo una total falla renal
f)
Efectos cardiovasculares: Básicamente los efectos que produce el arsénico se
manifiestan como efectos en miocardio, lo que finalmente genera taquicardias.
g)
Efectos neurológicos: El arsénico en este caso ataca al área sensorial y motor,
pero además puede dañar el sistema nervioso central, produciendo efectos tales
como: disminución de la concentración, depresión y ansiedad.
h)
Efectos mutagénicos: Este tipo de efecto se relaciona con la alteración del
material genético (ADN), identificando como variaciones en la estructura o numero de
cromosomas. El arsénico en su forma trivalente es mucho más genotóxico que en su
forma pentavalente
i)
Efectos reproductivos: Se ha detectado que la fuente de contaminación es a
través de la placenta, esto produce o induce malformaciones de todo tipo.
j)
Efectos cancerígenos: Los casos más comunes de cáncer producidos por
arsenicísmo, son el cáncer a la piel, pero también se puede presentar cáncer en la
lengua, al pulmón, al riñón, hígado e incluso producir leucemia.
Debido a los problemas de salud antes mencionados se ha, modificado la Norma Oficial
Mexicana NOM-127-SSA1-1994 en cuanto a la concentración máxima permisible de arsénico
en el agua potable. Esta modificación programa una disminución anual de 0.005 mg/L,
partiendo de un valor de 0.05 mg/L en el año 2000 hasta alcanzar 0.025 mg/l en el 2005
(Galetovic y De Fernicola, 2003).
3.10 Criterios de calidad de sedimento
En México no existen criterio alguno a la norma que regule la calidad ambiental de
arsénico en el sedimento, a pesar que en el sedimento se tiende a acumular un gran número
de contaminantes, principalmente metales (Shea, 1998), por lo que a menudo se ocurre a la
evaluación ambiental comparando los niveles de contaminantes con estándares o valores de
referencia internacionales, empero no todos se ajustan a las condiciones locales prevalecientes
en cuencas prioritarias o carece de valores de referencia para determinados contaminantes
(Amezcua y Gonzales, 2007).
Debido a esto, los resultados obtenidos en el presente estudio se compararon con los
Criterios de Calidad para metales en sedimentos contaminados (LEL, Nivel de Efecto Bajo) y
sedimentos altamente contaminados (SEL, Nivel de Efecto Severo) considerados muy tóxicos
para la vida acuática, reportados por Long y Morgan (1990) y Persaud et al. (1993). Si el LEL es
excedido, el metal puede impactar moderadamente la salud de la biota; mientras que si el SEL
es excedido, el metal puede impactar severamente la salud de la biota (Bibi et al., 2007).