5.1. RESIDUOS

En la zona de interés, las industrias minera y metalúrgica han generado residuos y son: 1) presas de jales inactivas, estériles de mina o terreros antiguos, 2) presa de jales activa y 3) escoria de fundición y residuos en el terreno abandonado. Los dos primeros ubicados en el municipio de Villa de la Paz y los terceros en la ciudad de Matehuala.

Los dos promedios más altos de concentración de As reportados en los residuos se encontraron en los generados por la industria metalúrgica específicamente en los ladrillos de la chimenea de la antigua fundición abandonados sobre el suelo (26,705 mg/kg), seguido del presente en las escorias de fundición (1,124 mg/kg) y por último en los residuos de la industria minera, específicamente en jales presentes en las presas inactivas y en la presa activa (884 mg/kg).

Los jales presentes en las presas inactivas y la persa activa procedentes de la industria minera fueron muestreados y caracterizados (^{Valdez-Comparan, 2021}) obteniéndose altas concentraciones de As y otros metales pesados (Cu, As, Zn, Pb y Cr). El rango de concentración de As fue 140-5,439 mg/kg, de Cu 198-5,680 mg/kg, de Zn 99-2,076 mg/kg, de Pb <LD-620 mg/kg y de Cr 85-110 mg/kg y se observa que las concentraciones promedio decrecieron en el siguiente orden: Cu>As>Zn>Pb>Cr (^{Valdez-Comparan, 2021}).

Por otro lado, las escorias de fundición, que corresponden a los residuos generados por la industria metalúrgica al N de la ciudad de Matehuala, han sido caracterizadas y se evidenció que contienen cantidades importantes de elementos potencialmente tóxicos en una matriz silicatada (SiO₂ (40%), FeO (24%), CaO (21%), Al₂O₃ (3%), K₂O (2%), MgO (1%), MnO (1%), Zn (3%), Pb (0.5%), As (0.4%), Cu (0.2%) y Ba (0.2%)) (^{Manz y Castro, 1997}). Las concentraciones totales de Cu, Zn As y Pb en muestras de escorias se presentan en la Tabla 2 y se observa que las concentraciones decrecieron en el siguiente orden: Zn>Pb>Cu>As. Si bien, las concentraciones de As y Pb en la escoria sobrepasaron hasta más de 50 veces y de 6 a 7 veces respectivamente las concentraciones de referencia total (CR_T) establecidas en la Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, se ha demostrado la baja movilidad de éstos en condiciones ambientales (^{Manz y Castro, 1997}; ^{Melo-Cuervo, 2011}; ^{Caicedo-Quintero, 2019}). Experimentos de movilidad de EPT han puesto en evidencia que, en ningún caso se superaron los límites máximos permisibles (5.0 mg/L para As y 5.0 mg/L para Pb) de la NOM-157-SEMARNAT-2009 (^{DOF, 2009}). Sin embargo, los estudios de biodisponibilidad en las escorias mostraron que son peligrosas para la salud humana ya que se encontró que la bioaccesibilidad del As y Pb es mayor en la fase gástrica (pH = 1.5), donde se lleva a cabo la digestión de los seres humanos; en comparación con la fase intestinal (pH = 7.0), donde se lleva a cabo la absorción. Específicamente, la bioaccesibilidad gástrica de As varió entre 28% a 75% y en el caso del Pb de 34% a 80%. Respecto a la bioaccesibilidad intestinal de As varió entre 7% a 43% y en el caso del Pb de 2.5% a 5% (^{Caicedo-Quintero, 2019}).

Por otro lado, en el terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb, se encuentran las ruinas de ésta y se presume que durante el proceso de fundición de los sulfuros se generaron vapores y polvos con altos contenidos de EPT, los cuales podrían haber contaminado las paredes cuyos restos aún se encuentran expuestos al ambiente (^{Manz y Castro, 1997}). Los residuos encontrados en el terreno abandonado, especialmente los que corresponden a la chimenea principal de la fundición (Figura 4), contienen 26,705 mg/kg de As, 3,663 mg/kg de Pb, 1,435 mg/kg de Cd, 1,948 mg/kg de Cu y 13, 067 mg/kg de Zn (^{Razo, 2006}).

Figura 4 Restos de la chimenea principal de la antigua fundición de Pb en Matehuala. Se observan los restos de la construcción altamente contaminados por As, Pb, Cd, Cu y Zn en contacto con el suelo. 

5.2. SUELO

El suelo del municipio de Villa de la Paz, presentó evidencia de contaminación por As y metales pesados (Pb, Cd, Cu y Zn) teniendo como fuente de contaminación los residuos de la minería (^{Manz y Castro, 1997}; ^{Razo, 2002}; ^{Razo, 2006}). El suelo superficial (0-5 cm de profundidad) presentó los siguientes rangos de concentraciones de EPT: 38-11,930 mg/kg de As, 87-7,200 mg/kg de Cu, 45-3,450 mg/kg de Pb y 170-4,920 mg/kg de Zn (^{Razo, 2002}; ^{Razo et al., 2004}). Comparando la concentración de As y Pb (^{Razo, 2002}) versus las CR_T (concentraciones de referencia total) establecidas en la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 para estos elementos (22 mg/kg y 400 mg/kg, respectivamente para suelos de uso agrícola y residencial) se observa que, el 100% de las muestras de suelo superficial se encuentran por encima del CR_T en el caso del As y el 31% de las muestras en el caso del Pb .

Ahora bien, la comparación de la concentración de elementos potencialmente tóxicos (As, Pb, Cu y Zn) reportadas por ^{Razo (2002)}, versus los valores de fondo geoquímicos reportados por ^{Chiprés (2008)} se observó que: i) el valor más alto de concentración de As encontrado en el suelo superficial (11,930 mg/kg de As) sobrepasa 341 veces el valor máximo de fondo geoquímico (4-35 mg/kg de As), ii) el valor más alto de concentración de Pb encontrado en el suelo superficial (3,450 mg/kg de Pb) sobrepasa 138 veces más el valor máximo de fondo geoquímico (25 mg/kg de Pb), iii) el valor más alto de concentración de Cu encontrado en el suelo superficial (7,200 mg/kg de Cu) sobrepasa 205 veces más el valor máximo de fondo geoquímico (35 mg/kg de Cu) y, iv) el valor más alto de concentración de Zn encontrado en el suelo superficial (4,920 mg/kg de Zn) sobrepasa 39 veces más el valor máximo de fondo geoquímico (125 mg/kg de Zn). Lo anterior indica que en la zona Villa de la Paz las concentraciones de EPT en muestras de suelo superficial excedieron, hasta por órdenes de magnitud en algunas muestras, las concentraciones de origen natural en la región reforzando la hipótesis de una posible contribución de origen antropogénico importante.

No existen datos respecto a la geodisponibilidad de elementos potencialmente tóxicos en el suelo de Villa de la Paz. Por otro lado, los datos de biodisponibilidad obtenidos por ^{Razo (2006)} evidenciaron que el 10% del As total y el 50% del Pb total estaba biodisponible en el suelo de Villa de la Paz. El autor atribuyó la menor biodisponibilidad de As con respecto al Pb a la presencia de arsenopirita y arseniatos férricos como fases portadoras de éste. En el caso de la elevada biodisponibilidad del Pb, se explicó por la presencia de mimetita, así como de anglesita y cerusita, como productos de alteración de la galena.

Las mayores concentraciones de As y Pb han sido encontradas en el suelo del terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb en Matehuala (^{Martínez-Villegas et al. 2013a}; ^{Salazar-Amador, 2017}). Respecto al suelo de la antigua fundición de Pb, el valor de concentración de As (49,413 mg/kg de As reportado por ) sobrepasó por casi dos órdenes de magnitud la concentración de referencia de As (260 mg/kg de As) establecida en la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 para suelo de uso industrial . Para otros elementos, como Cd, la concentración de referencia (450 mg/kg de Cd) se sobrepasa por un orden de magnitud (1,554 mg/kg de Cd). Para Pb, la concentración de referencia (800 mg/kg de Pb) igualmente se sobrepasa por un orden de magnitud (34,827 mg/kg de Pb). Investigaciones sobre la distribución de los elementos potencialmente tóxicos en las diferentes fracciones sólidas del suelo, indicaron que una cantidad importante del As se encontró en la fracción soluble (del 2% al 14% del As total), intercambiable (del 5% al 23% del As total) y extraíble (del 4% al 22% del As total) , las cuales son consideradas las fracciones geoquímicas más móviles y lábiles del suelo sugiriendo un alto potencial se liberación de dicho elemento hacia el ambiente. Los resultados de fraccionamiento de As son consistentes con la alta contaminación por este elemento que se observó en el acuífero adyacente a la zona de interés (^{Salazar-Amador, 2017}). La concentración de As en la fracción residual también fue elevada (del 42% al 73% del As total), lo que sugirió la presencia de algunas fases químicas estables. Resultados similares a estos últimos fueron también reportados para el Pb, muy probablemente derivados de la posible presencia de arseniatos de Pb poco solubles, como la beudantita, minerales químicamente más estables .

En este mismo sitio, la antigua fundición de Pb, ^{Hernández-Bárcenas (2017)} evidenció que las muestras de suelo se encuentran constituidas mayoritariamente por calcita, yeso y cuarzo. Además, demostró la presencia de minerales de As tales como farmacosiderita (KFe₄(AsO₄)₃(OH)), bukovskyita (Fe₂(AsO₄)(SO₄)(OH)·9H₂O), escorodita (FeAsO₄·2H₂O), beudantita (PbFe₃(OH)₆SO₄AsO₄), clinoclasa (Cu₃AsO₄(OH)₃), arseniato de sodio (Na₃AsO₄), adamita (Zn₂AsO₄OH), arsenolita (As₂O₃), oropimente (As₂S₃), una mezcla de arseniatos de calcio entre los que se encuentran guerinita (Ca₅H₂(AsO₄)₄·9H₂O), haidingerita (CaHAsO₄·H₂O) y farmacolita (CaHAsO₄·2H₂O). Adicionalmente, sugirió la presencia de As adsorbido sobre ferrihidrita (As≡Fe(OH)₃). De las fases anteriores, clinoclasa, adamita, arsenolita, farmacolita y haidingerita poseen productos de solubilidad relativamente altos (-4.79<Log K_sp<10.10) que explican la movilidad del As en el área de estudio a través de procesos de disolución (^{Hernández-Bárcenas, 2017}). Las investigaciones y los resultados anteriores ayudaron a comprender los procesos geoquímicos que sufre el As a lo largo del tiempo cuando se expone al ambiente sobre suelos de tipo calcisol, en donde el principal reservorio de As por excelencia, los óxidos de Fe, son insuficientes para contener la movilidad del As. En este mismo sentido, se ha demostrado que la disolución de los arseniatos de calcio en residuos dispuestos en el terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb ha causado altos niveles de contaminación por As en el acuífero, alcanzando hasta 158 mg/L de As disuelto, y liberando un total de aproximadamente 7.5 toneladas de As en un año (^{Martínez-Villegas et al., 2013a}).

Debido a lo anterior, se concluyó que los suelos ubicados en el terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb están altamente contaminados y con un alto porcentaje de As (hasta un 50%) en las fracciones más móviles del suelo (^{Hernández- Bárcenas, 2017}; ^{Martínez-Villegas et al., 2013a}; ^{Salazar-Amador, 2017}). La movilidad del As se exacerba en la zona debido a una granulometría relativamente gruesa que presenta el suelo del sitio (arenas gruesas y gravas) lo que le atribuye una alta permeabilidad .

Por otro lado, Ruiz-Huerta et al., (2022) estudiaron la capacidad del helecho Argyrochosma formosa que crece sobre el suelo altamente contaminado del terreno de la antigua fundición de Pb en Matehuala, identificando 294 individuos en diferentes estados de desarrollo, lo que indicó el establecimiento de los helechos en el sitio. Las características morfológicas de A. formosa en órganos de plantas de helecho no mostraron efectos estructurales, en comparación con las plantas de herbario. La distribución de As en los tejidos de las plantas de helecho fue de 192-764 mg/kg, 188-1,017 mg/kg y 113-2,008 mg/kg, en raíces, rizomas y hojas, respectivamente. El factor de bioacumulación calculado en frondas varió de 2 a 7, mientras que el factor de translocación varió de 0.6 a 2.1. De acuerdo a los resultados obtenidos, las autoras concluyeron que Argyrochosma formosa es una especie tolerante al As y la consideraron una especie viable para la fitorremediación del lugar.

Con el objetivo de buscar alternativas de remediación del suelo de la antigua fundición de Pb en Matehuala, se realizó investigación para evaluar la estabilización química de As y Pb en el suelo contaminado empleándose enmiendas químicas a base de dihidrogenofosfato de calcio monohidrato (Ca(H₂PO₄)₂·H₂O), ferrihidrita y cloruro de hierro (III) hexahidratado (FeCl₃·6H₂O) a través de pruebas de laboratorio en reactores de lotes (^{Sierra-Salamanca, 2020}). Después de los tratamientos se evaluó la bioaccesibilidad de As y Pb. Los resultados mostraron que, las enmiendas que más redujeron el riesgo para la salud humana que representa la ingestión incidental de estos suelos fueron la ferrihidrita y la combinación balanceada de Ca(H₂PO₄)₂·H₂O con FeCl₃·6H₂O. Sin embargo, la última combinación moviliza Cd y Zn y se concluyó que la enmienda química que más reduce el riesgo para el medio ambiente y la salud humana es la ferrihidrita. La autora recomendó continuar la investigación reemplazando al FeCl₃·6H₂O en la enmienda combinada por ferrihidrita y de este modo evaluar si pudiese ser buena opción de tratamiento.

Lo anterior se vuelve un tema prioritario a resolver ya que investigaciones realizadas evidenciaron que la problemática del As se extiende fuera del terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb. El agua subterránea contaminada por la lixiviación del As presente en el suelo de la fundición es utilizada en la localidad de Cerrito Blanco para el esparcimiento y la agricultura (^{Martínez-Villegas et al., 2018}, ^2013a, ^2013b; ^{Rodríguez-Rodríguez, 2016}). En el club deportivo Joya Verde (^{Hernández-Ruiz, 2017}), los campos de fútbol son irrigados con agua contaminada (concentración >0.4 mg/L de As) lo que ha derivado que las concentraciones de As en el suelo sobrepasen hasta 5 veces (13.1-353.3 mg/kg de As) el límite de 22 mg/kg para As en suelos residenciales en México (^{DOF, 2007}) . En la zona agrícola de Cerrito Blanco, la cual asciende a 79 hectáreas, se reportaron concentraciones de As en el suelo de hasta 185 mg/kg (^{Ruiz-Huerta et al., 2017}; ^{Cordero-Vázquez, 2018}). Dichas concentraciones excedieron (^{Cordero-Vázquez, 2018}), hasta 8 veces, lo permitido en la Norma Oficial Mexicana (22 mg/kg). Adicionalmente, a pesar de la baja conductividad hidráulica del suelo agrícola (predominantemente muy baja), se reportó que el As es transportado a lo largo del perfil del suelo, presentando concentraciones de hasta 94.3 mg/kg a 60 cm de profundidad (^{Cordero-Vázquez, 2018}).

5.3. AGUA

En la zona de interés se evidenció la existencia de dos sistemas acuíferos (^{Bueno-Pedroza, 2005}; ^{Rodríguez-Rodríguez, 2016}), uno regional (profundo) y uno local (somero). El acuífero regional, denominado Cedral-Matehuala, es de tipo libre conformado por arenas y gravas de gran heterogeneidad y anisotropía. La zona de recarga se localiza en la parte oeste y norte de la zona de interés (Sierra de Catorce y Cedral) y la zona de descarga en la parte sur con una dirección de flujo subterráneo de NW a SE (^{CONAGUA, 2015}). El agua subterránea del acuífero regional no presentó, en general, evidencia de contaminación por As o metales pesados (Cu, Zn y Pb) e incluso su uso doméstico y agrícola es considerado adecuado (^{Bueno-Pedroza, 2005}).

Por otro lado, el acuífero local, clasificado como acuicludo (^{Núñez-Hernández, 2007}) o colgado (^{Rodríguez-Rodríguez, 2016}) está localizado en la Ciudad de Matehuala presentando niveles estáticos del orden de 6 m y una dirección de flujo de O-E (^{Rodríguez-Rodríguez, 2016}; ^{Martínez-Villegas et al., 2013a}). El agua subterránea del acuífero somero presenta altas concentraciones de As (de hasta 153 mg/L) al nororiente de la ciudad de Matehuala (^{Martínez-Villegas et al., 2013a}). Diversas investigaciones han tratado de elucidar los mecanismos que favorecen la transferencia y/o la movilización de As entre el agua y la fase sólida en los sitios más impactados (^{Lara-Castro, 2003}; ^{Pelallo-Martínez, 2006}). Posteriormente, después de un análisis crítico y profundo de los estudios reportado hasta esas fechas, bajo la premisa de que procesos como el de la oxidación de sulfuros metálicos no podrían dar lugar a las concentraciones de As observadas en agua en Matehuala y Cerrito Blanco (ambos ambientes calcáreos semiáridos) y con una visión más aguda hacia el posible rol de los impactos de la metalurgia en la problemática observada en la zona, ^{Martínez-Villegas et al., (2013a)} proponen un modelo conceptual que consistía en la presencia de suelos y/o residuos relativa y altamente solubles que contenían As. En dicho modelo se proponía, además, que dichos suelos y/o residuos se encontraban en los terrenos que ocupaba la antigua fundición de Pb y que estos se disuelven en la presencia de agua, hipotéticamente proveniente de lluvia y/o el acuífero muy somero que corre de W a E, por encima del acuífero regional. Y que dicho acuífero somero era captado por el sistema de lumbreras y canal subterráneo que transportaba agua (lamentablemente ya contaminada) hacia Cerrito Blanco. Para probar dicho modelo se realizó un estudio espacio-temporal que consistió en la toma de muestras de agua a lo largo de 13 meses en 8 puntos de muestreo distribuidos en la zona impactada en donde se determinó la hidrogeoquímica del agua y se realizó modelación hidrogeoquímica. Interesantemente, los resultados de este estudio evidenciaron una fuente puntual de contaminación, a quien se le identificó como la principal responsable de las grandes concentraciones de As que se observaban en el agua subterránea del acuífero somero en Matehuala. Dicha fuente correspondió a la antigua fundición de Pb en donde se propuso que el proceso de movilización de As era la disolución de arseniatos, presentes en suelos y/o residuos metalúrgicos dispuestos en la antigua fundición de Pb, que cuando entraban en contacto con agua (de lluvia o del acuífero somero) liberaban altas concentraciones de As (de hasta 158 mg/L) hacia el acuífero colgado, y estimaron que, por ejemplo, en el año de estudio, la movilización de As correspondió a un total de 7.5 toneladas de As al agua subterránea. Además, a través de dicho estudio se propuso que la movilización de As, aguas abajo, podría estar controlada por la precipitación diagenética de un arseniatos de calcio (con una estequiometría teórica de Ca₅H₂(AsO₄)₄.H₂O) que evitaba, en cierto grado, una mayor movilización de As en el espacio, proceso al que se le identificó como atenuación natural del contaminante.

Los resultados propuestos por ^{Martínez-Villegas et al., (2013a)} propusieron un modelo que permitía explicar congruentemente las altas concentraciones de As en los diferentes aprovechamientos de agua contaminados en Matehuala y Cerrito Blanco, al mismo tiempo que evidenciaban un mecanismo de movilidad y retención de As muy poco reportado en la literatura que, probablemente, podría dominar en ambientes ricos en calcio (como sedimentos y suelos calcáreos), donde el mecanismo de adsorción de As a oxihidróxidos de hierro comúnmente descrito no era el proceso dominante. No obstante, ^{Mccauley-Whiteker (2021)} desestimó el proceso de precipitación diagenética proponiendo que la dilución era el proceso responsable de la disminución de las concentraciones de As en el agua subterránea del acuífero somero. Por otor lado, atribuyó la disminución de la concentración de As a un proceso de atenuación natural controlado por el ascenso capilar de agua contaminada hacia el suelo sobreyaciente en donde se acumula el As en la franja capilar del suelo.

En resumen, las elevadas concentraciones de As en agua superficial y subterránea de Matehuala y Cerrito Blanco se atribuyeron a suelos y/o residuos conteniendo As presentes en el terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb (^{Martínez-Villegas et al., 2013a}; ^{Mccauley-Whiteker, 2021}) y desconfirmaron las hipótesis planteadas por ^{Pelallo-Martínez (2006)}. Las altas concentraciones de As en el agua en Matehuala y Cerrito Blanco han persistido a lo largo del tiempo. En los años 2015 y 2016, se reportaron concentraciones de As en agua de Matehuala, (incluyendo Cerrito Blanco y Club de Tiro) con hasta 74.08 mg/L de As (^{Lara del Río, 2015}; ^{Mendoza-Chávez, 2016}). Por su parte, G propusieron que el As se transportaba hacia Cerrito Blanco a través de los paleocanales del karst de Matehuala, morfologías que puede modificar drásticamente el movimiento del agua provocando, a su vez, el transporte de contaminantes a lugares remotos y exacerbar el riesgo y la amenaza de oligoelementos a la población.

Para reducir el riesgo a la población, la comunidad científica comenzó a investigar alternativas para la remediación del agua subterránea del acuífero somero. Tal es el caso de (^{Mccauley-Whiteker, 2021}), quien encontró que la utilización de la caliza lutita carbonosa de la Formación Indidura logró retener entre 78% y 88% del As acuoso en pruebas realizadas al agua altamente contaminada de Cerrito Blanco. Sin embargo, no se logró reducir las concentraciones de As hasta los límites máximos permisibles por la normatividad ambiental. Por tales motivos, se propuso realizar un tratamiento en cascada.

Por otro lado, los organismos vivos no dejan de sorprender tal y como lo evidenciaron las investigaciones realizadas por (^{Mendoza-Chávez, 2021}) y ^{Mendoza-Chávez et al., (2021)} en las cuales se reportaron estudios de un organismo de zooplancton habitando en aguas altamente contaminadas con As en el Club de Tiro “Halcones”, demostrando así la incorporación de dicho metaloide a los consumidores primarios de la cadena trófica.

5.4.SALUD

Conociendo la problemática ambiental expuesta previamente en esta revisión, se consideró de suma importancia conocer y analizar la información existente con respecto a la evaluación de riesgo en Villa de la Paz y Matehuala.

Los reportes para el riesgo a la salud de diversos grupos de población expuestos a la contaminación en los municipios de Villa de la Paz y Matehuala incluyen reportes de biodisponibilidad de metales, cuantificando: i) el As urinario en niños de entre 3 y 12 años (^{Gamiño-Gutiérrez, 2012}; ^{Mejía et al.,1999}; ^{Santillana, 2009}; ^{Yáñez et al., 2003}), ii) el As en el cabello de población de 1 a 79 años (^{Lara del Río, 2015}), iii) la dosis aproximada de ingesta de As absorbida proveniente del suelo por niño de entre 5 y 6 años (Díaz-Barriga, 1999; ^{Razo, 2002}), iv) el Pb en sangre (PbB) de niños entre 3 y 12 años (Díaz-Barriga, 1999; ^{Gamiño-Gutiérrez, 2012}; ^{Mejía et al., 1999}; ^{Razo, 2002}; ^{Santillana, 2009}; ^{Yáñez et al., 2003}), v) la genotoxicidad y daño celular inducida por As y/o por Pb en niños de entre 3 y 10 años (^{Gamiño, 2012}; ^{Yáñez et al., 2003}), vi) el As y Pb en polvo de las manos de niños entre de 3 y 12 años de edad (^{Santillana, 2009}) y vii) el riesgo de exposición humana al As debido a actividades deportivas (^{Martínez-Villegas et al., 2018}).

Se encontró que el 71% de las muestras de orina recolectada de niños contenían niveles de As por encima del valor normal (50 μg/g de creatinina) (^{Mejía et al., 1999}). También, que la ingesta de As proveniente del suelo por niño era 13 veces mayor, en promedio, que la dosis de referencia dada por la EPA (RfD = 0.3 μg/kg/día) en población infantil de Villa de la Paz, teniendo un máximo de hasta 61.24 veces más alta. Se observó que en niños expuestos a suelo cerca de la antigua fundición en Matehuala este valor máximo era 35.25 veces más alto. En este sentido ^{Yáñez et al. (2003)}, reportaron niveles de As en orina y PbB significativamente más altos en Villa de la Paz (As = 136 μg/g de creatinina, PbB = 11.6 μg/dL) que en Matehuala (As = 34 μg/g de creatinina, PbB = 8.3 μg/dL), así como daño en el ADN de niños expuestos a As y Pb en ambos municipios. En 1999 Díaz-Barriga reportó que el 38% de los niños analizados tenían niveles que excedían el límite de PbB de 10 μg/dL. En el año 2009, Santillana reportó que el 15% de la población que estudió excedió dicho límite. Por otro lado, ^{Gamiño-Gutiérrez (2012)} reportó que más del 90% de los niños evaluados en su estudio presentaron niveles de daño celular por arriba de los niveles basales. Para el caso del grupo de edad más amplio estudiado, ^{Lara del Río (2015)} evidenció la exposición de la población a concentraciones peligrosas de As a largo plazo, cuantificando dicho metaloide en el cabello y encontrando que el 16 % de la población estudiada sobrepasó el límite (1 mg/kg según ATSDR, 2007). Encontró, además, que dicha población habitaba, en su gran mayoría, cerca de la fuente de contaminación de Matehuala, el complejo hidráulico Matehuala-Cerrito Blanco y la comunidad de Cerrito Blanco. Cabe destacar que no se realizaron mediciones de As en cabello de la población del municipio de Villa de la Paz. ^{Martínez-Villegas et al. (2018)} reportaron que el contacto dérmico entre los usuarios expuestos (en las canchas de fútbol de la comunidad de Cerrito Blanco en Matehuala) y los suelos contaminados representó un valor máximo de riesgo cancerígeno de 1.8X10⁻⁵, que es un orden de magnitud superior al valor de riesgo recomendado y, por su parte, ^{Chávez-Toledo (2012)}, encontró que los mayores riesgos por efectos no cancerígenos “No aceptables” se presentaban en la población infantil y estimó que, por efectos cancerígenos “No aceptables”, los mayores riesgos ocurrían en zonas residenciales de Villa de la Paz.

En el ^{2006, Torres-Dosal} identificó al municipio de Villa de la Paz y al terreno que ocupaba la antigua fundición de Pb ubicada en el municipio de Matehuala como dos de los 42 sitios potencialmente peligrosos en el Estado de San Luis Potosí, colocando a Villa de la Paz como prioritario considerando el suelo agrícola y el residual como el bien a proteger. Si bien en dicho estudio no se realizó una evaluación de riesgo como tal, sí evidenció que dichos sitios serían prioritarios de evaluar derivado de la problemática que presentan. Aunado a esto, en el año 2012, Chávez-Toledo realizó una evaluación en el distrito minero de Santa María de la Paz (Villa de la Paz) utilizando información histórica del sitio. Derivado de esto, construyó un modelo conceptual de riesgo ambiental e identificó las zonas de mayor potencial de riesgo por exposición a As y Pb. Encontró que los suelos de Villa de la Paz, los suelos en áreas cercanas a las presas de jales y antigua planta de reciclado de Pb, los suelos al norte de Matehuala y en la antigua fundición, la zona agrícola de la comunidad de Cerrito Blanco eran los suelos con mayor potencial de riesgo.

Como se observa, desde 1999 se han desarrollado diversos estudios con el fin de demostrar y tener certeza de las fuentes de contaminación que podrían estar afectando a la población. Siendo la población que habita en el poblado de Villa de la Paz y cerca de la antigua fundición en Matehuala, las que demostraron durante todos estos años estar en el mayor riesgo de salud por su contacto con el suelo y agua contaminados con As y Pb. Hay que considerar que en dichos estudios se reportó el uso de poblaciones de control en lugares cercanos más no expuestos, que demuestran que la exposición al suelo y agua contaminados son la causa de los niveles de As en orina y cabello y de Pb en sangre de los diversos grupos de personas analizadas. El último de los estudios de riesgo a la salud es el reportado por ^{Martínez-Villegas et al., (2018)}, en donde a pesar de haber transcurrido casi 20 años del primer estudio de biodisponibilidad reportado (^{Mejía et al., 1999}), los niveles de contaminación siguen siendo altos y no hay evidencia reciente de que el riesgo a la exposición al As y el Pb haya disminuido o se haya erradicado.