jueves, 24 de mayo de 2007

TECNICA DE VAPOR FRIO Y GENERADOR DE HIDRUROS POR ESPECTROFOTOMETRIA DE ABSORCION ATOMICA

SaberISSN 1315-0162 versión impresa

Saber v.15 n.1-2 Cumaná ene. 2003
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UN MÉTODO SENCILLO PARA MONITOREO DE MERCURIO EN HUMANOS

AURISTELA MALAVÉ A.1 y PABLO CARRERO M.2
1Universidad de Oriente, Núcleo de Monagas, Departamento de Ciencias, Los Guaritos, Maturín
2Universidad de Los Andes, Departamento de Química, Facultad de Ciencias, Mérida


RESUMEN


Se describe un procedimiento de análisis rápido, sencillo y económico para determinar el contenido de mercurio en fluidos biológicos (sangre y orina) mediante la generación de vapor frío (GVF) y detección por espectroscopía de absorción atómica (EAA). La técnica de flujo continuo fue usada para la introducción de la muestra y los demás reactivos. Con este diseño todo el mercurio presente en la muestra es reducido para formar vapor de mercurio elemental usando un reductor. Mediante las curvas de calibrado se determinó que la altura de picos máxima se incrementa linealmente con la concentración de mercurio expresada por la ecuación: A= 0,0011 + 0,0060 [Hg] en un intervalo dinámico o lineal de 1,98 a 24,00 g/l; r = 0,9972 y límite de detección = 1,06 g/l el cual fue determinado en base a la desviación estándar del blanco, y precisión entre 3 y 9 %. Con el procedimiento propuesto, se determinó el contenido de mercurio en muestras de sangre y orina de 75 personas quienes solicitaron este servicio, los valores están en el rango entre 3,21 - 4,18 g/l y 2,54 - 3,62 g/l respectivamente, los cuales son considerados valores normales para estos fluidos biológicos.


PALABRAS CLAVES: espectroscopía de absorción atómica, mercurio, determinación, sangre, orina.


A SIMPLE METHOD FOR MONITORING MERCURY IN HUMAN BEINGS


ABSTRACT

In this work, we describe a fast, simple and inexpensive analysis process for determining mercury contents in biological fluids (blood and urine) by means of cold vapor generation (CVG) and detection by atomic absorption spectroscopy (AAS). We used the continuous flow technique to introduce samples and other reagents. With this design, and by using a reducer, all mercury in the sample is reduced to form elementary mercury vapor. By means of the calibration curves, we determined that maximum peak height increases linearly with the mercury concentration expressed by the equation: A = 0.0011 + 0.0066[Hg] in a dynamic or linear interval of 1.98 to 24.00 g/l; r = 0.9972, with a detection limit = 1.06 g/l, which was determined on the basis of blank standard deviation, and a precision comprised between 3 and 9 %. With this process, we determined the mercury contents in blood and urine samples taken from 75 persons who requested this test, and the values ranged between 3.21 – 4.18 g/l, and 2.54 – 3.62 g/l respectively, which are considered normal values for these biological fluids.

KEY WORDS: Atomic absorption spectroscopy, Mercury, Determination, Blood, Urine.

INTRODUCCIÓN


El mercurio es el elemento no radiactivo más tóxico sobre la tierra, famoso por su estado físico ya que es el único elemento metálico líquido a temperatura ambiente. Este elemento y sus compuestos se han empleado en buena parte de la historia humana, sus propiedades físicas y químicas lo convierten en un metal atractivo para aplicaciones científicas e industriales.

Entre los metales pesados el mercurio es considerado el contaminante ambiental más peligroso, no sólo por la gravedad de las enfermedades que causa en los seres humanos sino también por el efecto acumulativo a lo largo de las cadenas tróficas naturales. Se ha comprobado que este metal se absorbe y acumula a través de la cadena alimenticia afectando al hombre, al que ingresa por vía oral y respiratoria.

Elemento que existe ampliamente en la biosfera, conocido por su toxicidad, cuyos efectos han ido en ascenso en los últimos años debido a su extenso uso en industrias, agricultura, reparaciones dentales y sobre todo por la utilización irracional en la minería aurífera en Asia, Africa y en países latinoamericanos como Bolivia, Perú, Colombia, Venezuela y Brazil (Malmet et al, 1997). Sólo en el Amazonas de Brasil se estima que se han liberado alrededor de 2000 toneladas de mercurio durante las últimas dos décadas, de las cuales 45% son descargadas en ríos y 55% en la atmósfera lo que ha generado un profundo impacto ambiental causando daños ecológicos y consecuentemente humanos por exposición ocupacional principalmente por inhalación (Akagi et al, 1995; Malmet et al, 1997; Moretón y Trevor, 1998) lo que lo hace un elemento tóxico de amplio significado ambiental y clínico (Friberg et al, 1986; Tsalev y Zaprianot, 1983). Este elemento existe en forma inorgánica y orgánica (cloruros de metil-, etil-, dietil- y fenilmercurio) las cuales difieren significativamente en sus toxicidades siendo esta última la más perjudicial para el hombre. De allí que, para los últimos años ha sido reconocido que el contenido de mercurio total (HgIn + HgOr) proporciona información insuficiente para evaluar su toxicidad potencial ya que ésta no depende sólo de su concentración sino también de su forma química (Burguera et al, 1999; Bagheri y Gholami, 2001). En la actualidad, el mercurio es usado en una variedad de productos debido principalmente a que es líquido a temperatura y presión ambiental, es un buen conductor eléctrico y es fácilmente volatilizado. Estas características permiten su aplicación en medicina, en equipos electrónicos, en la agricultura, en equipos científicos y en otros productos utilizados por el hombre; no obstante, se sabe que las amalgamas dentales y la dieta constituyen la principal exposición de la población a este elemento siendo los peces y sus productos la principal fuente de metilmercurio (Angerer y Schaller, 1988).

En la literatura existe una variedad de métodos analíticos que han sido utilizados para determinar mercurio que incluyen: espectrometría de absorción atómica con generación de vapor frío (EAA-GVF) (Gallignani et al, 1998; Burguera et al, 1999; Bermejo-Barrera et al, 2001 y Hafez et al, 2001), espectrometría de absorción atómica con atomización electrotérmica (EAA-AE) (Clevenger et al, 1997 y Flores et al, 2001), espectrometría de fluorescencia atómica (EFA) (Clevenger et al, 1997; Shafawi et al, 1999; Amyot et al, 2001; Bagheri y Gholami, 2001 y Ramalhosa et al, 2001) y espectrometría de masa con plasma acoplado inductivamente (EM-PAI) (Allibone et al, 1999; Nixon et al, 1999; Chiou et al, 2001; Seibert et al, 2001 y Ugo et al, 2001) como las más aplicadas en los últimos años. A pesar de que más recientemente han surgido otras metodologías para este propósito (Bin et al, 2001; Bravo-Sánchez et al, 2001; Mondal et al, 2001; Murillo et al, 2001; San Vicente de la Riva et al, 2002 y Wuilloud et al, 2002) la EAA-GVF continua siendo la técnica más popular para la determinación de mercurio (Clevenger et al, 1997; Hill et al, 1998 y Flores et al, 2001) por su sencillez y bajo costo pero con la variante de que estos procedimientos requieren la destrucción de la materia orgánica por digestión húmeda (Adeloju et al, 1994; Landi y Fagioli, 1994) o por altas temperaturas las cuales pueden repercutir en inadecuados valores de recuperación debido a pérdidas del elemento por volatilización a elevadas temperaturas. No obstante, una manera de solventar estos inconvenientes es mediante la incorporación de la etapa de pretratamiento de la muestra en línea (usualmente usando energía de microondas) mediante inyección en flujo (IF) y flujo continuo (FC) acoplado a diferentes técnicas de detección para el análisis en varios tipos de muestras (Welz et al, 1992; Cossa et al, 1995; Bloxham et al, 1996; Murphy et al, 1996; Woller et al, 1997; Gallignani et al, 1998; Bagheri y Gholami, 2001)

La información acerca de la concentración de mercurio en muestras ambientales y biológicas es de gran interés y actualidad ya que desde siempre ha sido conocido como un elemento tóxico que presenta daños asociados con su ingestión e inhalación, además de que es un elemento pesado al cual no se le ha detectado ninguna función vital en organismos vivientes y sus propiedades tóxicas han ido en ascenso en los últimos años debido a sus usos. Una manera de estimar el grado de contaminación mercurial en el sitio de trabajo, en el ambiente, por la utilización de amalgamas dentales y principalmente por la dieta es mediante la determinación del nivel de mercurio en varias matrices biológicas, en particular en sangre y orina (Angerer y Schaller, 1988). Tomando en cuenta la capacidad de la espectroscopía atómica de actuar como detector selectivo y específico para la detección de mercurio y la posibilidad de acoplamiento con flujo continuo y la generación de vapor frío es posible desarrollar un sistema (FC-GVF-EAA) de monitoreo rápido en sangre y orina.

PARTE EXPERIMENTAL

Equipos
Se utilizó un Espectrómetro de Absorción Atómica Perkin Elmer 3100 conectado con un computador personal dtk-TECH-1632 para la operación del software. Para la evaluación de la señal se usó una lámpara de cátodo hueco de mercurio Perkin Elmer junto con una celda de vidrio en forma de T y para la propulsión de los líquidos se empleó una bomba peristáltica Gilson Minipuls-3 de cuatro canales. Además se utilizó una plancha de calentamiento para las digestiones de las muestras.

Procedimiento
El material de vidrio utilizado se dejó durante toda la noche en ácido nítrico al 20% (para evitar posible contaminación) y antes de ser usado se lavó varias veces con agua bidestilada.

Una solución patrón de HgCl2 1000 mg/l fue empleada para preparar diariamente las soluciones estándar de trabajo por apropiada dilución con agua en un rango de concentración de 1 a 6 µg/l.

La solución de NaBH4 al 0,4% se estabilizó con NaOH 0,05% preparándola diariamente. La solución de trabajo de SnCl2 al 20% de preparó disolviendo 20 g en 20 ml de HCl en caliente y llevando la solución a un volumen final de 100 ml.

Para los ensayos preliminares y optimización de los parámetros se utilizó un pool de sangre aportado por un hospital local y para las pruebas “definitivas” muestras de sangre y orina de 75 personas, en su mayoría odontólogos quienes solicitaron los exámenes respectivos. Las muestras de sangre fueron tomadas mediante un vacutainer de la vena del antebrazo de varios individuos por punción, colocadas en tubos de ensayo y en cada caso se le añadió 15 unidades de heparina sódica por ml de sangre para luego ser almacenadas en refrigeración a 4ºC hasta su análisis. En cuanto a las muestras de orina, éstas fueron colectadas por cada individuo en recipientes de polipropileno estériles durante 24 horas e igualmente fueron refrigeradas.

Durante los ensayos preliminares a las muestras, tanto digestadas como no digestadas, se les determinó el contenido de mercurio orgánico, inorgánico y exógeno utilizando dos procedimientos de reducción: uno con NaBH4 y el otro con SnCl2. Asimismo, se realizaron estudios de recuperación utilizando muestras salpicadas con mercurio orgánico e inorgánico hasta finalmente llegar al esquema mostrado la configuración del sistema FC-GVF-EAA utilizado para el análisis de sangre y orina.


Funcionamiento del Sistema FC-GVF-EAA.

Como ya se mencionó, el diagrama del sistema utilizado para la determinación de mercurio . El mismo consta de una bomba peristáltica que mantiene un flujo constante para la solución del reductor (SnCl2 o NaBH4), del antiespumante y de agua bidestilada a manera de establecer la línea base del sistema. Además contiene dos zonas de reacción (L1 y L2), un separador líquido-gas y una celda de absorción alineada en el paso óptico del espectrofotómetro de absorción atómica.

Una vez que la línea base es establecida el canal portador es sacado del recipiente de agua e introducido en las diferentes soluciones estándares (para la construcción de las curvas de calibrado) o en las diferentes muestras. Esta muestra se une con el reductor en el primer reactor L1 donde tiene lugar la reducción del mercurio contenido en la muestra a mercurio elemental (Hg0) el cual es un vapor atómico. Seguidamente este vapor entra en contacto con un flujo de N2, utilizado como gas de arrastre, el cual conduce al Hg0 a través de L2 hacia el separador de fases donde el líquido es separado al desecho y el gas finalmente es conducido a la celda para ser medido y finalmente cada lectura es registrada en el computador.


RESULTADOS Y DISCUSIÓN

En primer lugar fueron establecidas las condiciones de trabajo. El espectrómetro de absorción atómica fue fijado a una longitud de onda de 253,7 nm; el ancho de rendija fue establecido a 0,7 nm; la corriente de la lámpara fue de 5 mA sin corrector de fondo a objeto de obtener el máximo de tramitancia, la celda fue alineada vertical y horizontalmente. Además, también fue establecido el flujo de nitrógeno en 0,20 l/min y la bomba peristáltica finalmente fue fijada en un flujo de muestra/ agua de 14 ml/min, el reductor en 6,7 ml/min y el antiespumante en 4,5 ml/min.

Los ensayos preliminares fueron iniciados sin tratamiento previo de las muestras tanto de orina como de sangre completa no obteniéndose resultados satisfactorios debido a la formación de espuma en el separador líquido/gas, lo cual fue una de las principales dificultades presentadas durante este estudio por las características naturales de las muestras en particular para la sangre, lo que originó serios problemas durante la lectura debido a que la celda de absorción se humedecía inmediatamente y además dificulta la liberación de los vapores de Hg en el separador. Por estas razones fue necesario añadir una sustancia antiespumante para tratar de minimizar este inconveniente. Se seleccionó para este estudio un antiespumante comercial (Quideco) preparado a un 5% en agua. Para los siguientes ensayos se decidió prescindir de este tensoactivo realizando una digestión previa de las muestras a base de ácidos fuertes (H2SO4, HNO3 y HCl) y mezclas de ellos. Para este caso se logró recuperar el mercurio inorgánico prácticamente en su totalidad, no siendo así para el mercurio orgánico utilizando tanto el NaBH4 como el SnCl2 como reductores logrando recuperar sólo hasta un máximo de 40%.

En vista de que los mejores resultados, en particular para el mercurio inorgánico, se obtuvieron en los casos en que se empleó la digestión a base de la mezcla H2SO4/HNO3 (1:1 v/v), se fijó este método para realizar las digestiones sucesivas tanto para las muestras de sangre como de orina. Lo similar de los resultados obtenidos utilizando NaBH4 o SnCl2 como reductor condujo a realizar los análisis de servicio utilizando este último a una concentración de 20%, reportando así los resultados como cantidad de mercurio inorgánico.

Caracterización analítica del sistema

Establecido todo lo anterior, se llevó a cabo la caracterización analítica del sistema. Sobre la base de los resultados preliminares se realizaron curvas de calibración entre 0 y 30 µg/l de Hg en las cuales se encontró una zona comprendida entre 0 y 25 µg/l donde existe una relación lineal entre la respuesta instrumental y la concentración de Hg, observándose posteriormente una zona donde la linealidad de la curva disminuye ligeramente con un descenso de su pendiente. Mediante la aplicación del método de los mínimos cuadrados de los datos se determinó que la altura de picos máximas se incrementa linealmente con la concentración de mercurio expresadas por la ecuación: A = 0,0011 + 0,006[Hg] en un intervalo dinámico o lineal de 1,98 a 24,00 µg/l; r = 0,9972 y límite de detección = 1,06 µg/l el cual fue determinado en base a tres veces la desviación estándar del blanco, y precisión entre 3 y 9%.

Para la evaluación de la exactitud del método, se utilizaron muestras de sangre y orina salpicadas con mercurio orgánico e inorgánico, lográndose pobres recuperaciones para las primeras (< 40%), resultado que puede ser debido en gran parte a la mayor volatilidad del mercurio orgánico a bajas temperaturas por lo que resulta en pérdidas durante el proceso de digestión, y para las últimas se obtuvieron recuperaciones casi en su totalidad (94 – 98%) validándose la efectividad del método sólo para mercurio inorgánico.

Con el procedimiento descrito, se determinó el contenido contenido de mercurio en muestras reales de sangre y orina de 75 personas, en su mayoría odontólogos, quienes solicitaron este servicio y cuyo análisis estadístico se realizó mediante el paquete estadístico de computadoras “Statistical Analysis System for Unix”

Los datos evidencian que existe un 95% de confianza de que la media poblacional del contenido de mercurio en sangre está entre 3,2100 y 4,1820 con una media muestral de 3,6960 ± 2,1120 y en orina está entre 2,5411 y 3,6242 µg/l con una media muestral de 3,0827 ± 2,3538 µg/l. Los valores obtenidos están dentro de los valores normales del contenido de mercurio inorgánico para estos fluidos biológicos (Gaceta Oficial de la República de Venezuela Nº 5.382, 1999)

CONCLUSIONES

El procedimiento descrito en el presente trabajo es rápido, sencillo y económico para determinar el contenido de mercurio en fluidos biológicos (sangre y orina) mediante generación de vapor frío, utilizando la técnica de flujo continuo para la introducción de la muestra y demás reactivos, y detección por espectroscopía de absorción atómica. Mediante los ensayos preliminares y el análisis de muestras de sangre y orina se encontró que el sistema descrito es bien efectivo y exacto para la determinación de mercurio inorgánico lo que está de acuerdo para poblaciones con poco consumo de pescados y otras comidas marinas que en general son las que aportan el mercurio orgánico a la dieta. Por esta razón el método es totalmente aplicable a localidades poco consumidoras de especies marinas tal como la ciudad de Mérida en la cual la muestra poblacional está compuesta en su mayoría por odontólogos quienes necesitan monitorear los niveles de este elemento por lo que se espera que el mercurio presente en estas muestras sea principalmente inorgánico (Burguera y Burguera, 1993 y Gallignani et al, 1998).


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Analisis del articulo
UN MÉTODO SENCILLO PARA MONITOREO DE MERCURIO EN HUMANOS


En este articulo los autores propone realizar un estudio sobre el MERCURIO, determinando el contenido de este en los fluidos corporales (sangre, orina).
Previamente los autores realizan investigaciones documentales sobre el mercurio y determinan que es un metal altamente toxico para el ser humano, mas sin embargo es ampliamente utilizado en todo el mundo, en industrias, agricultura, y sobre todo en reparaciones dentales.De allí los autores parten para iniciar su investigación la cual es netamente experimental, su idea principal es conseguir un método de análisis lo suficientemente sencillo para determinar mercurio en fluidos corporales; para ellos los autores estudian diferentes métodos analíticos, deciden escoger la técnica DE VAPOR FRIO Y ESPECTROSCOPIA DE ABSORCION ATOMICA por ser una técnica fácil, sencilla,rapida,y económica.En la parte experimental los autores describen con detalle los aparatos utilizados señalando paso a paso el procedimiento que utilizaron para analizar las muestras tanto de orina como de sangre, explican el tratamiento previo que recibe la muestra, inicialmente se efectuaron ensayos preliminares determinando mercurio orgánico e inorgánico con ayuda de ciertos reductores (NABH4 Y Sncl2), emplean un sistema denominado por ellos FC-GVF-EAA, el cual explican y esquematizan su funcionamiento para procesar las muestras definitivas.Luego de haber concluido la parte experimental, los autores muestran sus resultados y discuten sobre los mismos, así se pudo determinar que en el proceso de análisis se logro determinar mas el mercurio orgánico que el inorgánico, procedimiento que se determino en muestras reales de sangre y orina de 75 pacientes.Los valores al final obtenidos fueron buenos puesto que establecieron un rango de contenido de mercurio tanto en sangre como en orina, los valores obtenidos estuvieron dentro del rango deteminado.Por ultimo los autores exponen estar muy satisfechos con el método analítico utilizado ya que es efectivo y aplicable además de sencillo ,rápido y económico.



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SEGUNDO ARTICULO: TECNICA DE GENERACION DE HIDRUROS


Gaceta Médica de CaracasISSN 0367-4762 versión impresa

Gac Méd Caracas v.113 n.1 Caracas ene. 2005


Evaluación diagnóstica del contenido de arsénico en las fuentes de abastecimiento de agua potable del Estado Carabobo, Venezuela

Lic. Olga Agreda, Dra. Maritza Rojas, Lic. Alves Sarmiento
Centro de Investigaciones Toxicológicas de la Universidad de Carabobo (CITUC). Calle 144 N0 RIO-211. La Ceiba. Valencia 2002, Estado Carabobo, Venezuela. Telefax: 0241-8237530 Teléfono: 0241-8247256.
Correo electrónico:
cituc@telcel.net.ve


RESUMEN

Se evaluó el contenido de arsénico (As) de las principales fuentes de abastecimiento de agua (para consumo humano), del estado Carabobo, Venezuela, mediante un estudio preliminar de tipo exploratorio. Se estudiaron los principales sistemas de potabilización: planta Alejo Zuloaga (sistema regional del centro I) y planta Lucio Baldo Soules (sistema regional del centro II). Se analizaron las muestras de agua (por duplicado), con intervalo de captación de un mes, totalizando 10 puntos de muestreo. Doce muestras correspondieron al sistema regional I y ocho muestras al II. La determinación analítica se realizó por espectrofotometría de absorción atómica con generador de hidruros. Los resultados obtenidos revelan que el pH del agua, tanto en los embalses como en las redes de distribución, osciló entre 6,3 y 7,5, rango propicio para favorecer la presencia de especies arsenicales. Las muestras de estos embalses no demuestran niveles detectables de arsénico en ninguna de sus formas orgánicas o inorgánicas, que superen el límite de detección correspondiente a la técnica aplicada (0,001 ppm). Los resultados no indican que el consumo de esta agua represente un riesgo por exposición a arsénico. Se hacen recomendaciones preventivas pertinentes para mantener los niveles de este elemento dentro del rango permisible. Para asegurar un estudio más representativo, se sugiere ampliar área de muestreo y la frecuencia del mismo.

Palabras clave: Arsénico. Diagnóstico. Agua. Monitoreo.

INTRODUCCIÓN

El arsénico (As) es un elemento particularmente difícil de caracterizar en forma aislada, debido a que su química es muy compleja y existen diferentes compuestos del mismo. Este puede ser trivalente As (III) o pentavalente As (V) y está ampliamente distribuido en la naturaleza. Los compuestos de As (III) inorgánicos, más comunes son, el trióxido de As, el arsenito de sodio y el tricloruro de As. Los compuestos inorgánicos pentavalentes son, el pentóxido de As, el ácido arsénico y los arsenatos tales como: arsenato de plomo y de calcio. Los compuestos orgánicos pueden ser también pentavalentes o trivalentes, tales como el ácido arsenílico o pueden encontrarse en formas metiladas como una consecuencia de la biometilación por microorganismos del suelo, del agua fresca o agua de mar (1). El As inorgánico existe predominantemente en dos estados: el arseniato trivalente As(III)i y el arseniato pentavalente As(V)i.
Se ha reconocido que la toxicidad del As(III)i es 10 veces mayor que el As(V)i y resulta de su habilidad para enlazarse a grupos sulfidrilos, especialmente a trioles vecinales en las proteínas, produciendo un mal funcionamiento de la actividad enzimática. La toxicidad del As(V)i es el resultado de su habilidad para sustituir al fosfato en reacciones catalizadas por enzimas, donde puede impedir el normal funcionamiento de éstas (2,3).
Una de las características que determinan las especies químicas del As factibles de encontrar en los medios ambientales, es el pH. El
Cuadro 1 muestra las formas químicas de As (trivalentes y pentavalentes), que podrían prevalecer dependiendo del pH del medio (2).
Se presenta en forma natural en rocas sedimentarias y rocas volcánicas y en aguas geotermales como sulfuro de As, que se encuentra como impureza en los depósitos mineros o como arsenato o arsenito, en las aguas superficiales y subterráneas. Igualmente en fallas de los ríos y riachuelos afluentes a embalses que sirven como fuentes de abastecimiento de agua a una región, en determinadas regiones geográficas como consecuencia del percolado del mismo a través de las rocas y debido a la actividad geotérmica (2,4). Asimismo, en los medios ambientales (agua, aire, organismos marinos, etc.), tanto en forma orgánica como inorgánica y en pequeñas cantidades en formaciones rocosas (2,5,6).

Cuadro 1
Estabilidad y predominio de especies arsenicales según rangos de pH en el medio acuático

pH0- /910-/11 /13 /14
As (III) /H3AsO3 /H2AsO3 /HAsO3- / AsO3-
PH0- /23-/ 67- /11 /12-/ 14
As (V)/ H3AsO4/H2AsO4-/H3AsO3/-2AsO4-2

Fuente: Castro de Esparza M y Wong M (2000) (2).

El As inorgánico también es liberado al ambiente desde un número variado de fuentes antropogénicas las cuales incluyen, fundidoras de cobre, zinc y plomo, manufactura del vidrio, de químicos y transistores, láser, semiconductores, preservantes de madera y municiones (5,7).
Estudios reportados por Albores y col. (1979) (8), realizados en la región lagunera de México, indican que la fuente natural es la principal responsable de la contaminación detectada. Estas fuentes de contaminación han sido también estudiadas en otros países latinoamericanos, por ejemplo, por Castro y Wong (2000) en Argentina (2), Hopenhayn y col. (2003), en Antofagasta y Valparaíso en Chile (9) y Allan y col. (2000) (10) en Atacameño en Chile.
Existen innumerables riesgos conocidos a la salud relacionados con el consumo de As provenientes de las fuentes de abastecimiento de agua en los acueductos en las grandes ciudades (10). La exposición crónica, como la que nos ocupa en este trabajo, puede conducir a efectos neurotóxicos, daño hepático, alteraciones gastrointestinales, del sistema vascular (como enfermedad isquémica del corazón) y particularmente, alteraciones dérmicas (10,6,11). En forma especial, es conocido que largas exposiciones a As inorgánico en agua de consumo humano están asociados a cáncer de pulmón, vejiga, riñón y próstata en humanos (12-15). El As y sus compuestos han sido evaluados y clasificados como cancerígenos por diferentes organismos internacionales. El As presente en el agua potable (principalmente inorgánico como arsenatos y en menor intensidad, como arsenitos) fue evaluado por el Centro Internacional de Investigaciones sobre el Cáncer, en Lyon, Francia (IARC), como cancerígeno humano del grupo 1. Esta clasificación se realizó con base en las evidencias suficientes del incremento de riesgo de cáncer en piel, vejiga y pulmón entre individuos expuestos a estos compuestos (16). La Agencia de Protección Ambiental (USEPA) y el Integrated Risk Information System (IRIS), de Estados Unidos, lo reportan como cancerígeno del grupo A, por las mismas razones anteriores y por el aumento de cáncer de piel observado en poblaciones que consumen agua potable con cantidades elevadas de As inorgánico (2,17).
Por otra parte, estudios epidemiológicos en personas con ingestión prolongada de As inorgánico, vía agua de bebida, han demostrado que las alteraciones cutáneas más generalizadas son la hiperqueratosis palmo-plantar, cambio en la pigmentación de la piel, melanodermia, líneas de Mees, epiteliomas y carcinoma epidermoide (6,9,10,18).
El arsenicismo crónico es, desde el punto de vista epidemiológico, la enfermedad más importante ya que es la que frecuentemente se observa en población expuesta ocupacional y ambientalmente a este compuesto, salvo en situaciones de accidentes o contaminaciones masivas (4).
La toxicidad del As depende de su estado de oxidación, estructura química y solubilidad en el medio químico. La escala de toxicidad de sus compuestos decrece en el siguiente orden: Arsina > As (III) inorgánico > As (III) orgánico > As (V) inorgánico > As (V) orgánico>compuestos arsenicales y arsénico elemental (2,19). Según sean sus valencias: III o V, o sus combinaciones, presentará mayor o menor riesgo para la salud humana (2,5).
Existen estudios en países latinoamericanos como Argentina, Chile, México, Perú y El Salvador (2,8-10) donde se han reportado numerosos casos de intoxicaciones por As presentando las afecciones anteriormente descritas. Las determinaciones analíticas en estos trabajos reportaron niveles de este contaminante muy por encima del valor guía establecido por la Organización Mundial de la Salud (OMS), para As en agua de consumo humano, que debe ser menor de 10 µg/L (20).
Los resultados obtenidos en los países de América Latina mencionados y el conocimiento de parte de los representantes de los organismos encargados del saneamiento del agua del estado Carabobo (Hidrocentro), de que no se realizan determinaciones de As en las aguas provenientes de estos embalses (M. Rodríguez, comunicación personal, junio, 2000) (21), han causado inquietud en la potencial contaminación y sus severos efectos adversos. Los autores del presente estudio consideran importante esta carencia de vigilancia de la calidad del agua potable al no realizar monitoreos periódicos o eventuales para determinar presencia o ausencia de este compuesto y cuantificación del mismo. Es conocido el hecho de que es muy difícil determinar "niveles sin efectos adversos observables" en sustancias reconocidas como cancerígenas. Esto significa que aún cantidades muy pequeñas del agente tienen la potencialidad de producir alteraciones que puedan conducir a una formación tumoral, por lo tanto no hay garantía de "niveles seguros".
Según la investigación bibliográfica realizada, las investigaciones realizadas en Venezuela relacionadas con la materia no han sido publicadas. Se trata de tesis de grado. Una de ellas reporta estudios en las aguas superficiales del Lago de Valencia, cuenca hidrológica del estado Carabobo, así como también de sus afluentes, donde se confirma la presencia de As en toda la extensión de dicho Lago, con una concentración promedio de 20 µg/L (Escalona H, UCV 1972; Garofalo M, Corredor L, UCV 1970; Márquez S, Guédez O, UCV 1973).
Es importante reconocer que el As y sus compuestos de origen natural y/o antropogénico no se podrían ignorar como elemento contaminante en las fuentes de abastecimiento de agua potable de nuestro país.
Por las razones anteriormente señaladas, se decidió realizar un diagnóstico preliminar, exploratorio, de la potencial presencia de As en el agua de consumo en el estado Carabobo.

METODOLOGÍA

En el estado Carabobo el suministro de agua se realiza a través de dos sistemas de bombeo conocidos como sistema regional del centro (SRC I) y el sistema regional del centro II (SRC II). El SRC I está constituido por el embalse Pao Cachinche y la planta de tratamiento Alejo Zuloaga, mientras que el SRC II los forman el embalse Pao La Balsa y la planta de tratamiento Lucio Baldo Soules. La principal represa surtidora de agua potable es la llamada "Pao Cahinche", en la cual ya se han identificado diversos contaminantes (22).
Se realizó un estudio descriptivo de corte transversal, de carácter exploratorio. Se estudiaron los dos principales sistemas de potabilización del estado Carabobo: planta Alejo Zuloaga (sistema regional del centro I) y Planta Lucio Baldo Soules (sistema regional del centro II). Los puntos de muestreo y puntos de captación se observan en el mapa anexo.
Recolección de la información: se entrevistaron directivos de "Hidrocentro" con la finalidad de recaudar información relacionada con la ubicación de las fuentes naturales de abastecimiento de agua cruda y las redes de distribución del agua de consumo a las comunidades. Con esta información, se seleccionaron los puntos de muestreo.
Muestra: se ejecutaron 2 muestreos de diez muestras cada uno. Ambas muestras incluyeron: seis muestras del SRC I y cuatro muestras del SRC II, para un total de veinte muestras. Los muestreos se realizaron con intervalo de un mes entre ambos. Para el SRC I se recolectaron muestras crudas (directamente del embalse Pao Cachinche) y de las redes de distribución a nivel de red media, red baja, red alta, Naguanagua y San Diego. En el SRC II de igual manera se recolectaron muestras crudas (directamente del embalse Pao La Balsa) y de las redes de distribución a nivel de Barrio El Frío, Guacara y San Joaquín.
Análisis de laboratorio: a fin de identificar las posibles especies químicas de As según el grado de acidez de las aguas en estudio, se determinó inicialmente el pH en todas las muestras de agua, analizándose por duplicado. La determinación del pH se obtuvo mediante un pHmetro marca Orion modelo 520. La identificación posterior del As se llevó a cabo mediante espectrofotometría de absorción atómica, utilizando un espectofotómetro Perkin Elmer modelo 3110, equipado con un generador de hidruros MHS-10. El método empleado fue el 3500-As-B del Standard methods for examination of water and wastewater (23). El límite de detección es de 1 µg/L.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Se realizó un estudio preliminar, exploratorio, que condujera a la identificación y/o cuantificación de As o sus compuestos, en muestras de agua cruda y tratada, de las fuentes de distribución del estado Carabobo.
Los resultados de la concentración de As en las muestras evaluadas y su correspondiente pH se describen en el
Cuadro 2. Los valores de pH obtenidos en el presente estudio deberían favorecer la prevalencia de compuestos inorgánicos, trivalentes o pentavalentes como H3AsO3 o H3AsO3-2, tal como lo describen Castro de Esparza y Wong (2), sin embargo, ninguna especie química de As fue detectada.

Cuadro 2
Contenido de arsénico en las muestras de agua del sistema regional del centro I y II

Muestro I Muestreo II
Punto de Captación(*)


pH
Conc. As
(mg/L)
pH
Conc. As
(mg/L)
Sistema regional del centro I
Muestra cruda
7,5
ND
7,5
ND

Red de distribución media
6,3
ND
6,5
ND

Red de distribución baja
6,3
ND
6,5
ND
Embalse
Red de distribución alta
6,3
ND
6,5
ND
Pao-Cachinche-
Naguanagua
6,3
ND
6,5
ND

San Diego
6,3
ND
6,5
ND

Muestra cruda
7,4
ND
7,4
ND
Sistema regional
del centro II
Red de distribución
Barrio El Frío
7,2
ND
7,3
ND
Embalse
Red de distribución
Guacara
7,2
ND
7,3
ND
Pao-La Balsa
Red de distribución
San Joaquín
7,2
ND
7,3
ND
(*) Se tomó una muestra por cada punto. ND: No detectado. Método: Standard methods for examination of water and wastewater 19 edition. 1995 (23). Límite de detección: 0,001 mg/L. Límite permisible o rango máximo para As: 0,01 mg/L (25).

En la literatura se han reportado investigaciones sobre niveles de As en diferentes lagos y lagunas de la región centro-norte de Venezuela, realizadas por Escalona y Garofalo y Corredor (tesis de grado, no publicadas). Ambos estudios confirmaron la presencia de As en las aguas del Lago de Valencia en toda su extensión, reportando una concentración promedio de 20 µg/L, cuando el límite permisible establecido en nuestro país para ese año, era de 50 µg/L (24). El límite permisible establecido actualmente en nuestro país es de 10 µg/L (25). Los resultados de los autores mencionados no son consistentes con los obtenidos en la presente investigación, ya que a pesar de que la cuenca por ellos estudiada se encuentra en la misma región (centro-norte) de los embalses Pao Cachinche y Pao La Balsa, y que las condiciones geográficas de ambas áreas son aparentemente similares, en nuestro trabajo no se logró identificar el As o sus compuestos.
El estudio realizado por Márquez y Guédez (tesis de grado, no publicada) en el Lago de Valencia, determina que factores como: efectos geológicos, meteorización y transporte de sedimentos, son las causas naturales del aumento de la concentración de este contaminante en las aguas de dicho lago. Por ello, y teniendo en cuenta la potencial similitud geográfica antes descrita, hace que los embalses objeto de la presente investigación, puedan representar también un riesgo potencial de contaminación por As de origen natural.
Los resultados de nuestro estudio permiten inferir que las actuales condiciones que prevalecen en el área de los embalses estudiados, no constituirían fuentes que indiquen un riesgo inmediato, derivado de la exposición a cantidades no permisibles de As.
Los hallazgos de este diagnóstico preliminar no podrían considerarse concluyentes, pudiendo inferirse que en las regiones estudiadas, no existe en el presente, un indicador que confirme exposición a As. Por otra parte, las limitaciones en cuanto al número de puntos de captación y por ende, en el número de muestras, hace necesario recomendar la ampliación tanto de este número, como de la periodicidad del muestreo, para poder determinar con propiedad, si existen condiciones propicias para alertar sobre efectos adversos a la salud, derivados del As.
Estos resultados negativos podrían explicarse además por el hecho de que en el caso que hubiese vertido de compuestos arsenicales de las fuentes naturales mencionadas, estos se diluyan gradualmente aguas abajo en la distribución y lleguen a concentraciones lo suficientemente bajas como para no poder ser identificados.

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Aun cuando las condiciones del pH del agua de las muestras crudas y tratadas de los embalses del sistema regional del centro I y el sistema regional del centro II, son apropiadas para la formación de As (III) y As (V), no se encontraron niveles detectables de As, en ninguna de sus especies químicas. A pesar de estos resultados y dado que la potencialidad de efectos adversos producida por la exposición a este elemento o sus compuestos, vía agua de consumo, está asociado con el incremento de riesgo de cáncer, se recomienda:

- Establecer programas de vigilancia periódica de las fuentes de abastecimiento de agua de consumo humano, coordinados por los entes gubernamentales y de salud pública pertinentes, donde se incluya la determinación de As entre los análisis de calidad del agua que se realizan. Este monitoreo deberá conducir al mantenimiento de los niveles de este elemento dentro de su rango de permisibilidad, evitando una posible contaminación por As de origen natural o antropogénico.
- Ampliar el área de muestreo, para estudios más concluyentes, incluyendo los ríos afluentes a los embalses estudiados.

REFERENCIAS

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22. Ministerio del Ambiente y los Recursos Naturales (MARN). Estudio de los tributarios de la cuenca del Lago de Valencia (1997-2000). Convenio MARN-JICA. Valencia; 2000.
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25. Gaceta oficial de la República de Venezuela. Año CXXV: Mes V. No. 36.395. Capítulo III de los aspectos organolépticos, físico-químicos de las aguas. Art. 14. Caracas 13-02-98.






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analisis del articulo


EVALUACIÓN DIAGNÓSTICA DEL CONTENIDO DE ARSÉNICO EN LAS FUENTES DE ABASTECIMIENTO DE AGUA POTABLE DEL ESTADO CARABOBO, VENEZUELA.


En este artículo los autores realizan un estudio y evaluación sobre el contenido de ARSÉNICO en fuentes de abastecimiento de agua potable en el estado Carabobo; la determinación analítica se realizó por espectrofotometría de absorción atómica con generador de hidruros.
Inicialmente los autores exploran sobre el origen y demás detalles importantes sobre dicho metal, toman información de diversas fuentes y determinan que el arsénico se puede encontrar en distintas formas ( orgánico e inorgánico) reconociendo que dependiendo de su estado de oxidación su toxicidad puede aumentar o disminuir según sea el caso. Indican que este metal es altamente toxico ya que exposiciones crónicas a dicho metal puede causar daños en nuestro organismo, enfermedades peligrosas y riesgosas tales como el cáncer de piel, vejiga o pulmón.
El arsénico puede combinarse fácilmente con otros compuestos de la naturaleza y aumentar o disminuir su toxicidad según sea el caso.
En la parte metodologica los autores explican de manera muy corta y poco detallada los procedimientos que usaron en el estudio, simplemente se limitan proporcionar información sobre tipo de método. el proceso de muestreo realizado y mas nada, en realidad son muy breves en este punto.
Seguidamente los autores exponen sus resultados a través de tablas y esquemas, demostrando que el arsénico no fue detectado de ninguna forma en dichos embalses de agua, discuten y comparan su tema con otros anteriores y concluyen incentivando a los organismos públicos a realizar monitoreos de las aguas para consumo humano de manera más permanente ya que es muy importante para todos en general.
El articulo en mi opinion me parecio muy bueno y de suma importancia para nosotros como promotores de la salud en general.
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