Hidroquímica de las aguas subterráneas de la cuenca del río Duero y normatividad para uso doméstico

Hydrochemistry of groundwater in the Duero River basin and regulations for domestic use

Daniela Inocencio-Flores¹, Martha Alicia Velázquez-Machuca*¹, José Luis Pimentel-Equihua², José Luis Montañez-Soto³, José Venegas-González³

¹ Instituto Politécnico Nacional, México. *Autor de correspondencia.

³ Instituto Politécnico Nacional, México.

Dirección institucional de los autores

M.C. Daniela Inocencio Flores
Dra. Martha Alicia Velázquez Machuca
Dr. José Luis Montañez Soto
Dr. José Venegas González
CIIDIR-IPN-Michoacán ]]> Justo Sierra 28, Col. Centro
59510 Jiquilpan, Michoacán, México
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dinocencio@cofepris.gob.mx
mvelazquezm@ipn.mx
montasoto@yahoo.com.mx
jvenegasg@ipn.mx.

Dr. José Luis Pimentel Equihua
Colegio de Postgraduados, Campus Montecillo
Km. 35.5, carretera Texcoco-México ]]> 56230 Montecillo, Estado de México, México
Teléfono: +52 (55) 5121 504
jequihua@colpos.mx.

Recibido: 18/09/2011
Aceptado: 20/02/2013

Resumen

El trabajo se realizó en la cuenca del río Duero, en el noroeste del estado de Michoacán, México. El objetivo fue evaluar la composición química de las aguas subterráneas utilizadas para uso doméstico, con énfasis en los metales pesados, dados sus efectos potenciales en la salud humana. Se revisó la normativa para el control de la calidad del agua potable para, con base en los datos obtenidos, discutir los alcances y limitaciones de su aplicación. Se analizó la composición físico-química del agua en 17 sitios y dos fechas de muestreo, determinando pH, CE, t(°C), iones mayores y metales pesados, utilizando metodologías estandarizadas. Los datos se procesaron usando análisis estadístico multivariado (Análisis de Componentes Principales ACP). La CE varió de 135 a 880 μS cm^-1. El pH fue de 6.28 a 7.83. Las principales familias de agua encontradas fueron magnésico-bicarbonatadas, cálcico-bicarbonatadas y sódico-cálcico-bicarbonatadas. La concentración de Zn, Mn, Cu y Fe se encontró dentro de los límites permitidos para este uso. El Pb se detectó en todos los sitios estudiados y en concentraciones que exceden el límite máximo permitido para consumo humano. Los factores asociados con el origen de los componentes químicos del agua fueron rocas basálticas con minerales tipo olivino, feldespatos y calcita. La concentración de Pb se asoció con clastos volcánicos (arenas silíceas).

Palabras clave: familias de agua, metales pesados, Pb, normatividad.

Abstract

This work was carried out in the Duero River basin, in the northwest portion of the State of Michoacán. Its main objective was to evaluate the chemical composition of groundwater for domestic use, with an emphasis on heavy metals due to their potential effects on human health. Regulations for drinking water quality control were reviewed so as to discuss the implications and limitations of their implementation based on the results obtained. The physicochemical composition of samples from 17 sites was analyzed on two different sampling dates to determine pH, EC, t(oC), major ions and heavy metals using standard methodologies. Data was processed using multivariate statistical analysis techniques (principal components analysis, PCA). EC varied from 135 to 880 mS cm-1and pH ranged from 6.28 to 7.83. The main water families found were: magnesium-bicarbonate, calcium-bicarbonate and sodium-calcium-bicarbonate. Zn, Mn, Cu and Fe concentrations were within safe limits for human consumption. Pb was detected at all the sampling sites and exceeded the maximum allowable limits for human consumption. The factors associated with the source of the chemical components of the water were: basaltic rocks with olivine and feldspars minerals and calcite. Pb concentration was associated with volcanic clasts (siliceous sands).

Keywords: heavy metals, Pb, regulations, water types.

Introducción

La importancia de la composición química del agua subterránea se fundamenta en el uso intensivo de estas fuentes en el consumo humano, aspecto que se vincula de manera estrecha con la salud de la población. En México, las fuentes subterráneas constituyen el 62% del abastecimiento urbano, 40% del industrial y 34% del uso agrícola (Conagua, 2011). A pesar de su importancia estratégica y de que constituye la principal fuente de abastecimiento de 75 millones de habitantes, en México se tiene poca información sobre la calidad del agua subterránea (Academia Mexicana de Ciencias, 2005). Algunos estudios sobre la composición química del agua subterránea para uso urbano indican que ésta puede ser una fuente de intoxicación por contaminantes químicos, entre ellos el arsénico (As), cadmio (Cd), plomo (Pb), boro (B), cromo (Cr), vanadio (V), fierro (Fe), manganeso (Mn) y otros (Huizar-Álvarez, 1997; Blanco-Hernández et al., 1998; Sánchez-Martos et al., 1998; Das, 2003; Bokar et al., 2003; Ikem et al., 2002; Mejía et al., 2007; Velázquez et al., 2011). La mayoría de las investigaciones reconoce que la fuente de contaminación de las aguas subterráneas es la composición geológica del subsuelo, aunque también se han encontrado evidencias de contaminación derivada de actividades humanas. La relevancia de los metales pesados en el agua potable radica en que incluso en bajas concentraciones estos elementos pueden ocasionar severos problemas sanitarios en la población (Moreno-Sánchez y Devars, 1999).

Entre los casos de estudios de la calidad de estas fuentes de agua en México resaltan los del estado de Guanajuato, la Comarca Lagunera y el valle de Zimapán, Hidalgo. Los problemas de contaminación de aguas subterráneas del sistema acuífero que abastece a la ciudad de Salamanca se relacionan con concentraciones de As, Pb, y Cd, cercanas y por arriba de la normatividad mexicana para agua potable. El origen de los metales en el agua subterránea no se ha podido determinar, pero se sospecha que es natural y antropogénico, dado el carácter agrícola e industrial de la zona, y la predominancia de material volcánico en la parte sur del acuífero, aspecto que podría explicar la presencia de As (Rodríguez et al., 2003). En esta ciudad también se ha detectado vanadio en las aguas subterráneas, en concentraciones cercanas al límite para agua de consumo humano. El origen del V, detectado también en suelos, se relacionó con el depósito de partículas emitidas por una termoeléctrica (Mejía et al., 2007). La presencia de otros contaminantes, como el F, se considera un problema común en las aguas subterráneas del estado de Guanajuato y su origen no ha sido determinado (Mahlknecht et al., 2004).

En la Comarca Lagunera, región situada en el centro norte de México y que comprende varios municipios de los estados de Durango y Coahuila, se han detectado acuíferos cuya concentración de As excede decenas de veces los límites establecidos por las regulaciones. En esta región existen zonas en las que el hidroarsenismo crónico es endémico y donde incluso han surgido brotes de enfermedades asociadas. La presencia del As en los acuíferos de la Comarca Lagunera se ha relacionado con fuentes diversas: actividad hidrotermal, uso de pesticidas, industria minera y orígenes sedimentarios (Álvarez-Silva y Uribe, 2006).

Las elevadas concentraciones de As que se han detectado en las aguas subterráneas del valle de Zimapán, Hidalgo, se han asociado con el cambio en las condiciones redox (Eh), alta temperatura y mineralización del agua; estos factores propician la disolución de los diversos minerales que contienen As y que se localizan en la zona, en especial la arsenopirita (Armienta et al., 1997; 2001).

En Michoacán, estudios sobre la composición química de las aguas subterráneas de la cuenca del río Duero muestran evidencias de elevadas concentraciones de algunos elementos tóxicos como B y Pb (Velázquez et al., 2011; Velázquez y Pimentel, 2008). Debido a que las aguas subterráneas en esta región son la fuente principal para uso doméstico (agua potable), se hace necesario un análisis más detallado de su composición química y de las fuentes de los elementos tóxicos detectados; esto, con la finalidad de identificar los problemas sanitarios potenciales por el consumo de estos flujos por la población. Asimismo, es necesario avanzar en el conocimiento del cumplimiento de la normatividad sobre la calidad del agua para consumo humano, con el objetivo de reducir y/o eliminar los riesgos sanitarios para la población. Estos dos aspectos de las aguas subterráneas de la cuenca del río Duero son abordados en la presente investigación, donde el objetivo fue determinar su composición química, con énfasis en los metales pesados, y revisar la normativa sobre control de la calidad del agua para uso y consumo humano.

Materiales y métodos

El trabajo se realizó en la cuenca del río Duero, en el noroeste del estado de Michoacán, dentro de la región fisiográfica Faja Volcánica Transmexicana. En la zona se reconocen cuatro etapas de vulcanismo, representadas por las unidades geológicas siguientes:

1. Terciario inferior andesítico (Tia), conformada por derrames y aglomeraciones andesítico-basálticas, con coladas de basalto en la cima. Los aglomerados son de color ocre amarillento, las andesitas gris claro a gris mediano, y los basaltos gris oscuro. Estos afloramientos son alargados y estrechos, con frentes casi verticales y corresponden a bloques altos de fallas escalonadas. Los derrames andesíticos muestran fracturamiento y diaclasas muy cerrados.

2. Terciario superior basáltico (Tbs), constituida por derrames, coladas, aglomerados, piroclásticos y tobas de composición basalto y basalto-andesítica. Los tonos de las rocas varían de gris claro a negro; los tonos ocre-rojizo predominan en derrames y coladas brechoides, así como en aglomerados y piroclásticos. Los derrames de esta unidad forman los principales aparatos volcánicos de la zona, los cuales se encuentran fragmentados en bloques.

3. Basaltos y tobas del Cuaternario (Qbt), con derrames, brechas, aglomerados y cenizas de composición basáltica; los derrames y coladas son de coloración gris oscura; las brechas, aglomerados y piroclásticos son gris oscuro en su superficie y ocre-rojizo en sus bordes.

4. Sedimentos aluviales (Qal, Qla), constituidos por gravas, arenas, limos y arcillas en diferentes proporciones y espesores (Conagua, 2002).

1. Acuífero superior, constituido por los depósitos sedimentarios (Qal, Qla) y con profundidades de 60-200 m.

2. Acuífero principal, constituido por depósitos sedimentarios, basaltos y tobas del Cuaternario de alta permeabilidad y capacidad de infiltración; se explota en la zona de valles a través de pozos profundos (> 200 m).

3. Acuífero profundo, constituido por basaltos fracturados a profundidades variables desde 100 (zona de Aquiles Serdán) hasta 350 m (Ario de Rayón).

La cuenca superficial cubre un área de 2 400 km² y la principal corriente es el río Duero. La descarga del acuífero es hacia la faja fluvial del río Duero y a lo largo de ésta; sigue una dirección inicial S-N hasta el valle de Zamora, donde cambia la dirección S-NW hacia la Ciénaga de Chapala (Conagua, 2002; Armas, 2010). El nivel freático en la zona es de 1 m en el valle de Tangancícuaro-Guadalupe y de 0.5 a 2.0 m en el valle de Zamora.

Muestreo y análisis de agua

Se realizaron dos muestreos de aguas subterráneas (agosto de 2009 y marzo de 2010) en 15 y 17 sitios, de manera respectiva, correspondientes a siete manantiales y ocho pozos profundos; en el segundo muestreo se incorporaron dos manantiales más (figura 1). La selección de los sitios y fechas de muestreo se basó en trabajos preliminares en las aguas subterráneas de la cuenca (Velázquez y Pimentel, 2008). En los pozos, las muestras fueron colectadas directamente de los sistemas de extracción y antes de que el agua se derivara al dispositivo de cloración, para mantener las condiciones iniciales del agua subterránea. Para evitar la posible alteración de la muestra, se dejó correr el agua de la llave de paso durante unos 30 segundos antes de disponer el agua en el recipiente. La profundidad de los pozos bajo estudio varió de 100 a 200 m. Para el agua de los manantiales, la muestra fue obtenida en la parte central del cuerpo de agua, a una profundidad máxima de 20 cm y ayudados de un recipiente de mayor capacidad previamente lavado con la misma agua a muestrear. Se utilizaron recipientes de polipropileno de 1.0 litro que fueron previamente lavados dos veces con agua destilada y una vez con agua bidestilada. Las muestras se trasladaron a la brevedad al laboratorio y se preservaron en refrigeración (≈ 4 ^oC), analizando en primer término CO₃^2- y HCO₃^-.

En campo se midieron pH, CE (conductividad eléctrica) y temperatura (medidores marca Hanna). En laboratorio se determinaron Ca²⁺ y Mg²⁺ por absorción atómica AA (espectrofotómetro AA 3100 Perkin Elmer) y solución de lantano; Na⁺ y K⁺ por emisión atómica EA (espectrofotómetro AA 3100 Perkin Elmer), y cloruro de potasio y sodio, respectivamente, como inhibidores de ionización; Cl^- por precipitación con nitrato de plata; CO₃^2- y HCO₃^- por titulación con ácido sulfúrico; SO₄^2- por precipitación con cloruro de bario. En todos los casos, se tomaron muestras de referencias, patrones y blancos para asegurar la precisión y exactitud de los análisis. Las metodologías seleccionadas son las autorizadas como métodos estándar para el análisis de aguas (Eaton et al., 2005). Los datos analíticos de iones mayores (Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, K⁺, CO₃^2-, HCO₃^-, Cl^-, SO₄^2-) se seleccionaron considerando que el error en el balance iónico no excediera el 5%. Los metales pesados totales (Cu, Fe, Mn, Zn, Cd y Pb) se extractaron por digestión de la muestra en mezcla de ácidos (HNO₃:H₂SO₄) y se analizaron por absorción atómica (Eaton et al., 2005), con espectrofotómetro AA 3100 Perkin Elmer.

Se realizó un estudio exploratorio sobre el contenido de Pb en 12 muestras de suelo, con el objetivo de determinar si el suelo superficial constituye una fuente de este metal; estudios previos reportan la presencia de metales traza, entre ellos el Pb, en los materiales volcánicos que conforman la Faja Volcánica Transmexicana (Corona-Chávez et al., 2006; Wilcox, 1954). Además, una alta proporción de suelos ha sido contaminado con depósitos atmosféricos de Pb, derivados de la combustión de gasolinas que lo contienen (Burau, 1982). Las muestras de suelo fueron obtenidas del horizonte superior (0-20 cm) de suelos agrícolas y forestales localizados en las cercanías de las fuentes de agua estudiadas; sólo una muestra se obtuvo a una profundidad de 60 cm, en un perfil de suelo agrícola en Tangancícuaro y correspondió a una capa de arena de color pardo. Los análisis se realizaron en las muestras de suelo completas y en la fracción arena. En las muestras completas se determinó Pb extractado con DPTA (Lindsay y Norvell, 1978), considerando esta extracción como un indicador del Pb soluble y una fracción del adsorbido a la superficie de las partículas minerales más finas (arcillas, óxidos de Fe) y a la fracción orgánica. La fracción arena se obtuvo separando de las muestras completas las partículas sedimentadas luego de la eliminación de limos y arcillas del suelo mediante el método de defloculación con hexametafosfato de sodio (Gee y Bauder, 1986). En esta fracción arena se determinó el Pb total extractado en digestión con mezcla de ácidos HClO₄-HNO₃-H₂SO₄ (Lim y Jackson, 1982); la cuantificación se realizó por absorción atómica (espectrofotómetro AA 3100 Perkin Elmer). En la fracción arena se pueden encontrar minerales primarios derivados de la denudación de las rocas originales; el análisis de esta fracción puede proporcionar información sobre la composición de dichas rocas, en este caso, sobre contenido de este metal.

El análisis estadístico de los parámetros físico-químicos del agua incluyó la descripción estadística (valores mínimo, máximo y media) y el análisis de componentes principales (ACP) para determinar su origen. Los cálculos se realizaron con el paquete estadístico XLSTAT (Addinsoft, Inc., 2010). Se determinaron las familias de agua con los diagramas de Piper (Appelo y Postma, 2005) y se usaron las relaciones iónicas Na/Ca, Na/Cl, Mg/Ca, con la finalidad de aportar elementos adicionales al análisis del origen de los parámetros hídricos. Se calculó la relación de adsorción de sodio (RAS) para determinar la calidad agrícola de estas aguas.

Se realizó una revisión de las normativas que rigen en el ámbito nacional sobre la concentración permitida de metales pesados en el agua para consumo humano.

Resultados y discusión

Hidroquímica

El rango de CE fue de 149 (109.4 mg L^-1) y 880 μS cm^-1 (604.6 mg L^-1) en las fuentes de agua muestreadas en 2009, y de 135 (116.6 mg L^-1) a 831 μS cm^-1 (677.3 mg L^-1) para las analizadas en 2010 (cuadro 1). En relación con el pH, éste varió de ligeramente ácido a ligeramente alcalino.

En ambos muestreos, los valores extremos de CE correspondieron a las aguas del manantial Cupátziro y las de un pozo de Zamora. En general, los menores valores de CE se detectaron en los manantiales de la zona alta (promedio de 167 μS cm^-1), clasificándose como agua de baja salinidad (CE < 250 μS cm^-1) (Ayers y Westcot, 1989).

En los pozos del valle de Zamora —parte media de la cuenca—, la CE fue de 250 (160 mg L^-1) a 750 μS cm^-1 (480 mg L^-1), con valor promedio de 574 μS cm^-1 (367 mg L^-1). El agua de menor CE es de reciente infiltración (temperatura de 16 a 24 ^oC) y se almacena en un acuífero basáltico (Conagua, 2002). El agua de mayor CE corresponde a pozos de la parte media y baja de la cuenca. La mayor salinidad de estas aguas se origina de un mayor recorrido de los flujos desde las áreas de recarga, ubicadas en las partes altas de la cuenca, hacia las áreas más bajas, siguiendo las líneas de flujo de agua subterránea con dirección S-NW; típicamente, las aguas que transitan mayor distancia desde la zona de recarga hasta el acuífero presentan mayor salinidad y temperatura que aquellas provenientes de una recarga local (Armas, 2010). Además de esto, el tipo y cantidad de materiales geológicos que atraviesan los flujos de agua subterránea influirán sobre la composición química de esta agua. Como ejemplo, en la parte baja de la cuenca, en un corte litológico realizado a un pozo de 150 m de profundidad en la zona geotérmica de Ixtlán, se encontró que la calcita (CaCO₃) constituye el 22% de la unidad volcánica, mientras que en la unidad sedimentaria, éste fue de 12% (Viggiano-Guerra y Gutiérrez-Negrín, 2007). Sin embargo, no se cuenta con datos específicos de la composición química de los materiales geológicos relacionados con los pozos analizados en este trabajo, por lo que la argumentación sobre el origen de los componentes químicos del agua requiere cierta cautela.

La concentración de iones mayores (Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, K⁺, HCO₃^-, Cl^-, SO₄^2-) mostró, en general, un gradiente similar al de la concentración salina y se correlacionó de forma positiva con la CE. El K⁺, SO₄^2- y Cl^- mostraron las menores concentraciones. Para el caso del K⁺, éste es rápidamente fijado en los minerales arcillosos luego de la disolución de las rocas que lo contienen, disminuyendo su concentración en la solución.

La baja concentración del SO₄^2- y Cl^- en estas aguas se explica por la ausencia de formaciones que contienen evaporitas, yesos o anhidritas, y por la poca abundancia de estos iones en las rocas silicatadas; este último tipo de roca es la que predomina en la zona de estudio (Silva-Mora, 1988). La ausencia de SO₄^2- en las rocas volcánicas silicatadas se debe a que durante los procesos de vulcanismo ocurre una diferenciación del magma y los materiales que contienen sulfuros metálicos —los cuales podrían dar lugar a los iones SO₄^2- luego de procesos de oxidación— se segregan y hunden en la corteza debido a su alta gravedad específica (Augustithus, 2010), alejándose de las rocas volcánicas formadas en la corteza más superficial.

Variaciones temporales

CE y familias de agua

En agosto se observó la mayor CE promedio (cuadro 1) y en marzo la menor. Esto indica el acarreo e infiltración de sales al acuífero en la temporada de lluvias (agosto), y/o una mayor alteración de los minerales silicatados, aunque este último es un proceso lento y los cambios en la química del agua se considera que son graduales (Stumm y Morgan, 1996). Las principales familias de agua fueron magnésico-bicarbonatada, cálcico-bicarbonatada y sódico-cálcico-bicarbonatada (cuadro 2). En el primer muestreo (agosto del 2009) predominó el tipo magnésico-bicarbonatado, en tanto que en el segundo muestreo (marzo del 2010) se observó una tendencia hacia el tipo cálcico-sódica, conservando el carácter bicarbonatado. Posiblemente la alta infiltración de agua al acuífero en el mes de agosto deriva en una mayor disolución de minerales silicatados que contienen magnesio, incrementando la concentración relativa del ion Mg²⁺. Esto es congruente con el distinto grado de estabilidad que presentan los minerales silicatados, con valores extremos para el cuarzo (alta estabilidad) y el olivino (baja estabilidad). En el último caso, la fosterita (Mg₂SiO₄) es un ejemplo de mineral con alta inestabilidad a procesos de intemperismo (Klein y Hurlbut, 1997). A modo de ejemplo se incluye la reacción de intemperismo de la biotita (Stumm y Morgan, 1996).

KMgFe₂AlSi₃O₁₀(OH)₂ + ⅟₂O₂ + 3CO₂ + 11H₂O = Al(OH)₃ + 2Fe(OH)₃ + K⁺ + Mg²⁺ + 3HCO₃^- + Biotita gibbsita hidróxido de Fe 3H₄SiO₄

Relaciones iónicas

Los valores de las relaciones iónicas Na⁺/Ca²⁺, Na⁺/Cl^- y RAS para 15 sitios en dos fechas de muestreo fueron mayores en marzo que en agosto (figura 2), mostrando un enriquecimiento de las soluciones con este ion en el primer caso. El Na⁺ se deriva principalmente del intemperismo de los feldespatos sódicos, como la albita o cualquier miembro de la serie de la plagioclasa, entre la anortita y la albita (Appelo y Postma, 2005), y de la disolución de sales de sodio; una vez en solución, el Na⁺ tiende a permanecer en la misma, a menos que ocurra un intercambio con los cationes (Ca²⁺, Mg²⁺) de la superficie de los minerales y que son de carácter reversible. Podría inferirse que la mayor concentración relativa de Na⁺ en temporada de sequía puede deberse a procesos de reconcentración de soluciones por evaporación. Sin embargo, esto no coincide con una mayor CE de las soluciones, la cual ocurre en lluvias (agosto). Sin descartar posibles procesos de intercambio iónico, esta diferencia de concentración relativa de Na⁺ en las dos temporadas puede atribuirse a una disolución diferencial de los minerales existentes en la zona, predominando la disolución de minerales con Na⁺ en temporada de estiaje.

En agosto, el Mg²⁺ predominó sobre el Ca²⁺ en los manantiales de la parte alta de la cuenca (figura 2) y algunos de la zona media, donde la relación Mg²⁺/Ca²⁺ > 1.0. El Mg²⁺ tiene su origen en los silicatos ferromagnesianos de las rocas basálticas, caracterizadas por su origen volcánico, color oscuro y grano fino (Klein y Hurlbut, 1997; Silva-Mora, 1988), que se encuentran en la zona. La relación Mg²⁺/Ca²⁺ fue menor en promedio en la parte media de la cuenca (sitios 8 a 13, figura 2) en relación con la parte alta y esto se debe a la presencia en esta zona de materiales calcáreos que, al disolverse, incrementan la concentración relativa de Ca²⁺.

Para el mes de marzo, la relación Mg²⁺/Ca²⁺ fue < 1.0 en las dos zonas (alta y media), dominando el Ca²⁺ sobre el Mg²⁺. Esto indica una menor disolución de minerales magnésicos durante el mes de marzo (estiaje) en relación con el mes de agosto (lluvias).

Para confirmar la posibilidad de la disolución de materiales calcáreos, se calcularon los índices de saturación (IS) de la calcita a partir de las concentraciones de los iones Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, CO₃^2- y HCO₃^- (Ayers y Westcot, 1989) en 15 sitios y en las dos fechas de muestreo. El IS se determinó a partir de un valor de pH teórico (pHc) y el pH del agua (pHa), mediante la fórmula: IS = pHa – pHc, donde: pHa = pH del agua y pHc = pCa + (pK₂ – pKc) + p(alk). Además: pCa= -log[Ca], (pK₂ – pKc) = -log[Ca+Mg+Na] y p(alk) = -log[CO₃ + HCO₃]. Las concentraciones están dadas en mmol₍₊₎ L^-1. Los cálculos mostraron valores negativos del índice de saturación de la calcita en todos los casos (cuadro 3), confirmando la tendencia en estas aguas a la disolución de este mineral.

Metales totales

El Cu_(t) y Zn_(t) no se detectaron en ninguno de los sitios y fechas de muestreo (cuadro 1); en tanto que el Fe_(t) lo fue en cuatro sitios en agosto y tres en marzo, en concentraciones de 200 a 4 700 y 200 a 1 000 µg L^-1, respectivamente. En agosto, el Mn_(t) se encontró en tres sitios con 400, 2 000 y 1 000 µg L^-1, mientras que en marzo lo fue en dos: 200 y 1 200 µg L^-1.

Los valores medios de Fe_(t) y Mn_(t) fueron mayores en agosto (473 y 227 µg L^-1) que en marzo (94 y 82 µg L^-1), asociados probablemente a una condición anóxica en la primera fecha. Estos metales aumentan de modo considerable su solubilidad en condiciones de bajo potencial redox (Stumm y Morgan, 1996), situación que puede presentarse en el acuífero estudiado en el mes de agosto, cuando la infiltración de aguas pluviales causa la elevación del nivel freático y el oxígeno es desplazado hacia la atmósfera en respuesta a la transformación de la parte inferior de la zona vadosa en una zona freática (Pawar y Nikumbh, 1999).

El Pb_(t) se detectó en un manantial y un pozo de la zona alta y dos pozos del valle de Zamora en agosto, en concentración de 100 a 800 µg L^-1, mientras que en marzo fue de 1 000 a 5 600 µg L^-1 en cuatro manantiales de La Cañada y un pozo del valle de Zamora. La concentración media de Cd_(t) y Pb_(t) fue mayor en marzo (cuadro 1) que en agosto y esto se corresponde con una menor CE media del agua en aquella fecha, aunque no se encontró una correlación entre ambos parámetros. Otros autores ya han observado que el Pb es más soluble en aguas blandas o de baja concentración, y ácidas (OMS, 2006; Stumm y Morgan, 1996).

Metales disueltos

Los metales Cu_(d), Zn_(d), Fe_(d) y Mn_(d) se detectaron en pocos sitios en mayo de 2008, en tanto que para agosto de 2009 lo fueron en todos los sitios bajo estudio. La mayor concentración media de Cu_(d), Fe_(d) y Mn_(d) fue en temporada de lluvias (agosto) (cuadro 4), en tanto que el Zn_(d) y Pb_(d) lo fueron en sequía (mayo).

De nuevo, las condiciones relativamente anóxicas del acuífero en el mes de agosto podrían explicar esta diferencia de concentraciones en los metales Cu_(d), Fe_(d) y Mn_(d), los cuales son sensibles al ambiente redox (Stumm y Morgan, 1996). El Fe es un buen indicador secundario de las condiciones de óxido-reducción en el acuífero (Edmunds, 1996).

El Pb_(d) se encontró en los dos muestreos y en todos los sitios (cuadro 4). La presencia consistente del Pb_(d) en las fuentes de agua analizadas —sin que se observe una tendencia clara en la distribución espacial de sus concentraciones— es otro indicador del posible origen geológico de este metal en el agua subterránea (Blanco-Hernández et al., 1998; Huizar-Álvarez, 1997).

Análisis de componentes principales (ACP)

El ACP se realizó con los parámetros: pH, CE, ^ot, iones mayores (Ca²⁺, Mg²⁺, K⁺, Na⁺, HCO₃^-, Cl^-, SO₄^2-) y metales pesados disueltos del muestreo de 2009, esto con la finalidad de analizar el posible origen de estos parámetros.

El segundo factor (F2) mostró alto coeficiente de correlación positiva para el Cu_(d). Este factor puede representar el efecto del intemperismo de minerales que contienen cobre. Este elemento puede alcanzar concentraciones de 50-90 mg kg^-1 en las rocas ígneas (Wedepohl, 1991) como mineral accesorio o se puede encontrar como cobre nativo (sin combinar con otros elementos).

Para el factor F3, éste se correlacionó positivamente con el Pb_(d). En este caso, el Pb_(d) puede tener como origen materiales volcánicos del tipo clastos (cenizas volcánicas, tobas en minas de arenas) que se encuentran en la parte alta y media de la cuenca.

Es reconocido que algunos minerales de Pb como la galena (PbS) se encuentran asociados con filones de rocas ígneas (Klein y Hurlbut, 1997). Por otro lado, los procesos de vulcanismo son una fuente importante de Pb en la atmósfera y suelo (Shotyk y Le Roux, 2005). La correlación negativa del Fe_(d) con el Pb_(d) puede explicarse por la fuerte afinidad del Fe(III) para precipitar metales (Stumm y Morgan, 1996), proceso que disminuye la concentración de Pb en la solución.

Pb en suelos y arenas

Por su ubicación, esta capa de arena probablemente fue originada por un evento volcánico reciente. Estos datos indican que la fuente de Pb en las aguas subterráneas podría estar relacionada con las arenas volcánicas, que son abundantes en la zona de estudio. Sin embargo, estos datos deben analizarse con cautela, ya que se requieren estudios más detallados para confirmar tal hipótesis.

Peligros sanitarios potenciales del Pb y normatividad

La calidad físico-química del agua potable se mide a través de 38 parámetros establecidos por la Norma Oficial Mexicana NOM 127-SSA1-1994. De estos parámetros, se reconoce que en el país sólo se da seguimiento a unos pocos: cloro residual libre, pH, turbiedad, conductividad eléctrica, hierro, manganeso, fluoruros, sulfatos y nitratos, sin considerar otras sustancias que representan un riesgo para la salud (Jiménez et al., 2010), entre las que se cuentan los metales pesados.

El límite máximo permisible de Pb en el agua de consumo humano se determina con base en los estudios sobre sus efectos perjudiciales en la salud. Así, dependiendo de los avances científicos en la materia, las normativas se han modificado desde los años cincuenta hasta la fecha, marcando como límite 100, 50, 25 y 10 µg L^-1 de Pb (OMS, 2006; Sedue, 1989; SSA, 2009). Es de notar que el Pb en el agua es absorbido por el cuerpo con una mayor extensión que el Pb en los alimentos. (Baird, 2001) y afecta en mayor medida a los niños. La presencia de este elemento en la sangre se relaciona con trastornos como rezago en el crecimiento infantil, incremento en la presión arterial, daños en la hemosíntesis y en el metabolismo de la vitamina D, alteraciones neuroelectrofisiológicas, en la velocidad de la conducción nerviosa y en la agudeza acústica (Davis y Grant, 2003; Shotyk y Le Roux, 2005). Por otro lado, algunos autores han encontrado que los efectos dañinos del Pb están genéticamente determinados y que la dieta puede también contrarrestar tales efectos (Bijoor y Venkatesh, 2007).

En los muestreos de 2008 y 2009, el Pb disuelto es el único metal que excede el límite permitido de 10 µg L^-1 para agua de consumo humano (SSA, 2009). Los niveles detectados fueron de 1 a 20 veces del valor permitido y sólo una de las fuentes de agua presentó una concentración de Pb por debajo de este límite en mayo de 2008. De acuerdo con estos datos, el Pb en el agua doméstica puede estar generando un problema de salud en la zona.

El agua subterránea se ha preferido para uso doméstico debido a la percepción generalizada de su mejor calidad en relación con el agua superficial (Appelo y Postma, 2005). Sin embargo, trabajos como el presente indican que hace falta un conocimiento más detallado de su composición química para determinar peligros sanitarios potenciales y, con base en éstos, mejorar la reglamentación para su uso. La normativa en México, que tiene definidas las sustancias y los elementos tóxicos, sus concentraciones límite y las instituciones responsables de su seguimiento, presenta dificultades para su aplicación. Entre ellas se mencionan las limitaciones técnicas y financieras de los ayuntamientos para establecer programas de monitoreo de la calidad química del agua doméstica (Pimentel et al., 2010). Estos programas son el fundamento para la selección, instalación y mantenimiento de sistemas adecuados de potabilización del agua.

Conclusiones

Agradecimientos

Los autores agradecen el apoyo financiero otorgado por el Instituto Politécnico Nacional y el Colegio de Postgraduados para la realización de este trabajo.

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