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Efectos Toxicológicos e Impacto Ambiental del Mercurio (página 2)

Enviado por Ismael Pablo Antua



Partes: 1, 2


El metilmercurio y la tragedia de Minamata

La enfermedad de Minamata es un síndrome neurológico grave y permanente causado por envenenamiento con mercurio. Los síntomas incluyen ataxia, alteración sensorial en manos y pies, deterioro de los sentidos de la vista y el oído, debilidad y, en casos extremos, parálisis y muerte.

La enfermedad de Minamata se denomina así porque la ciudad de Minamata (Japón) fue el centro de un brote de envenenamiento por metilmercurio en la década de los 50. En 1956, el año que se detectó el brote, murieron cuarenta y seis personas.

Entre 1953 y 1965 se contabilizaron 111 víctimas y más de 400 casos con problemas neurológicos. Madres que no presentaban ningún síntoma dieron a luz niños gravemente afectados.

En 1968, el gobierno japonés anunció oficialmente que la causa de la enfermedad era la ingestión de pescado y de marisco contaminado de mercurio por los vertidos de la empresa petroquímica Chisso. Se calcula que entre 1932 y 1968, año en que cambió el proceso de síntesis por otro menos contaminante, se vertieron a la bahía 81 toneladas de mercurio.

En el año 2001 se habían diagnosticado 2.955 casos de la enfermedad de Minamata.

El reportaje gráfico de W. Eugene Smith atrajo la atención del mundo hacia la enfermedad de Minamata.

W. Eugene Smith (Tomoko Uemura en su tina. Minamata, 1972)

Efectos ambientales del mercurio 

 El mercurio entra en el ambiente como resultado de la ruptura de minerales de rocas y suelos a través de la exposición al viento y agua. La liberación de mercurio desde fuentes naturales ha permanecido en el mismo nivel a través de los años, sin embargo el incremento de las concentraciones de mercurio en el medioambiente en las últimas décadas indica la actividad humana.

La mayoría del mercurio liberado por las actividades humanas es liberado al aire, a través de la quema de productos fósiles, minería, fundiciones y combustión de residuos sólidos.

Otras formas de contaminación son directamente al suelo o al agua, por ejemplo la aplicación de fertilizantes en la agricultura y los vertidos de aguas residuales industriales. Todo el mercurio que es liberado al ambiente eventualmente terminará en suelos o aguas superficiales.

Aguas superficiales ácidas pueden contener significantes cantidades de mercurio. Cuando los valores de pH están entre 5 y 7, las concentraciones de mercurio en el agua se incrementarán debido a la movilización del mercurio en el suelo. El mercurio que ha alcanzado las aguas superficiales o suelos los microorganismos pueden convertirlo en metilmercurio. Los peces absorben gran cantidad de metilmercurio de agua superficial cada día.

Las emisiones de mercurio procedentes de fuentes naturales incluyen el medio ambiente marino y acuático, así como de la actividad volcánica y geotérmica. Sin embargo, estudios recientes, sugieren que las fuentes antropogénicas contribuyen a la liberación de la mayor parte del mercurio, y que la carga total de mercurio atmosférico se ha multiplicado por un factor entre 2 y 5 desde el comienzo de la era industrial. Aproximadamente un tercio de las emisiones totales del mercurio global actual circulan en un ciclo cerrado entre los océanos y la atmósfera, pero se cree que mucho menos del 50 por ciento de las emisiones oceánicas proceden del mercurio originalmente movilizado por fuentes naturales. La recirculación de mercurio a la superficie de la tierra, especialmente desde los océanos, extiende la influencia y el tiempo de actividad de las emisiones antropogénicas de mercurio.

Los científicos consideran que las deposiciones atmosféricas de mercurio emitidas al aire por combustión, incineración o procesos de manufactura, contribuyen en una parte muy importante al mercurio que se encuentra en las aguas y el suelo. En Minnesota (EEUU), los investigadores estiman que en 1995, las liberaciones directas de la industria a las aguas superficiales contribuyeron solamente en el 1 o 2 por ciento del contenido en mercurio de dichas aguas, mientras que fueron responsables del 98% de las deposiciones atmosféricas.

El análisis ha encontrado que cada año unas 49 toneladas de mercurio se emiten directamente al aire por cientos de centrales térmicas en los Estados Unidos de América, confirmado las más recientes estimaciones gubernamentales de contaminación por mercurio. El estudio también ha hallado que una cantidad similar de mercurio –unas 40 toneladas- se acumula en los residuos de la planta cuando los filtros diseñados para capturar azufre y otros contaminantes atmosféricos retienen una porción del mercurio contenido en los gases emitidos por las chimeneas. Una contaminación adicional, estimada en 10 toneladas, se produce durante el lavado del carbón previo a su consumo en las centrales térmicas.

Espectrometría de absorción atómica

Espectroscopia de absorción atómica en llama

La espectroscopia de absorción atómica (AA), tiene como fundamento la absorción de radiación de una longitud de onda determinada. Esta radiación es absorbida selectivamente por átomos que tengan niveles energéticos cuya diferencia en energía corresponda en valor a la energía de los fotones incidentes. Los componentes instrumentales de un equipo de espectrofotometría de absorción atómica son los similares a los de un fotómetro, excepto que en AA se requiere de una fuente de radiación necesaria para excitar los átomos del analito. Estos componentes se representan en la Figura 1.

Figura 1 - Componentes de un Espectrofotómetro de Absorción Atómica.

Componentes de un espectrofotómetro de absorción atómica

1) Una fuente de radiación que emita una línea específica correspondiente a la necesaria para efectuar una transición en los átomos del elemento analizado. (Lámpara)

2) Un nebulizador, que por aspiración de la muestra líquida, forme pequeñas gotas para una atomización más eficiente.

3) Un quemador, en el cual por efecto de la temperatura alcanzada en la combustión y por la reacción de combustión misma, se favorezca la formación de átomos a partir de los componentes en solución.

4) Un sistema óptico que separe la radiación de longitud de onda de interés, de todas las demás radiaciones que entran a dicho sistema. (Monocromador y red de difracción)

5) Un detector o transductor, que sea capaz de transformar, en relación proporcional, las señales de intensidad de radiación electromagnética, en señales eléctricas o de intensidad de corriente.

6) Un amplificador o sistema electrónico, que como su nombre lo indica amplifica la señal eléctrica producida, para que en el siguiente paso pueda ser procesada con circuitos y sistemas electrónicos comunes.

7) Por último, se requiere de un sistema de lectura en el cual la señal de intensidad de corriente, sea convertida a una señal que el operario pueda interpretar (ejemplo: absorbancia). Este sistema de lectura, puede ser una escala de aguja, una escala de dígitos, un graficador, una serie de datos que pueden ser procesados a su vez por una computadora, etc.

La AA en llama es a la fecha la técnica más ampliamente utilizada para determinar elementos metálicos y metaloides. Esta técnica tienen grandes convenientes y es de costo relativamente bajo, pudiéndose aplicar tal técnica a una gran variedad de muestras.

Acoplado un instrumento de absorción atómica a un horno de grafito o a un generador de hidruros se alcanzan límites de detección hasta de ppb, lo cual lo hace indispensable en áreas como son: estudios de contaminación ambiental, análisis de alimentos, análisis de aguas potables y residuales, diagnóstico clínico, etc.

Fundamentos de funcionamiento

La muestra a analizar debe ser previamente tratada para asegurar que todos los iones a determinar se encuentren libres en solución, en el caso de muestras acuosas este no es el problema pero en el caso de alimentos u otras matrices sólidas debe realizarse un tratamiento previo de mineralización.

La solución a analizar se hace pasar a través del mechero, por medio de aspiración en forma de niebla gracias al sistema de nebulizador. Los iones y átomos son excitados por la energía recibida en la llama y al ser atravesados por el haz de luz proveniente de la lámpara absorben parte de la energía necesaria para volver a su estado electrónico fundamental.

Un monocromador compuesto por una red de difracción selecciona la longitud de onda específica del elemento.

La diferencia entre la cantidad de energía proveniente de la lámpara que llega al detector inicialmente y mientras la muestra lo atraviesa es una medida cuantificable al alcanzar el amplificador y registrador del equipo.

La señal se traduce en unidades de concentración del analito mediante una lectura previa de una curva de calibración del analito deseado e interpolando los valores obtenidos. Un esquema general del funcionamiento del equipo de absorción atómica se observa en la figura 2.

Figura 2 – Funcionamiento general del Espectrofotómetro de Absorción atómica

Técnica de vapor frío

La técnica de vapor frío se utiliza solamente para el caso del análisis de mercurio, debido a que aprovecha la facultad del mercurio de emitir vapores monoatómicos a temperatura ambiente. Debido a que el mismo posee una presión de vapor elevada no es necesario la utilización de un nebulizador para atomizar la muestra ni de entregarle la energía de una llama.

Por tal motivo el esquema y los componentes del espectrofotómetro son los mismos con la excepción que no es necesario la utilización de estos dos elementos (mechero y nebulizador). En su lugar se utiliza un dispositivo que consta de un recipiente donde se ponen en contacto la muestra acidificada con una solución de borohidruro de Na que actúa como reductor.

En este mutuo contacto se verifican las siguientes reacciones químicas:

BH4+ + 3H2O + H+ à BO3-3 + 4H2­

H2 + Hg++ à 2H+ + Hgº

El Hg elemental producido es arrastrado en forma de vapor por medio de una corriente de un gas inerte como Ar o N2 a una celda de cuarzo interpuesta sobre el paso óptico. Dependiendo de la cantidad de Hg que posea la muestra y, por lo tanto, llegue a la celda, este absorberá más o menos de la energía proveniente de la lámpara traduciéndose en señal de absorbancia.

Figura 3 – Esquema de determinación de Hg por

Espectrofotometría de AA – vapor frío

Legislación actual y estudios previos

Normativa vigente y niveles permitidos

Dependiendo de los tipos de aguas y de las leyes vigentes existen diferentes niveles de Hg permitidos:

 

Código Alimentario Argentino (CAA)

Disposición Nacional 79179/90 Anexo A (OSN)

Ley Provincial 11220 Anexo A y B (ENRESS)

Codex Alimentarius (Europa)

Agencia de protección ambiental (EPA)

Agua potable

1 μg/l

-

1 μg/l

1 μg/l

2 μg/l

A colectora cloacal

-

5 μg/l

5 μg/l

-

-

A curso de agua

-

5 μg/l

-

-

-

A conducto pluvial

-

5 μg/l

-

-

-

Antecedentes de Estudios ambientales en el Arroyo Saladillo

De acuerdo a publicaciones de Marzo de 2003 del Diario La Capital y Barrameda.com.ar (Grupo que tiene por objeto la publicación de materiales de interés general) en dicho mes se analizaron muestras de aguas de los Arroyos Saladillo y Ludueña, ubicados en el sur de la provincia de Santa Fe – Argentina, presentando valores elevados de Pb y Hg así como de actividad bacteriana. A continuación se adjunta parte de la publicación:

EL SALADILLO Y EL LUDUEÑA TIENEN ALTAS DOSIS DE MERCURIO Y PLOMO.

Lo confirma una muestra realizada en marzo por la UNR. La comunidad del Hospital Centenario encomendó el estudio ante un potencial efecto negativo en la salud.

Una muestra analizada por la Universidad Nacional de Rosario (UNR) demostró que los niveles de contaminación de plomo y mercurio en los arroyos Saladillo y Ludueña son alarmantes: los máximos permitidos resultan ínfimos en relación a la presencia de estos compuestos químicos que alteran la fauna costera y comprometen la salud de los barrios asentados cerca de estos cursos de agua.

El análisis bacteriológico y toxicológico de ambos arroyos se realizó el 6 de marzo pasado, a nivel superficial, por los integrantes de la comunidad del Centenario.

Según la ley Nº 24.051, (de calidad del agua) los niveles tolerables de plomo nunca deberían superar el microgramo por cada litro, pero en el Saladillo asciende a 14 microgramos por litro, y a 15 en el Ludueña.

Con el mercurio ocurre lo mismo. La norma acepta sólo 0,1 microgramo por litro, en el Saladillo llega a los 2,52, y a 1,75 en el Ludueña.

8 de abril de 2003 – Fuente: Diario La Capital

Este nivel de mercurio para el Arroyo Saladillo de 2.52 ug/l superaría el máximo tolerable de agua potable de todas las normas vigentes de 1 ug/l, poniendo en riesgo las poblaciones aledañas por consumo o ingesta de peces como de los factores ambientales ya mencionados. De acuerdo al análisis a realizarse se evaluará que nivel de Hg está presente en la actualidad.

Desarrollo del análisis de Hg total en agua superficial del Arroyo Saladillo

Muestreo

El muestreo se realizó sobre la superficie del Arroyo Saladillo a aprox. 400 metros de su desembocadura con el Río Paraná. Este se realizó el día 17 de mayo de 2007 a las 8:30hs AM. Luego de la toma se determinó temperatura y pH arrojando los siguientes valores:

  • Temperatura: 15ºC
  • pH: 7.34

El análisis se realizó sobre muestra total sin filtrar, determinándose de esta manera Hg total y no disuelto.

Técnica analítica

Fundamento

Previa oxidación y mineralización, el mercurio se libera de la solución por reducción y posterior arrastre con una corriente de nitrógeno hacia la celda de cuarzo interpuesta sobre el paso óptico para su lectura.

Método

Espectrofotometría de Absorción Atómica por vapor frío.

Equipamiento

  1. Espectrofotómetro de Absorción Atómica – Perkin Elmer Aanalyst 200
  2. Generador de hidruros y vapor frío –Perkin Elmer FIAS 100

    Patrones

    Solución patrón de Hg inorgánico de 1000 mg/l, con certificado de calidad trazable a NIST.

    Reactivos y soluciones

  3. Lámpara de Hg de descarga sin electrodo (EDL)
  4. Agua destilada Calidad Ultra pura Tipo 1. Conductividad: <0.2 m S/cm2.
  5. HNO3 65% P.A. Bajo en Hg.
  6. H2SO4 98% P.A. Bajo en Hg
  7. HCl 36% P.A.
  8. NaOH PA.
  9. KMnO4 P.A. Bajo en Hg
  10. Borohidruro de sodio PA Mín 95 %
  11. Clorhidrato de hidroxilamina P.A. Bajo en Hg
  • Solución de KMnO4 al 6% P/V: Pesar 60 g de KMnO4 P.A. y disolver en agua destilada calidad ultra pura. Llevar a 1000 ml con agua destilada en matraz aforado.
  • Solución de Clorhidrato Hidroxilamina al 15%: Pesar 15 g de Clorhidrato de hidroxilamina P.A. llevar a 100 ml con agua destilada calidad ultra pura en matraz aforado.
  • Solución reductora de Borohidruro de Sodio: Pesar 0.5 g de NaOH y 2 g de borohidruro de sodio. Disolver en una pequeña porción de agua destilada ultra pura y llevar a volumen en matraz aforado de 1000 ml con agua destilada de la misma calidad. La solución se prepara y utiliza en el día.
  • Solución de HCl al 3%: Disolver 30 ml de HCl PA conc, medidos con probeta graduada de 50 ml, en agua destilada ultra pura y llevar a 1000 ml en matraz aforado.

Soluciones patrones y curva de calibración

  • Solución intermedia de 10 mg/l de Hg: Pipetear con micropipeta calibrada 1000 ul de solución patrón de Hg de 1000 ppm en matraz aforado de 100 ml, agregar 2 ml de HNO3 conc y enrasar a volumen con agua destilada calidad ultra pura.
  • Solución de trabajo de 200 ug/l de Hg: Pipetear con bolpipeta clase A 2 ml de solución intermedia de 10 ppm de Hg en matraz aforado de 100 ml, agregar 2 ml de HNO3 conc y 3 gotas de solución de KMnO4 al 6%. Enrasar a volumen con agua destilada ultra pura.
  • Preparar curva de calibración de acuerdo a la Tabla siguiente:

ANALITO

CONCENTRACIÓN DE LA SOLUCIÓN DE TRABAJO (m g/l)

VOLUMEN TOMADO DE LA SOLUCIÓN DE TRABAJO (m l)

VOLUMEN DE HNO3 CONC. (ml)

VOLUMEN KMnO4 6% (gotas)

VOL. FINAL (ml)

CONCENTRACIÓN FINAL (m g/l)

Hg

200

1000

2

3

50

4.00

Hg

200

500

2

3

50

2.00

Hg

200

250

2

3

50

1.00

Hg

200

125

2

3

50

0.50

Hg

200

62.5

2

3

50

0.25

Hg

-

-

2

3

50

0.00

Nota: El agregado de solución de KMnO4 a las soluciones diluidas de Hg tiene por objetivo mantener un medio oxidante tal que el ión Hg permanezca en estado libre y evitar su unión a moléculas orgánicas presentes en las soluciones.

Procedimiento

Preparación de muestras:

Tomar 20 ml de muestra con bolpipeta clase A en tubo Falcon de 50 ml. Agregar 1 ml de HNO3 conc, 1 ml de H2SO4 conc. y 2 ml de solución de KMnO4 al 6 %.

Tapar y llevar a baño de agua a 90-95º C durante 2 horas. Dejar enfriar a temp. ambiente y agregar gotas de hidroxilamina al 20 % hasta desaparición total de coloración y presencia de MnO2.

Llevar a 25 ml con agua destilada calidad ultra pura.

Preparación de blanco de reactivos:

Realizar los mismos pasos que en la preparación de la muestra, pero utilizar agua destilada calidad ultra pura en reemplazo de la muestra.

Preparación de muestras fortificadas:

Preparar muestras fortificadas para evaluar el % de recuperación del método y aplicar el factor de corrección correspondiente a las muestras.

Para esto tomar 20 ml de muestra con bolpipeta clase A en tubo Falcon de 50 ml. Fortificar agregando con micropipeta, 125 ul de solución de trabajo de 200 ug/l de Hg.

Agregar 1 ml de HNO3 conc, 1 ml de H2SO4 conc. y 2 ml de solución de KMnO4 al 6 %.

Tapar y llevar a baño de agua a 90-95º C durante 2 horas. Dejar enfriar a temp. ambiente y agregar gotas de hidroxilamina al 15 % hasta desaparición total de coloración y presencia de MnO2.

Llevar a 25 ml con agua destilada calidad ultra pura.

Estas muestras fortificadas poseen una conc. final de 1 ug/l.

Cálculos

donde:

µg/l: concentración arrojada por el equipo al extrapolar la absorbancia de la muestra a la curva de calibración

Fd: factor de dilución de la muestra

En este caso 25/20, o sea, 1.25.

Fc: factor de corrección, obtenido de la recuperación del analito en las muestras fortificadas, este se obtiene de la siguiente manera:

A: Conc. de Hg hallada en muestra fortificada

B: Conc. de Hg nominal en muestra fortificada, en este caso 1 ug/l.

C: Conc. de Hg en la muestra incógnita, debido a que se fortificó sobre la muestra incógnita.

Expresión de resultados

Los resultados se expresan en µg/l de Hg sobre la muestra.

Limite de cuantificación

0.25 µg/l, correspondiente a la concentración menor de la curva de calibración.

Resultados obtenidos

Curva de calibración

Los resultados obtenidos de la lectura de la curva de calibración arrojó los siguientes resultados:

  • Tipo: Lineal a través del cero.
  • Rango de linealidad: 0.25 – 4.00 ug/l
  • Ajustada a blanco de curva
  • Pendiente: 0.25223
  • Ordenada al origen: 0
  • Coef. de correlación: 0.999329

Blanco de reactivos y muestras

  • Se ajustó la señal con el blanco de reactivos.
  • Se procedió a la lectura de las 10 muestras previa preparación.
  • Todas las muestras presentaron valores no detectables ni cuantificables.

Muestras fortificadas

  • Se realizaron 3 muestras fortificadas, presentando los siguientes resultados y el siguiente análisis estadístico:

  • Del % de recuperación obtenido, si el resultado de las muestras hubiera sido positivo y cuantificable el factor de corrección (fc) utilizado en el cálculo del resultado final habría sido 0.96.

Análisis estadístico de los resultados

  • No es posible realizar un análisis estadístico del paquete de resultados, así como estudio de valores anómalos (aberrantes) por los Test de Grubbs y Cochrann.

Conclusiones

  1. Los resultados de las 10 alícuotas analizadas de la muestra tomada del Arroyo Saladillo presentaron ausencia de Hg en este cauce.
    1. el buen nivel de recuperación de las muestras fortificadas (96%),
    2. la adecuada repetibilidad en las muestras fortificadas (%CV: 4.54),
    3. el coeficiente de correlación de la curva de calibración (r2: 0.999329),
    4. el nivel del analito en el blanco de reactivos es inferior al punto más bajo de la curva de calibración (0.20 ug/l).
  2. El método analítico empleado es confiable debido a:
    1. No se conoce el punto de muestreo de la muestra tomada en marzo de 2003 y por lo tanto se desconocen posibles fuentes de contaminación cercanas que pudieron aportar analito a la muestra.
    2. La muestra presente de resultado negativo fue tomada el 17 de mayo de 2007, aproximadamente 45 días después del temporal de lluvia que se mantuvo durante 6 días consecutivos y que provocó inundaciones, anegamientos generales y una suba en el nivel del arroyo en más de 2.5 metros de la media normal. Esta crecida, motivó una fuerte corriente de agua de "lluvia" desde el arroyo hacia el Paraná, que "lavó" el cauce del arroyo por arrastre hacia el río. Muchos de estos contaminantes arrastrados, el mercurio entre ellos, tardarán un tiempo considerable en concentrarse nuevamente sea por el aporte ambiental, el volcado industrial o por transferencia de mercurio desde el barro o sedimento al seno del líquido.
  3. Analizando los valores de Hg sobre el Saladillo publicados en marzo del 2003 de 2.52 ug/l y el resultado negativo de la muestra actual se pueden plantear las siguientes hipótesis:

Referencias Bibliográficas

 

Datos del autor

Ismael Pablo Antuña

Lugar de Residencia: Rosario – Santa Fe – Argentina

Profesión y experiencias:

  • Químico Analista
  • Investigación y Desarrollo de técnicas analíticas para control y análisis de alimentos, aguas, efluentes, etc. de metales pesados, micotoxinas, plaguicidas, fungicidas, etc.
  • Manejo y puesta a punto de instrumental analítico de alta precisión (Cromatografía liquida y gaseosa, espectrofotometría UV-Vis y de absorción atómica)
  • Estudios y experiencia de validaciones y sistemas de control de calidad de ensayos químicos bajo sistema de calidad ISO 17025:2005.

Datos del trabajo

Lugar: Rosario – Santa Fe – Argentina

Fecha: Mayo de 2007


Partes: 1, 2


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