nueva página del texto (beta)
Español (pdf)
Artículo en XML
Referencias del artículo
Traducción automática
Enviar artículo por email
Citado por SciELO 
Similares en
SciELO 
Permalink
Introducción
El agua, además de ser una sustancia indispensable para la vida, es ampliamente utilizada en actividades como la agricultura, industria y uso doméstico, entre otras. Por esta razón, se le considera como el recurso natural más apreciado en el planeta (Gleick, 2002) por lo que es fundamental, conservar y mantener sus fuentes naturales, de manera que se garantice su sostenibilidad y aprovechamiento para las generaciones actuales y futuras. Resulta lógico, entonces, que la preocupación por la cantidad y calidad de los recursos hídricos se haya incrementado alrededor del mundo; de hecho, la asamblea general de la Organización de las Naciones Unidas (ONU), aprobó el 28 de julio de 2010, una resolución donde reconoce al agua potable y al saneamiento como derecho humano esencial (ONU, 2014). México no ha escapado a esta problemática del recurso agua, agravándose el problema en los ecosistemas áridos o semiáridos (Rubio-Arias et al., 2013), los cuales cubren alrededor de 776, 000 km2 que representan el 40% de la superficie total del país (CONAFOR, 2011). En estos ambientes localizados al norte de México, la precipitación es escasa (<400 mm anuales) y mal distribuida (junio-septiembre) y, además, se presentan continuamente sequías atípicas que agravan el problema de suministro y calidad del recurso (Seager, 2009).
De todos los ambientes acuáticos, la calidad y la biología del agua subterránea representan uno de los aspectos menos estudiados (Sophocleous, 2002). Por ejemplo, se conoce poco de los factores de contaminación, si se compara con la información generada para aguas superficiales. Esto se debe, en parte, a la creencia de que este tipo de agua es esencialmente limpia por la acción filtrante del medio poroso (Environment Canada, 2013); no obstante, Vidal y Melgar (2000), en un estudio realizado en España, concluyeron que el agua subterránea estaba influenciada por las actividades agrícolas superficiales. La importancia del agua subterránea en México, se sustenta cuando se analiza que, de acuerdo con la Comisión Nacional del Agua (CNA), en México se tienen identificados 459 acuíferos; de los cuales, más del 20% se encuentran en sobreexplotación (CNA, 2010). Su extracción promedio anual se calcula en alrededor de 24 km3 a través de 140, 000 aprovechamientos subterráneos. El mayor número se encuentra en el noroeste del país; pero los aprovechamientos que reciben una recarga significativa se localizan en el sureste (CNA, 2003). De hecho, en algunas regiones de México existen problemas de disponibilidad debido a que las recargas son menores a las extracciones (CNA, 2001). La baja disponibilidad y los niveles de contaminación que presentan las cuencas hidrológicas y los acuíferos son alarmantes (CONABIO, 2009). Esto ha propiciado que se limiten los usos del agua y se impacte la salud pública y el entorno ambiental de muchas comunidades.
Los 10,961 habitantes (INEGI, 2010) de la cabecera del municipio de Ascensión en el estado de Chihuahua dependen 100% del suministro de agua potable aportada por cinco pozos profundos. Los pozos son administrados por la Junta Municipal de Aguas y Saneamiento (JMAS) y se bombea un estimado de 91 L seg-1. De acuerdo con datos de la JMAS se dota a una casa de cuatro habitaciones la cantidad de 240 L d-1. En la actualidad los tanques de almacenamiento se encuentran clausurados y en ocasiones se realiza clorado del agua y drenado de tubería. A la fecha no se conoce información de la calidad de agua que se esta suministrando a la población. Por tanto, el objetivo fue evaluar la variación estacional de la calidad del agua que aportan los cinco pozos que abastecen a los hogares de la ciudad de Ascensión, Chihuahua, México. La hipótesis planteada fue que el agua subterránea, que se utiliza como agua potable, está siendo contaminada por factores físico-químicos-metales y microbiológicos. Se espera que esta información sea de utilidad, para que se establezcan acciones preventivas o correctivas en beneficio de los habitantes de esta comunidad.
Método
Descripción y localización del lugar
El municipio de Ascensión se encuentra al norte del estado de Chihuahua, México y es frontera con el estado de Nuevo México de los Estados Unidos de Norteamérica (Figura 1). El Municipio, con 11,000.10 km2, constituye el 4.45% de la superficie del Estado y es considerado como el cuarto más grande de Chihuahua y el 17º más grande del país. Su territorio se encuentra entre la mesa central del norte y el Desierto Chihuahuense y en su jurisdicción se encuentra una porción del área natural protegida conocida como Médanos de Samalayuca. Con respecto a su hidrografía, la mitad de la sección oeste pertenece a la cuenca del Río Casas Grandes y la mitad este a la cuenca del Río Santa María; ambas cuencas son parte de la Región Hidrológica Cuencas Cerradas del Norte.
El clima es muy seco templado, con temperaturas que oscilan de los 44° C en verano a -24° C en invierno. Las lluvias son escasas con una precipitación promedio anual de 200 a 300 mm que es considerada como la segunda más baja del Estado. La mayor parte de la precipitación se presenta en la temporada de verano (julio-septiembre) aunque es posible la presencia de eventos aleatorios de nieve en la temporada invernal (diciembre a marzo). En la actualidad el Municipio tiene una población de alrededor de 23, 974 habitantes (INEGI, 2010) y su cabecera municipal es la ciudad de Ascensión, la cual se localiza en la coordenadas de 30° 43'-31° 47' Latitud Norte y 106° 41'-108° 13' Longitud Oeste y se encuentra a una altitud de 1,298 msnm.
Obtención, preparación y análisis de muestras
Se realizaron cuatro muestreos puntuales de agua de acuerdo con los procedimeintos de muestreo normalizados (SSA, 1993) en las siguientes fechas; en julio de 2011 (verano), en septiembre de 2011 (Otoño), en diciembre de 2012 (invierno) y en mayo de 2012 (Primavera). En cada fecha de muestreo, se adquirieron cinco muestras de los cinco pozos que surten a la ciudad de Ascensión y, además, se obtuvieron cinco muestras en cinco casas-habitación de la ciudad seleccionadas en forma aleatoria. Por tanto, en cada muestreo, el cual representó una estación del año, se obtuvieron 10 muestras de agua, por lo que el estudio contempló un total de 40 muestras. En la Tabla 1 se especifica la información respecto de las coordenadas de localización de los pozos y casas-habitación bajo estudio. Todos los pozos se encuentran a una profundidad en un rango de 110 m a 150 m y cuentan con una bomba sumergible con capacidad de 6" con excepción de uno (Alcaldes) que tiene bomba de 4".
Tabla 1 Coordenadas (UTM) de los pozos y casas-habitación en la ciudad de Ascensión, Chihuahua, México
| Muestra | X | Y | Altura |
| Pozo 1 | 3439573 | 215581 | 1,303 |
| Pozo 2 | 3443203 | 213921 | 1,304 |
| Pozo 3 | 3444583 | 786965 | 1,301 |
| Pozo 4 | 3443969 | 785306 | 1,302 |
| Pozo 5 | 3443656 | 784173 | 1,301 |
| Casa 1 | 3443957 | 785385 | 1,298 |
| Casa 2 | 3444017 | 214508 | 1,305 |
| Casa 3 | 3443941 | 786060 | 1,301 |
| Casa 4 | 3443924 | 214086 | 1,298 |
| Casa 5 | 3444170 | 213944 | 1,304 |
Las muestras de agua fueron colectadas en envases esterilizados de 1 L de capacidad, los cuales fueron previamente lavados, identificados y después colocados en una hielera para conservar su temperatura (4° C) de acuerdo a la normatividad vigente (SSA, 1993). Al finalizar cada muestreo, las muestras fueron transportadas de inmediato al laboratorio de la Facultad de Zootecnia y Ecología de la Universidad Autónoma de Chihuahua para su análisis. Se cuantificaron variables físicas (temperatura, turbidez y sólidos disueltos totales) químicas (potencial hidrógeno, conductividad eléctrica y oxígeno disuelto), microbiológicas (coliformes totales y coliformes fecales) y los siguientes metales Al, As, B, Ca, Cd, Cr, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Se, Si y Zn. Las variables de temperatura (T), potencial hidrógeno (pH), conductividad eléctrica (CE), oxígeno disuelto (OD), turbidez y sólidos disueltos totales (SDT) se midieron in situ. La T se determinó de acuerdo a la NMX-AA-007-SCFI-2013 (NOM, 2013), el pH se estableció conforme a lo señalado en la NMX-AA-008-SCFI-2000 (NOM, 2011) y la CE de acuerdo con la NOM-AA-093-SCFI-2000 (NOM, 2000) utilizando un potenciómetro Hanna instruments modelo waterproof pH/EC/Temp. Los valores de T se presentan en grados centígrados (° C), los de pH en unidades pH y los de CE en milisiemens por metro (mSm-1). El OD se obtuvo mediante un multiparámetro portable (Hatch) modelo sesión 156 OD/CE/Temp conforme lo señalado en la norma NMX-AA-012-SCFI-2001 (NOM, 2001), la variable turbidez se estimó con un turbidímetro HI-93703C de acuerdo con la norma NMX-AA-038-SCFI-2001 (NOM, 2001b) y los SDT se detectaron con el uso de un aparato OAKTON Instruments, modelo waterproof/TDS/TestLow siguiendo la norma NMX-AA-034-SCFI-2001 (NOM, 2001c).
La determinación de coliformes totales (CT) y coliformes fecales (CF) se realizó antes de 24 h de su colecta de acuerdo con la norma NMX-AA-042-SCFI-1987 (NOM, 1987; McFeters et al., 1986). Para la cuantificación de los metales (NMX-AA-051-SCFI-2001) se utilizó un Espectrofotómetro de Emisión Óptica por Plasma Acoplado Inductivamente (ICP-OES) 8300 Marca Perkin-Elemer. Previo a su cuantificación se realizó una digestión de las muestras con HNO3 (NOM, 2001d).
Análisis estadístico
Se realizó un análisis de varianza (ANOVA) para cada variable, con excepción de la variable de coliformes, considerando un diseño de tratamientos factorial 4x2. El factor A fue la estación de muestreo con cuatro niveles; primavera, verano, otoño e invierno. El factor B fue la fuente de agua con dos niveles; el pozo y las casas. De esta manera, el ANOVA detectaba el efecto de la estación, el efecto de la fuente y su potencial interacción. Se estableció que al detectar una interacción entre factores se mostraría la gráfica de interacción y, en caso de no encontrarla, se mostraría la gráfica de efectos mayores (Rubio y Jiménez, 2012). Para la variable de Coliformes totales y fecales, se realizó un análisis no-paramétrico con la prueba Kruskal -Wallis (Steel y Torrie, 1980). En todos los casos se utilizó un nivel de significancia de 0.05 (α=0.05).
Resultados
Variables microbiológicas y físico-químicas
En la Tabla 2 se muestran los resultados respecto a la presencia de coliformes totales y fecales en los cuatro muestreos. Se encontró diferencia estadística por efecto de estación para ambos tipos de microorganismos (P<0.05). En la Tabla 2 se hace evidente que en verano se magnificó su presencia, alcanzando niveles de 28 UFC para totales y 10.5 UFC para fecales. En el muestreo de invierno disminuyó la presencia si se le compara con lo obtenido en la temporada de verano; sin embargo, aún en invierno se detectó presencia de coliformes. La prueba de Kruskal-Wallis no detectó diferencias entre fuentes (P>0.05); es decir, entre pozos y casas, aunque fue ligeramente mayor en pozos que en las casas tanto para totales como fecales.
Tabla 2 Presencia de coliformes totales y fecales en muestras de agua potable en la comunidad de Ascensión, Chihuahua
El pH fue diferente estadísticamente entre estaciones (P<0.05), entre fuentes (P<0.05) pero no para la interacción (P>0.05). En la estación de invierno se observaron los mayores valores de pH con 9.73 y en verano los menores con 8.73 (Figura 2a). Además, en la Figura 2a, se puede observar en la parte derecha, que el valor de pH en las casas fue superior (9.36) a lo encontrado en los pozos (8.86). La variable de T fue afectada por la estación (P<0.05), por la fuente (P<0.05) y en la interacción (P<0.05). La Figura 2b muestra el efecto de interacción y, se observa, que en invierno los valores de T fueron menores con 17.2° C en los pozos y 14.9° C en las casas. Los mayores valores de T fueron anotados en otoño y en verano. La concentración de OD fue diferente únicamente para el factor de estación (P<0.05). En la Figura 2c se muestra que en la estación de otoño la concentración de OD fue mayor con 15.07 ppm y en la parte derecha de la figura se observan niveles iguales para esta variable en pozos (5.96 ppm) y casas (6.04 ppm). Para las variables de CE y SDT no se detectaron diferencias estadísticas por ningún factor ni en la interacción. El rango entre estaciones para CE fue de 0.253 mSm-1 en verano hasta 0.300 mSm-1 en invierno mientras que fue de 0.27 mSm-1 en casas y 0.28 mSm-1 en pozos. Los valores para SDT variaron en un rango de 192 mg L-1 en invierno y 222 mg L-1 en primavera mientras que en pozos fue de 201.5 mg L-1 y de 210.5 mg L-1 en las casas.
Concentración de metales
Los elementos Be, Cd y Co no se detectaron, o bien, su nivel fue mínimo en algunas repeticiones, por esa razón no se presentan los resultados. Además, no se encontraron diferencias por estación (P>0.05), ni por fuente (P>0.05) ni en la interacción (P>0.05) para los elementos As, Cr, Cu, Fe, Li, Ni, Pb, Sb, Se y Zn. El nivel de los metales evaluados se presenta en la Tabla 3.
En la Tabla 3 se muestra la concentración de metales en las estaciones evaluadas así como en pozos y casas. La concentración de As mostró una variación desde 0.015 mg L-1 observada en otoño hasta 0.024 mg L-1 en invierno mientras que en pozos fue de 0.020 mg L-1 y 0.018 mg L-1 en casas. La concentración de Cr fue similar entre las estaciones con 0.06 mg L-1 y ligeramente mayor en los pozos con 0.06 mg L-1 en comparación con la de las casas 0.05 mg L-1. La menor concentración de Cu se notó en otoño con 0.026 mg L-1 y la mayor fue en invierno con 0.051 mg L-1. En los pozos fue de 0.04 mg L-1 mientras que en las casas fue de 0.03 mg L-1. Los niveles de Fe fueron de 0.357 mg L-1 en verano, 0.769 mg L-1 en otoño, 0.486 mg L-1 en invierno y 0.537 mg L-1 en primavera. La concentración en pozos fue de 0.686 mg L-1 y 0.422 mg L-1 en casas. Para el caso del elemento Li, la concentración estuvo en un rango de 0.029 mg L-1 en primavera hasta 0.055 mg L-1 en verano y fue mayor en las casas con 0.043 mg L-1 que en los pozos con 0.036 mg L-1.
El Ni varió de 0.034 mg L-1 en otoño a 0.040 mg L-1 en invierno y su concentración fue ligeramente superior en los pozos (0.04 mg L-1) en comparación con la de las casas (0.034 mg L-1). La concentración de Pb estuvo en un rango de 0.005 mg L-1 en otoño a 0.016 mg L-1 en invierno, mientras que en los pozos fue de 0.011 mg L-1 y en las casas de 0.009 mg L-1. El metal Sb varió de 0.002 mg L-1 en otoño hasta 0.013 mg L-1 en invierno mientras que en los pozos fue de 0.007 mg L-1 y en las casas de 0.005 mg L-1. La concentración de Se estuvo en un rango de 0.010 mg L-1 en otoño hasta 0.020 mg L-1 en invierno y en los pozos fue 0.015 mg L-1 y en las casas de 0.013 mg L-1. El elemento Zn se encontró en una concentración de 0.034 mg L-1 en verano, de 0.251 mg L-1 en otoño, de 0.367 mg L-1 en invierno y de 0.184 mg L-1 en primavera. La concentración en pozos fue de 0.193 mg L-1 en comparación con la de las casas que fue de 0.241 mg L-1.
Los niveles de Ca fueron diferentes debido a la estación (P<0.05) y a la fuente (P<0.05) pero no significativos para la interacción (P>0.05). La Figura 2d muestra que la mayor concentración se observó en primavera con 25.96 mg L-1 y la menor en invierno con 11.71 mg L-1. En la parte derecha de la figura se observa que los valores de Ca fueron mayores en los pozos con 20.08 mg L-1 que en las casas 14.85 mg L-1. La concentración de Mg no fue significativa para la estación (P>0.05) ni para la interacción (P>0.05) pero si para la fuente (P<0.05).
La Figura 3a en su lado derecho muestra este efecto, donde se observa que en los pozos fue de 1.420 mg L-1 mientras que en las casas fue de 0.991 mg L-1. Es evidente que la concentración de Mg en las estaciones fue muy similar variando de 0.983 mg L-1 en invierno a 1.386 mg L-1 en primavera.La concentración de Mn fue estadísticamente diferente debido al factor estación (P<0.05), pero no diferente para la fuente (P>0.05) ni para la interacción (P>0.05). La Figura 3b muestra que en el otoño se presentó la más baja concentración con 0.009 mg L-1 mientras que la más alta fue en primavera con 0.078 mg L-1. En pozos fue de 0.035 mg L-1 y en casas fue de 0.0288 mg L-1. El elemento Sr no fue diferente por el factor de estación (P>0.05) ni para la interacción (P>0.05) pero si para la fuente (P<0.05). La concentración varió de 0.161 mg L-1 en el invierno hasta 0.198 en el verano mg L-1, mientras que los pozos fue de 0.208 mg L-1 y 0.147 mg L-1 en las casas (Figura 3c).
Discusión o Conclusiones
La Organización Mundial de la Salud (OMS) define al agua potable como aquella agua utilizada para fines domésticos, higiene personal, para beber y cocinar sin representar un riesgo para la salud humana (OMS, 2014). Por tanto, el término se aplica al agua que cumple con las normas de calidad especificadas por cada país, o bien, a estándares sugeridos por instituciones internacionales. En este estudio se detectaron algunos parámetros que sobrepasan los valores establecidos en dichas normas; por lo cual, su consumo representa un potencial riesgo para la salud de los habitantes de la ciudad de Ascensión, Chihuahua. Por ejemplo, la presencia de coliformes rebasó los límites máximos permisibles especificados en la normatividad Mexicana NOM-127-SSA1-1994 (NOM, 1994) así como diversas normas internacionales (EPA, 2012) donde se establece claramente la ausencia de estos microorganismos en el agua para uso y consumo humano, ya que su presencia puede estar asociada a microorganismos patógenos (TCRP, 2003). Los organismos coliformes se encuentran en las evacuaciones fecales del hombre y de los animales de sangre caliente, así como en la materia orgánica en descomposición. En especifico, la presencia de coliformes fecales indica una contaminación reciente, y en consecuencia, potencialmente peligrosa para la salud humana (Jiménez, 2009). En este estudio, la mayor presencia de coliformes se observó en el verano que corresponde a la temporada de lluvias, que en sinergia con altas temperaturas, hizo que se incrementara el nivel de contaminación (Sardiñas et al., 2006). La menor presencia de coliformes en la temporada invernal se explica por las bajas temperaturas típicas de esa época del año lo que reduce la incubación de estos microorganismos haciendo que disminuyeran considerablemente. La sola presencia de Coliformes en agua de consumo representa un grave riesgo para los consumidores. Por ejemplo, Tanya (2004) encontró presencia de coliformes en el agua potable de la escuela Charlotte Amalie School en las islas vírgenes de los Estados Unidos de Norteamérica, lo cual prendió focos rojos por el potencial impacto negativo entre los estudiantes que acuden a dicha institución. El gobierno de Canadá (Environment Canada, 2013) reportó que en mayo de 2000, un pozo en Walkerton, Ontario fue contaminado con Escherichia coli causando enfermedades gastrointestinales en miles de sus residentes, e incluso, trajo como consecuencia la muerte de siete personas.
Los valores de pH se encontraron por arriba de los niveles aceptables para agua potable de acuerdo a la normatividad de los Estados Unidos de Norteamérica (EPA, 2013) de la Unión Europea (NOM-98/83/UE) y México (NMX-AA-008-SCFI-2000) quienes establecen un rango para esta variable de 6.5 a 8.5. En la Figura 2 es notorio que en las cuatro estaciones se superaron estos valores, así como también en la concentración en pozos y en las casas, donde se encontraron valores por arriba de 9. La diferencia entre la concentración de pH en pozos y casas posiblemente se explique por la presencia de cañerías obstruidas o tuberías rotas que afectan el agua en su trayecto de la fuente a la casa-habitación. Está bien documentado que el consumo de agua fuera del rango de pH de 6.5 a 8.5 6 puede ocasionar irritación en los ojos y trastornos en la piel (WHO, 1996). Los valores de pH son afectados por la geología de la zona. Por ejemplo, Said et al. (2011) en un estudio desarrollado en tres regiones de Pakistan encontraron valores de pH en un rango de 6.53 en agua superficial en la región de Besham y 8.50 en el agua subterránea en la región de Jijal-Dubair.
La variable de T se comporta de acuerdo al clima de la zona, donde en este tipo de ecosistemas, en el invierno se presentan temperaturas bajas, e incluso, debajo de 0° C, las cuales se incrementan en la primavera y verano hasta alcanzar valores superiores a 32° C. En ambos casos, la T del agua no implica un problema de salud; no obstante, puede afectar otras variables. La variable de OD disminuyó en la temporada fría debido a las bajas temperaturas y a una mayor viscosidad del agua que se manifiesta por la alta concentración de sales disueltas. No obstante, en la temporada calurosa, los niveles de OD se incrementaron y esto puede ser por efecto de una contaminación, toda vez que esta variable de OD sirve como indicador de contaminación por desechos orgánicos (Marín, 1995).
Aún cuando el análisis estadístico no detectó diferencias para ningún factor o para la interacción en los elementos As, Cr, Cu, Fe, Li, Ni, Pb, Sb, Se y Zn es conveniente indicar algunas observaciones importantes, ya que algunos de ellos potencialmente pueden ser un riesgo para la salud de los habitantes de Ascensión, Chihuahua. La concentración de As en otoño superó lo establecido por la OMS y la Unión Europea las cuales especifican valores máximos de 0.01 mg L-1. Este metaloide puede provenir de la disolución de los minerales que conforman las paredes de las rocas del acuífero (Welch et al., 2000); es decir, de un fenómeno natural, o bien, debido a efectos antropogénicos. La ingesta crónica de este elemento puede ocasionar problemas gastrointestinales, daños al sistema nervioso, cáncer en pulmones, vejiga, riñón y piel, así como caída de pelo entre otros padecimientos (WHO, 2001; Mandal y Suzuki, 2002; Ng et al., 2003) haciéndose más evidente cuando se presenta una hiperqueratosis (ATSDR, 2007a). La concentración de Cr fue similar entre las estaciones y, el valor encontrado, supera el máximo de 0.05 mg L-1 que ha sido establecido en la norma Mexicana, en la OMS y en la Unión Europea las cuales especifican una concentración máxima de 0.06 mg L-1; por tanto, este elemento representa un potencial problema para los habitantes de la comunidad de Ascensión, toda vez que en los pozos se supera ligeramente este valor y en las casas se obtuvo un valor igual al especificado en dichas normas. Este elemento se absorbe en humanos a través del tracto gastrointestinal pudiendo provocar ulceras estomacales, convulsiones, alergias en la piel, males renales, hepáticos y pulmonares (Silva et al., 2002).
La concentración de Cu en nuestro estudio no superó la normatividad especificada, por esa razón no se documenta la información obtenida sobre este metal. Para el caso especifico del Fe, en todas las estaciones se superaron los valores especificados en la norma mexicana (0.3 mg L-1), en la OMS (3 mg L-1) y en la Unión Europea (0.2 mg L-1). El valor que se detectó en las casas para Fe fue de 0.422 mg L-1; por lo que su consumo representa un riesgo potencial de salud pública. El consumo crónico de agua con altas cantidades de Fe puede conducir a una hemocromatosis, la cual es una enfermedad que daña los órganos del cuerpo y en casos extremos, puede provocar daños al corazón y al hígado (Health Canada, 2009).
Para el Li no se especifican valores en la normatividad mexicana o normatividad internacional, por lo cual no se discute este elemento. Con respecto a los niveles de Ni detectados en este estudio, estos superaron lo especificado en la OMS (0.02 mg L-1), en la USEPA (0.02 mg L-1) y en la Unión Europea (0.02 mg L-1). El efecto adverso más común de las personas que son afectadas por este elemento es una reacción alérgica (ATSDR, 2003). Para el caso especifico del Pb, la OMS y la Unión Europea establecen un máximo permitido de 0.01 mg L-1 y los resultados de este estudio igualaron esta concentración en la temporada invernal, por lo que este metal potencialmente puede provocar reacciones negativas en el consumidor de esta agua. El mayor efecto de una intoxicación con este metal se presenta en el sistema nervioso, aunque también puede afectar a los dedos y tobillos, e incluso, incrementar la presión en personas adultas (ATSDR, 2007b).
Para el metal Sb no se encuentra normatividad en México o a nivel internacional por lo que no se discuten los resultados de este estudio. Los niveles de Se reportados en este estudio están por arriba de los niveles máximos permitidos en la OMS (0.01 mg L-1), en los Estados Unidos de Norteamérica (0.005 mg L-1) y en la Unión Europea (0.01 mg L-1), por lo que potencialmente, este elemento, puede provocar reacciones negativas en el consumidor. Este elemento ha sido considerado esencial para el éxito reproductivo de los animales e indispensable para la maduración y motilidad de los espermatozoides y su nivel toxicológico ha despertado el interés de la comunidad científica. En casos extremos se puede adquirir selenosis que es un trastorno que afecta a brazos y piernas (ATSDR, 2007c).
Para el caso del Zn, la concentración detectada en otoño de 0.367 mg L-1 estuvo ligeramente arriba de lo especificado en la normatividad de los Estados Unidos de Norteamérica (0.3 mg L-1), pero fue inferior a lo establecido en la normatividad mexicana (5 mg L-1) y en la OMS (5 mg L-1). En Ghana, la contaminación de los cuerpos de agua con este metal se ha explicado por la presencia de yacimientos de oro, y se han encontrado niveles de Zn en un rango de 0.005 mg L-1 hasta niveles tan altos como 3.345 mg L-1 (Armah et al., 2010). La ingesta de grandes cantidades de este metal puede provocar anemia y lesiones en el páncreas (ATSDR, 2005).
El Ca es considerado como un elemento esencial y, de hecho, es el más abundante en el cuerpo humano. No obstante, un exceso puede provocar el desarrollo de piedras en riñones además de que es uno de los iones que contribuye a incrementar el parámetro de dureza. Los valores de Ca encontrados en este estudio presentó variaciones estacionales, observándose los mayores valores en la época de secas, lo cual coincide con lo reportado por Rodríguez et al. (2005) en agua de un manantial al noroeste de España. Los valores presentados en este estudio, referente al Ca, no representan un riesgo para la salud de los habitantes. Con respecto a la concentración de Mg, los valores encontrados no representan un riesgo de salud pública ya que la concentración está por debajo de lo establecido en la normatividad de los Estados Unidos de Norteamérica que establece un valor de 60 mg L-1 para agua potable. Este elemento se encuentra en diversos tejidos y órganos del cuerpo humano, donde interviene en el sistema digestivo, nervioso, inmunológico, cardiovascular e incluso en mecanismos de óxido-reducción (Suárez et al., 2009). La concentración de Mn en el agua potable de la comunidad de Ascensión, se encontró por debajo de lo establecido en la normatividad mexicana (0.15 mg L-1), en la OMS (0.4 mg L-1) y en los Estados Unidos de Norteamérica (0.14 mg L-1), pero durante la primavera (0.078 mg L-1) los valores encontrados superan lo especificado en la normatividad de la Unión Europea (0.05 mg L-1). El ingerir agua con niveles mayores a lo establecido por la OMS, especialmente en niños, puede ocasionar un alto riesgo de mortalidad (Beckman et al., 1985). Para el elemento Sr no existe normatividad por lo cual no se discute en el presente trabajo.
Derivado de los resultados obtenidos en el presente estudio se pueden establecer las siguientes conclusiones y recomendaciones. Se concluye que el agua que se esta suministrando como agua potable a la comunidad de Ascensión está contaminada desde el punto de vista microbiológico (NOM, 1987), toda vez que se encontró la presencia de coliformes totales y fecales en la mayoría de los muestreos realizados. Además, la concentración de algunos metales como As, Cr, Fe, Ni, Se y Zn fueron detectados en diversos muestreos por encima de lo permitido en normas nacionales e internacionales. Se recomienda realizar un monitoreo constante de la calidad del agua incluyendo otros factores y variables de interés como sería contaminación orgánica e hidrocarburos aromaticos, entre otros.
