EVALUACIÓN DEL CONTENIDO DE METALES PESADOS EN AGUA PARA CONSUMO HUMANO EN LA CIUDAD DE TEPIC

EVALUACIÓN DEL CONTENIDO DE METALES PESADOS EN AGUA PARA CONSUMO HUMANO EN LA CIUDAD DE TEPIC

Hermilio Hernández Ayón (CV)
Universidad Autónoma de Nayarit

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5. DISCUSIÓN

En los resultados se observan dos elementos que destacan como potencialmente peligrosos (Pb y As). De las 21 plantas envasadoras, 10 de ellas muestran una concentración de Pb fuera del LMP (Figuras 5, 11, 15, 17, 19, 25, 29, 31, 35 y 39). Dos plantas presentaron, en dos diferentes meses, concentraciones superiores al LMP (Figuras 13 y 15), y solo una planta de agua presentó concentraciones mayores al LMP en tres meses diferentes de muestreo (Figura 25). En otras palabras, el 61.9% de las plantas reporta al menos una concentración de Pb fuera LMP (<0.02 mgL-1) estipulado por la NOM de referencia con un rango para todas las muestras analizadas que va desde nd a 0.061 mgL-1, lo cual resulta de interés desde el punto de vista de la de la vigilancia y regulación sanitaria. En este marco, las plantas consideradas de mayor riesgo  respecto del Pb, y en orden de importancia son PESO, FISO y CISE (Figuras 33, 27 y 41), las cuales se ubican al suroeste y sureste de la Ciudad de Tepic, respectivamente.

El Pb se encuentra ampliamente distribuido en la corteza terrestre, en mayor cantidad en los estratos profundos y en menor en la superficie. Normalmente los acuíferos tienen pequeñas cantidades que las plantas absorben a través de la raíz y que a su vez los animales ingieren como alimento, lo que explica la presencia del Pb en los seres vivos (Legaspi, 1995). Es mas frecuente en zonas urbanas que rurales y la vía de contaminación hacia la población puede ocurrir desde su origen, pero también durante su tratamiento o distribución. Asimismo, se sabe que la concentración de Pb aumenta en medios donde el agua es blanda y ácida, es decir, si el agua es alcalina disminuye la concentración de Pb debido a que los metales pesados tienden a precipitarse en medios alcalinos (Romieu et al., 1995). No se metaboliza, sino que se absorbe, se distribuye y elimina directamente en cantidades que dependen tanto de su forma física y química, como de las características fisiológicas de la persona expuesta (Palazuelos, 1995). Por ello este elemento mantiene muy preocupados por igual a los científicos y a la opinión pública, ya que no tiene olor ni sabor, además de que no se degrada cuando es puro, solo en forma de compuesto por la acción de los rayos solares, el aire o el agua, donde fácilmente se adhiere a partículas del suelo y luego es frecuentemente transportado a mantos freáticos. Tiene un sinnúmero de aplicaciones en materiales, objetos y utensilios de uso cotidiano, ya que es un metal blando, dúctil, maleable y resistente a la corrosión, pero sobretodo se usa como proveedor de octanaje para gasolinas, fuente principal de emisión de Pb a la atmósfera (Pérez y Peña, 1995). En países como México, Perú y Honduras se usa además en pinturas, barnices y juguetes (Lacasaña y Aguilar, 2002).

La exposición al Pb puede ocasionar daños a casi todos los órganos del sistema y se manifiesta aparentemente en el sistema homosintetizador, el sistema nervioso central, el sistema neuromuscular motor y vegetativo y en el sistema urinario. En algunas personas expuestas, puede aparecer palidez dérmica y peribucal. Sobre todo en aquellas personas con escasa higiene bucal, puede observarse una línea negro-azulada en el borde dentario de la gingiva. En otras, puede presentarse el cólico saturnínico con síntomas como náuseas, vómito y diarrea, dolor abdominal intenso, mientras que los efectos en el sistema nervioso pueden ocasionar insomnio ocasional, cefalea e irritabilidad, entre otros (Legaspi, 1995; EPA, 2000; Lacasaña y Aguilar, 2002).

No en todos los casos de intoxicación por Pb se requiere tratamiento médico ya que, en algunos casos, la excreción del metal se da en forma espontánea y rápida dado que es un metabolito. El tratamiento más común que se conoce en casos de intoxicación por Pb, es el quelante etilendiaminotetracético calcio disódico (EDTA Ca Na2), creado para este fin en 1952 (Frumkin, 1995). Por ello la EPA ha prohibido el uso de gasolinas con Pb y ha establecido una cantidad límite de Pb en agua de 15 µgL-1, cantidad incluso menor a la contemplada por la NOM (Pb<0.02 mgL-1). En el mismo sentido, el Departamento de Salud y Servicios Humanos (DHHS) de los EU, a pesar de que no clasifica en forma decisiva al Pb como elemento carcinógeno en seres humanos, sí predice, basado en estudios con animales, que el acetato de Pb y el fosfato de Pb son carcinogénicos. De igual forma y derivado de trastornos recientes, el Centro para la Prevención y Control de Enfermedades (CDC) de los EU, considera que 10 µgdL-1 de sangre en niños es un nivel alto de Pb que merece atención médica. Otros autores mencionan que existe relación entre bajas concentraciones de Pb en sangre y la presión arterial del individuo expuesto (Hu, 1995). No obstante lo anterior, se presupone que las concentraciones que sobrepasaron el LMP, obedecen más bien a las características de los equipos, tuberías y depósitos que utilizan las diversas plantas, ya que el Pb proviene principalmente de actividades mineras, manufactureras y de la quema de combustibles (ATSDR, 1999).

Respecto del análisis estadístico de los datos recabados (Tablas 2 y 3), solo en tres plantas de agua, el promedio del contenido de Pb resultante de las cuatro repeticiones realizadas supera el LMP (FISO, DESO y PESO), las cuales se ubican ambas al suroeste de la Ciudad (Figuras 27, 31, 33 y Tabla 2). Dichas plantas, por ser de las primeras en instalarse, cuentan con su propio pozo de abastecimiento de agua, lo cual despierta cierta preocupación por indagar, con mayor detalle, las condiciones de operación y características del equipo, así como la naturaleza de la fuente de abastecimiento.

En cuanto al As, las plantas que reportan al menos una concentración por encima del LMP (0.05 mgL-1) son las identificadas con la clave AZmNO, SJSO, SISO, MZSE, y ARSE (Figuras 7, 25, 29, 39 y 43), mientras que otras dos plantas reportan valores muy cercanos al LMP (Figuras 5 y 9), lo que significa que cerca del 25% de las plantas bajo estudio merecen la atención de las autoridades sanitarias dado el interés toxicológico que puede existir entre la población del área de influencia. El rango para el As en todas las muestras analizadas es desde nd a 0.112 mgL-1, lo cual da cuenta de la variabilidad del elemento entre las diferentes plantas analizadas y el mes de toma de muestra.

El As es un elemento natural ampliamente distribuido en la corteza terrestre y muy variable. Normalmente se encuentra en forma de sulfuro formando mezclas sólidas con compuestos tales como el Al, Fe, Ca y Mg, siendo el más común la arsenopirita. También se le encuentra combinado con oxígeno, cloro y azufre en compuestos inorgánicos o en combinación con el carbono e hidrógeno en compuestos orgánicos como plantas y animales, los cuales resultan ser menos tóxicos (Ganje y Rains, 1982). El agua subterránea enriquecida a través de la erosión de minerales que contienen As es generalmente la fuente más importante en el agua (Yassi et al., 2002) y la forma química en agua comúnmente se encuentra en forma de arsenitos (As III), o arseniatos (As V), siendo la primera de ellas la más tóxica para los seres vivos (Mansilla y Cornejo, 2002).

La ingestión o exposición a niveles altos, en ambos casos puede causar la muerte. Los compuestos inorgánicos de As se usan principalmente para preservar la madera, mientras que los compuestos orgánicos se usan como plaguicidas. Muchos de los compuestos de As, pueden encontrarse disueltos en agua. La exposición o ingestión prolongada de niveles bajos de As causa oscurecimiento o decoloración de la piel y aparición de callos y verrugas en las palmas de las manos, las plantas de los pies y el torso (ATSDR, 2003a; Cebrian et al., 1983; Selinus, 2004).

Organizaciones internacionales como la OMS, la DHHS y la EPA han determinado que el As inorgánico es carcinógeno en seres humanos. Asimismo, otros estudios reportan la relación que se da entre personas expuestas a altos niveles de As y los efectos de cáncer en piel, hígado, vejiga, riñón y pulmón (Tseng et al., 1968; Tseng, 1977). Ante ello, la EPA tiene establecido un límite de 0.01 mgL-1 de As en agua potable (ATSDR, 2003a), cantidad mucho menor al LMP de la NOM de referencia (<0.05 mgL-1).

Por su parte, el contenido de Fe y Zn, de manera general no resultaron ser de alto riesgo, ya que las concentraciones detectadas, en ningún mes de muestreo rebasan el LMP. No obstante cabe destacar que las concentraciones de Fe se encuentran más cercanas al límite de referencia en comparación con el Zn. Los rangos detectados para cada uno de ellos son de nd a 0.260 mgL-1 para el Fe y de nd a 0.164 mgL-1 para el Zn. Esto hace suponer que, a pesar de que el Fe es uno de los elementos más abundantes en la corteza terrestre, no hay aportes importantes en el agua para consumo humano desde el punto de vista geológico y mineralógico, como tampoco desde el proceso de las plantas durante el envasado del agua. Por su parte el Zn también se descarta como elemento de riesgo para la salud pública de la Ciudad de Tepic. La razón puede deberse a que esta Ciudad no tiene mucha actividad industrial, y el Zn es un elemento que se genera básicamente dentro de la actividad industrial y en zonas muy pobladas (ATSDR, 2003b; Baker y Amacher, 1982; Rose, 2001).

Comparando las concentraciones por elemento y por planta, se tiene que las tres concentraciones mas altas de Pb se localizan en las plantas AMNE, DESO y PESO (Figuras 15, 31 y 33), mientras que para el As las concentraciones mayores se localizaron en las plantas identificadas con la clave AZmNO, SJSO y SISO (Figuras 7, 25 y 29). El Fe presenta concentraciones máximas en AMNE, DESO y CISE (Figura 16, 32 y 42), mientras que para el Zn se reportan valores máximos en las plantas OCNO, AMNE y PESO (Figuras 10, 16 y 34). De este análisis se desprende que las plantas con mayor número de metales y con la mayor concentración detectada son, por orden de importancia, AMNE (Pb, Fe y Zn), DESO (Pb y Fe) y PESO (Zn), ubicadas al noreste y suroeste de la Ciudad, respectivamente.

Por otra parte, las plantas que presentan al menos una concentración de Pb o As por encima del LMP suman en total 15, de las que seis (40%) se ubican en la zona suroeste, cuatro ( 27%) en la zona noroeste, tres (20%) en la zona sureste y dos (13%) en la zona noreste, es decir, según los datos obtenidos, la zona con mayor número de plantas que reportan concentraciones altas se localizaron geográficamente al suroeste y noroeste de la Ciudad (Figura 3), entre los cerros San Juan (SO) y la Cruz (NO).

Esta circunstancia plantea una serie de razonamientos y cuestionamientos en torno a la composición y naturaleza de los suelos que se localizan en el área de influencia del Cerro de San Juan, citado por algunos autores como un volcán que tuvo actividad hace 15,000 años (Nelson, 1986; Petrone et al, 2001), lo que explica en parte las concentraciones altas de As en ciertos meses de muestreo y presupone la existencia de una fuerte relación entre la conformación litogénica de los suelos y el proceso de recarga de los mantos freáticos (Selinus, 2004), sin descartar desde luego posibles fallas en los procesos de envasado, distribución y comercialización del producto.

La presencia de As en agua, suelos, vegetales y animales no es ninguna sorpresa, ya que algunos autores sostienen que dichas concentraciones tienen su origen en los mecanismos naturales de zonas con actividad volcánica desde la época cuaternaria o asociadas con aguas meteóricas e hidrotermales como producto de un sistema de fallas geológicas, de donde se drena, según la porosidad lo permita, hasta llegar al subsuelo (Mansilla y Cornejo, 2002), incluso, en estudios sobre sedimentos en la cuenca del río Mololoa ubicado en la zona del Valle de Matatipac, se confirma un alto proceso de enriquecimiento de As y se afirma que el origen es una condición natural (González, 2005). En cualquier caso es necesario realizar estudios mas detallados que permitan definir y ubicar el verdadero origen de estos elementos, entre los que pueden considerarse metales en suelos, en aguas subterráneas, en sedimentos, entre otros (Blesa et al., 2002; Leal et al., 2002).

Desde la perspectiva del mes en que se tomaron las muestras, resulta de interés observar (Figura 47) que las mas altas concentraciones de Pb en promedio se registraron durante el mes de julio mientras que, para el As, son similares las concentraciones promedio para los meses de julio>abril. En cuanto al Fe y Zn, las concentraciones promedio más altas se observan muy similares en los meses de diciembre>julio>abril. Sin embargo, lo que mas llama la atención es como las concentraciones de los cuatro elementos (Pb, As, Fe y Zn), aumentan y disminuyen en los mismos meses (Figura 47), es decir, al parecer existe un patrón similar respecto del tiempo, lo que hace suponer que las concentraciones guardan una mayor relación con el origen (Salbu y Oughton, 1995) o fuente de abastecimiento (acuífero), que con el proceso de envasado, distribución y comercialización del líquido.

Por otra parte, las concentraciones altas en el mes de julio en todos los casos pudieran estar relacionado con el mes de máxima precipitación de la Ciudad de Tepic, pero esto no sucede con las concentraciones altas promedio para los meses de abril y diciembre donde en ambos casos son épocas de estiaje en esta zona del país.

Un análisis multivariado de los datos mostró correlación entre las concentraciones de As y Fe (Figura 47, 48 y Tabla 6), con un grado r cercano a 0.7 y p<0.5. Esta asociación, encuentra su explicación, según algunos autores, en el proceso de adsorción del As presente en la corteza terrestre de forma natural, por los óxidos de Fe del subsuelo y en medios ligeramente alcalinos (Blesa et al., 2002).

Tabla 6. Matriz de correlación de las concentraciones promedio de metales en agua para consumo humano, durante un ciclo anual de muestreo.

Variable

As

Pb

Fe

Zn

As

1.00

 

 

 

Pb

-0.52

1.00

 

 

Fe

0.70*

-0.33

1.00

 

Zn

-0.03

0.21

0.22

1.00

            n = 11
* = correlación significativa a p < 0.05

En suma, en las 21 plantas de agua analizadas, cuatro elementos fueron detectados: As, Fe, Pb y Zn. Las concentraciones, por orden de importancia fueron Pb>As>Fe>Zn. Estos hallazgos son coincidentes con los encontrados en bebederos de Brasil para el caso específico del plomo Pb (Segura et al., 2003). También se han encontrado concentraciones altas de metales pesados en aguas subterráneas, particularmente de Fe, Mn, Cd, Pb y Cr en capas superficiales de algunos acuíferos (Umar y Ahmad, 2000), lo que hace suponer sobre las posibles fuentes de concentraciones altas detectadas en agua para consumo humano, como el origen de la propia fuente, los procesos de transporte y distribución y los procesos de transformación que sufren los elementos durante el tiempo de acuerdo al ciclo hidrológico de la zona (Salbu y Oughton, 1995, Salomons y Förstner, 1995). En México hay reportes que indican altas concentraciones de metales pesados (Cd, Cu, Pb y Zn) en cuerpos de agua provenientes de descargas sin control de actividades antropogénicas, principalmente en la cercanía de zonas industriales de los ríos Pánuco, Bravo, Lerma Santiago y San Javier, entre otros (Pavón et al., 2000; Melo et al., 2000). Otros han evaluado la calidad del agua subterránea en el Valle de México determinando que las concentraciones de metales pesados (Pb, Cd y Hg) no rebasaron los LMP (INSP, 2000) y mas recientemente en el Estado de Morelos se advierte sobre la presencia de As en aguas superficiales mayores al LMP (Leal et al., 2002), sin embargo, no fue posible realizar comparaciones con otros estudios relacionados con la presencia de metales pesados en agua para consumo humano, sobre todo en México, debido a la limitada información disponible.