distribución de mercurio en agua y sedimento de una

XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y
Ambiental Cancún, México, 27 al 31 de octubre, 2002
DISTRIBUCIÓN DE MERCURIO EN AGUA Y SEDIMENTO DE UNA PRESA MEXICANA.
Pedro Avila-Pérez*
Instituto Nacional de Investigaciones Nucleares, Centro Nuclear “Dr. Nabor Carrillo Flores”
Departamento de Estudios del Ambiente.
Biólogo, Maestro en Ecología, Doctor en Ingeniería en Ciencias del Agua. Es jefe del
Departamento de Estudios del Ambiente del Instituto Nacional de Investigaciones
Nucleares, miembro del Sistema Nacional de Investigadores como investigador nacional
nivel I.Miembro del claustro académico de la Universidad Autónoma del Estado de México.
Experto del Organismo Internacional de Energía Atómica.
Graciela Zarazúa-Ortega
Instituto Nacional de Investigaciones Nucleares, Centro Nuclear “Dr. Nabor Carrillo Flores”, Departamento de Estudios
del Ambiente.
Icela Barceló-Quintal
Universidad Autónoma Metropolitana, Unidad Azcapotzalco, Departamento de Ciencias Básicas
Irma Rosas-Pérez
Universidad Nacional Autónoma de México, Centro de Ciencias de la Atmósfera
Carlos Díaz-Delgado
UAEM-Fac. de Ingeniería-CIRA
Anne Laure Bussy-Beaurain
Universidad Autónoma Metropolitana, Unidad Azcapotzalco, Departamento de Ciencias Básicas
Carretera México-Toluca Km 36.5, Salazar, Ocoyoacac, Estado de México, México. Tel. 53297236 Fax 53297332 email: [email protected].
RESUMEN
En este trabajo, se evaluó la concentración del mercurio en las fracciones soluble, particulada y total del agua y en los
sedimentos de fondo de la presa José Antonio Alzate en el Estado de México a través de la técnica de Análisis por
Activación Neutrónica con el objeto de evaluar la biodisponibilidad y distribución del mercurio el agua y en los
sedimentos. Se realizaron tres muestreos en tres diferentes fechas (secas frío, secas caliente y lluvias) de manera que
cubrieran por lo menos un ciclo hidrológico completo en la presa. Los resultados muestran que el mercurio, constituye un
problema significativo en la presa, debido a que supera los límites máximos permisibles recomendados por los criterios
ambientales nacionales en el agua y presentarse en niveles apreciables en los sedimentos. En el agua, el mercurio presentó
una distribución temporal, donde las mayores concentraciones se presentaron en la época de estiaje y las menores en la época
posterior a las lluvias como resultado de la dilución de los metales en el agua. La concentración del mercurio en los
sedimentos, evidencia la presencia de fenómenos de autodepuración en la presa, donde a partir de procesos de
sedimentación principalmente, los metales pesados son eliminados del agua, mejorando la calidad de ésta cuando sale
del embalse. El aporte constante de las descargas urbanas e industriales que recibe a partir del río Lerma, constituye el
principal problema de la presa Alzate.
Palabras Clave: Contaminación, mercurio, agua, sedimento, biodisponibilidad.
INTRODUCCION
Los metales pesados son considerados entre los contaminantes más problemáticos en los ecosistemas acuáticos, siendo una de
las razones la capacidad que tienen para formar complejos con la materia orgánica presente tanto en el agua como en los
sedimentos y por su fácil ingreso en los organismos, ya que la tendencia de estos elementos metálicos es la de fijarse en los
tejidos de los organismos expuestos (Avila, 1995). Los metales pesados en aguas naturales pueden existir en la forma de iones
libres, unidos a carbonatos solubles, sulfuros, hidróxidos, cloruros o sulfatos y como complejos solubles con ligandos
orgánicos (Chapman, 1992). La determinación de la concentración total de los metales en el ambiente acuático, no
proporciona información de las fracciones que se consideran tóxicas para los organismos; para ello es necesario evaluar las
fracciones disueltas y particuladas, a través de metodologías de especiación (Salomons, 1984).
Los metales pesados que son introducidos en un sistema acuático, generalmente son depositados a través de procesos de
precipitación y sedimentación en la capa de sedimento (Avila-Pérez et al., 1999; Rodríguez y Avila-Pérez, 1997). De tal
manera que el sedimento provee información sumamente valiosa de la historia de la calidad del cuerpo de agua (Baryshev et
al., 1995; Von Gunten et al., 1997).
Los compuestos de mercurio como el dimetilmercurio, son de particular interés debido a que frecuentemente son volátiles,
son rápidamente acumulados por las células y tóxicos al afectar el sistema nervioso central de las aves y mamíferos
principalmente. Aunque la estabilidad de los complejos metal-carbón en soluciones acuosas decrece desde el Ge (32) hasta el
Pb (82), el Hg (80) es capaz de formar uniones estables con el carbón, dando origen a verdaderos compuestos
organometálicos (Förstner y Wittmman, 1981; Morgan y Stumm, 1991; Raspor, 1991).
El presente trabajo está centrado en parte de la problemática ambiental que presenta la presa José Antonio Alzate, la
cual forma parte del sistema hidráulico del Curso Alto del río Lerma. A esta presa, llegan las descargas industriales y
municipales que arrastra el río Lerma desde su nacimiento y posterior paso por las ciudades de Toluca y Lerma, por lo
que es considerada junto con el río Lerma, uno de los cuerpos de agua más contaminados del Estado de México (SRH,
1990). Por lo tanto, el objetivo de este trabajo es evaluar la biodisponibilidad y distribución del mercurio mediante el
análisis del mercurio total en las fracciones soluble y particulada del agua y en los sedimentos de la presa J. A. Alzate.
MATERIALES Y METODOS
El estudio se realizó en 6 zonas de muestreo distribuidas estratégicamente en el cuerpo de la presa. Se realizaron tres
muestreos en tres diferentes fechas (secas frío, secas caliente y lluvias) de manera que cubrieran por lo menos un ciclo
hidrológico completo en la presa. La zona A es la entrada del agua del río Lerma a la presa, el cual presenta contaminantes de
tipo industrial y municipal. La zona B tiene poca profundidad, poco movimiento y se presume se acumula una mayor cantidad
de sedimentos. La zona C es la parte media de la presa y la de mayor actividad humana, donde existe un paso constante de
lanchas. En la zona D, llamada de transición, se mezclan aguas pluviales con las del río. La zona E está protegida de las aguas
del río, con aportes importantes de aguas pluviales y la zona F corresponde a la cortina de la presa. La época de secas frío,
comprende los meses de diciembre a febrero; la época de secas caliente, comprende los meses de marzo a mayo y la época de
lluvias comprende los meses de junio a noviembre en la presa J. A. Alzate.
Las muestras fueron tomadas por medio de una botella Van Dorn de acrílico y trasvasadas en frascos de polietileno
previamente lavados con detergente neutro, y ácido nítrico al 10% y colocadas en refrigeración (Cowgill, 1988). Una
vez en el laboratorio, las muestras de agua para la medición de metales totales fueron preservadas con ácido nítrico
ultrapuro en una proporción de 2 ml/L de agua y posteriormente se refrigeraron. Para metales solubles, las muestras de
agua se centrifugaron a 3000 rpm durante media hora, para separar el material particulado, posteriormente se filtraron a
través de un filtro de membrana de 0.45 µm de tamaño de poro y finalmente, el filtrado fue fijado con ácido nítrico
grado ultrapuro en una proporción de 2 ml/L y refrigerado (Maskarinec y Moody, 1988). Una alícuota del agua fue
congelada con nitrógeno líquido y liofilizada durante 120 horas, donde se concentró el agua desde 400 ml a 30 ml de
agua. Posteriormente, se tomó una alícuota de 1 ml del agua concentrada y se colocó en cápsulas de cuarzo para
determinar las concentraciones de Hg mediante la técnica de análisis por activación neutrónica.
Las muestras de sedimento se colectaron con un nucleador a 30 cm de profundidad para determinar metales totales. Los
sedimentos fueron colocados en bolsas de polietileno y bajo refrigeración, para su transporte al laboratorio. A partir de las
muestras colectadas, se seleccionaron muestras representativas por zona, las cuales fueron molidas en un mortero de ágata,
pasadas a través de la malla número 200 y homogeneizadas en un mezclador automático durante media hora.
Las muestras de agua y sedimento fueron analizadas mediante la técnica de análisis por activación neutrónica (NAA). El
equipo de activación neutrónica es un espectrómetro gamma con detector de Germanio hiperpuro, amplificador y fuente de
alto voltaje Camberra y una computadora personal y programa Maestro para el análisis de los espectros. Todas las muestras
fueron analizadas por triplicado, para obtener una buena precisión en el análisis. Las muestras fueron activadas en el reactor
nuclear Triga Mark III durante 20 horas a un flujo de neutrones térmicos de 9 x 1012 neutrones.cm-2.s-1; posteriormente, las
muestras se dejaron decaer durante 45 días y se contaron durante 1 hora. Para las determinaciones se utilizaron curvas de
patrones externos preparados a partir de reactivos grado ultrapuro y también se emplearon patrones certificados del
Organismo Internacional de Energía Atómica (OIEA) como el "Soil-7" y "Soil-5" y del Community Bureau of Standars
(CBS) como el CRM-0277 "Estuarine Sediments" para el control de calidad analítico de los resultados.
RESULTADOS Y DISCUSION
El mercurio en el agua, se presenta en un intervalo de concentración de 0.30 a 3.22 µg/L en el mes de abril, entre < 0.10
y 4.01 µg/L en el mes de enero y entre 0.11 y 2.07 µg/L en el mes de noviembre (Figuras 1, 2 y 3). Las concentraciones
de mercurio en relación con las fechas de muestreo en general se presentan: abril (secas caliente)> enero (secas frío)>
noviembre (lluvias). No parece existir una tendencia de distribución en las zonas de muestreo que se mantenga a lo
largo de las diferentes fechas de muestreo. En el muestreo de abril, las concentraciones se presentan: C> D> B> E> F>
A; en el mes de enero: A> F> B> C> E> D y para el mes de noviembre: B> D> F> A> C> E. Es importante señalar que
para todas las zonas y las diferentes fechas de muestreo, la mayor concentración de Hg se presenta en la fracción
particulada (69% en la fracción particulada por 31% en la fracción soluble) con excepción de la zona A para los meses
de enero y noviembre (62% en la fracción soluble por 38% en la fracción particulada).
b) Agua de profundidad media, Abril-96 (secas caliente)
a) Agua superficial, Abril-96 (secas caliente)
Mercurio en microgramos/L
Mercurio en microgramos/L
10
1
0.1
0.01
0.001
A
B
C
D
E
10
1
0.1
0.01
0.001
A
F
B
C
Fracción soluble
Fracción particulada
D
E
F
Zona
Zona
Fracción total
NMPFAAP
NMPPVA
Fracción soluble
Fracción particulada
Fracción total
NMPFAAP
NMPPVA
Figura 1. Distribución del mercurio en el agua del muestreo de Abril.
d) Agua de profundidad media, Enero-97 (secas frío)
10
Mercurio en microgramos/L
Mercurio en microgramos/L
c) Agua superficial, Enero-97 (secas frío)
1
0.1
0.01
0.001
A
B
C
D
E
10
1
0.1
0.01
0.001
A
F
B
C
Fracción soluble
Fracción particulada
Fracción total
D
E
F
Zona
Zona
NMPFAAP
NMPPVA
Fracción soluble
Figura 2. Distribución del mercurio en el agua del muestreo de Enero.
Fracción particulada
Fracción total
NMPFAAP
NMPPVA
f)Agua de profundidad media, Noviembre-97 (lluvias)
10
Mercurio en microgramos/L
Mercurio en microgramos/L
e) Agua superficial, Noviembre-97 (lluvias)
1
0.1
0.01
0.001
A
B
C
D
E
F
10
1
0.1
0.01
0.001
A
B
Zona
Fracción soluble
Fracción particulada
Fracción total
C
D
E
F
Zona
NMPFAAP
NMPPVA
Fracción soluble
Fracción particulada
Fracción total
NMPFAAP
NMPPVA
Figura 3. Distribución del mercurio en el agua del muestreo de Noviembre.
Esta asociación con material particulado de alguna manera es lógica, debido al carácter insoluble de la mayoría de las
especies químicas del mercurio, sin embargo es importante observar la mayor disponibilidad del mercurio en la zona A,
producto probablemente de una mayor acidificación en esta zona. Adicionalmente, se puede observar que las mayores
concentraciones en todas las fechas de muestreo y en todas las zonas de muestreo se presentan en la zona de
profundidad media, lo cual es reflejo del proceso de sedimentación en la columna de agua.
La fracción soluble del mercurio en el agua de todas las zonas y fechas de muestreo, supera hasta en 150 veces el nivel
máximo permisible para la protección de la vida acuática (SEDUE, 1989) que es de 0.01 µg/L, mientras que la fracción
total supera hasta en más de 550 veces dicho límite, lo cual representa un elevado nivel de riesgo de toxicidad por este
metal en la presa. Adicionalmente, el mercurio en el agua supera en la fracción total en más de 5 veces el nivel máximo
permisible para su uso como fuente de abastecimiento de agua potable (SEDUE, 1989), que es de 0.1 µg/L.
La distribución del mercurio en el agua del embalse, no tiene un comportamiento definido y es relativamente homogéneo; lo
anterior puede ser explicado bajo la base de que el mercurio se encuentra asociado principalmente, a la materia particulada
suspendida en la presa, la cual es mantenida en la columna de agua mediante procesos de resuspensión (Roses et al., 1975;
Förstner y Wittmann, 1981; Mantoura, 1981; Wallace et al., 1982). La asociación del mercurio con partículas, coloides y
compuestos orgánicos que presentan azufre incrementa el riesgo de transformación de la forma mineral a la orgánica, tal
como el metil-mercurio. A través de reacciones microbianas (Paquette y Helz, 1997), las formas orgánicas hacen que el metal
sea más tóxico para los organismos en el ecosistema. De acuerdo con Wang y Driscoll (1995), la formación de un fuerte
complejo acuoso con el azufre disuelto puede ser también un importante mecanismo que facilite la movilización del mercurio
de los sedimentos a la columna de agua.
El mercurio en el agua, presenta una distribución temporal, donde las mayores concentraciones fueron en la época de secas
caliente (abril) y las menores en la época posterior a las lluvias, en los meses de noviembre y enero (secas frío). Lo anterior
puede ser explicado con base en los volúmenes de almacenamiento del embalse, donde los menores volúmenes se presentan
de abril a junio por lo cual los metales se encuentran más concentrados en el agua, mientras que posteriormente en el mes de
noviembre el embalse se renueva con agua de lluvia produciendo en este mes y en enero una dilución de los metales en el
agua.
En general, las concentraciones de las fracciones suspendidas o particuladas fueron siempre mayores a las fracciones solubles
en todas las zonas, con excepción de la zona A, donde al parecer el carácter ácido de esta determina una mayor solubilidad de
los metales y por consiguiente una mayor concentración de los metales disueltos. Evidentemente, los parámetros
fisicoquímicos de la calidad del agua, determinan el comportamiento de los metales así como su posible toxicidad en el agua
de la presa.
El mercurio en los sedimentos, supera con excepción de las zonas D y F, los criterios MOE y de Thomas y Mudroch (Figura
4). Por otro lado, ninguna zona supera los criterios de la USEPA para sedimentos altamente contaminados y para su uso con
fines agrícolas. Con base en lo anterior y considerando la alta toxicidad de este elemento se puede afirmar que las zonas A, B,
C y E, tienen un riesgo significativo por las concentraciones presentes de mercurio en los sedimentos, aunque de acuerdo a los
criterios de la USEPA, estos sedimentos podrían ser utilizados con fines agrícolas. El Hg no presenta una distribución
homogénea, ya que claramente se observa un aumento en la concentración de este elemento en los sedimentos de las zonas A,
B y C y una disminución en las zonas D, E y F. Lo anterior refleja las contribuciones en la presa de estos elementos por parte
del río Lerma, la cual actúa con su capacidad de autodepuración en las primeras zonas al inicio del embalse, provocando una
disminución en la concentración de este elemento a la salida de la presa J. A. Alzate.
Concentración de mercurio en los
sedimentos
0.6
0.5
mg/Kg
0.4
0.3
0.2
0.1
0
Hg
A
B
C
D
E
F
Figura 4. Concentración de mercurio en los sedimentos.
El mercurio aparece en altas concentraciones en el agua y en los sedimentos, probablemente debido a dos razones: (a) natural:
producto del aporte de mercurio procedente de minerales tal como el cinabrio y de suelos mercuroferrosos y (b)
antropogénica: producto de contribuciones de las descargas industriales o por la lixiviación de pesticidas organomercuriales
que en algún tiempo, fueron utilizados en los campos agrícolas aledaños al embalse (Avila-Pérez et al., 1999).
Es importante mencionar que bajo ciertas condiciones del embalse, es posible que el mercurio sea liberado del sedimento y de
la fracción particulada hacia la fracción soluble, quedando biodisponible para la biota. Estos procesos pueden ocurrir debido
a cambios en el pH de la presa, producto del ingreso en grandes concentraciones de descargas residuales ácidas, o a la
remoción del sedimento sin llevar a cabo los procedimientos adecuados para ello, principalmente (Förstner y Wittmman,
1981).
CONCLUSIONES.
•
La distribución espacial del mercurio en el agua y en los sedimentos de la presa J. A. Alzate, mostró un claro decremento
en su concentración desde la entrada hasta la salida de la presa, donde a partir de procesos de sedimentación por la
formación de sulfuros principalmente, este metal es movilizado del agua al sedimento, mejorando la calidad del
agua que sale del embalse.
•
En el agua, el mercurio presentó una distribución temporal, donde las mayores concentraciones se presentaron en la
época de estiaje y las menores en la época posterior a las lluvias como resultado de la dilución de los metales en el agua.
•
En general, las concentraciones de las fracciones suspendidas o particuladas del Hg (66%), fueron siempre mayores a las
fracciones solubles en todas las zonas, con excepción de la zona A, donde al parecer el carácter ácido de la zona
determina una mayor solubilidad de los metales y por consiguiente, una mayor concentración de los metales disueltos.
•
Por lo anterior, es posible indicar que el mercurio en el agua se encuentra poco biodisponible.
•
El mercurio se considera un elemento contaminante en la presa, debido a que se presentó en altas concentraciones en el
agua y sedimento. En el agua, el mercurio en la fracción soluble o biodisponible supera hasta en 150 veces el nivel
máximo permitido para la protección de la vida acuática.
•
El mercurio en los sedimentos, en general, no superan los criterios establecidos por la USEPA (1975), para sedimentos
altamente contaminados y para su empleo en suelos agrícolas (Barceló, 2000).
REFERENCIAS
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