nueva página del texto (beta)
Español (pdf)
Artículo en XML
Referencias del artículo
Traducción automática
Enviar artículo por email
Citado por SciELO 
Similares en
SciELO 
Permalink
INTRODUCCIÓN
La contaminación del suelo urbano con elementos potencialmente tóxicos (EPT), que se dispersan por diferentes vías, proviene de las actividades humanas como la industria (Su y Wong 2003, Madrid et al. 2008, Testiati et al. 2013), el tráfico vehicular (Aguilar et al. 2012, Sánchez-Duque et al. 2015) y la construcción (Morton et al. 2001, Chen et al. 2005).
El ingreso de los EPT a las cadenas alimentarias depende de la fuente de emisión, el pH, la solubilidad y tamaño de la partícula que contiene a los EPT que los hace biodisponibles y con riesgo para la salud humana (Rawlins et al. 2005, Jordao et al. 2006, Laing et al. 2014).
El Pb es nefrotóxico (Granero y Domingo 2002, Sabath y Robles-Osorio 2012). El Mn daña el sistema nervioso, el V el cardiorrespiratorio, nervioso y digestivo, el Fe y el Li el ocular y respiratorio y el Zn el digestivo y cardiovascular (ATDSR 2010, Chen et al. 2015, Lenntech 2016). En México existe legislación ambiental para prever efectos en la salud.
La legislación ambiental mexicana mediante la norma oficial mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007) establece los límites máximos permitidos (LMP) en suelo de uso residencial para el Pb (400 mg/kg) y V (78 mg/kg). La legislación estadounidense los establece para el Fe (23 000 mg/kg), Li (1 600 mg/kg), Mn (1 800 mg/kg) y Zn (23 000 mg/kg) (USEPA 2004).
En estudios previos de contaminación de suelos por EPT en Morelia, Michoacán, se concluyó que provienen del tráfico vehicular y vialidades primarias (Aguilar et al. 2013); el Pb y V rebasaron los LMP por la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007) y el Fe y Mn los establecidos por la USEPA (2004). No se encontraron diferencias significativas por tipos de uso de suelo o vialidad (Delgado et al. 2015).
Se requiere la elaboración de mapas precisos de las zonas contaminadas para ser atendidas por las autoridades mediante intervenciones efectivas de saneamiento ambiental.
El diseño de mapas precisos con validez matemática, que muestren la distribución espacial de los contaminantes, se puede realizar mediante métodos geoestadísticos como el kriging ordinario que tiene mínimo error en la estimación. La limitante es que sólo proporciona una visión general de la distribución espacial sin delimitar los niveles de probabilidad de rebasar un LMP.
Con el método kriging indicador se pueden señalar en el mapa los sitios precisos con los diferentes niveles de probabilidad de rebasar los LMP. Este método consiste de una transformación binaria de los datos (0-1) para que el estimador sea menos sensible a los datos extremos (Webster y Oliver 1990, Goovaerts 1999).
El objetivo de este trabajo fue analizar la distribución espacial de Fe, Li, Mn, Pb, V y Zn en los suelos urbanos de la ciudad de Morelia y la zona conurbada para identificar las zonas de mayor concentración mediante dos técnicas de interpolación: kriging ordinario y kriging indicador.
MATERIALES Y MÉTODOS
La ciudad de Morelia se ubica en el centro-norte del estado de Michoacán, a 1920 msnm. El clima es templado subhúmedo con una temperatura media anual de 17.5 °C y una precipitación de 773 mm anuales. Los vientos dominantes proceden del suroeste y noroeste. Presenta 648 ha de reservas ecológicas urbanas y 134 ha de áreas verdes Los grupos de suelos son: Vertisoles, Luvisoles, Acrisoles, Leptosoles y Andosoles (PDUCPM 2010).
El basamento de la ciudad está conformado por rocas ignimbritas; en el este y oeste existe una secuencia de depósitos lacustres, fluviolacustres y epiclásticos del Mioceno superior y Plioceno superior (Garduño-Monroy et al. 1999).
El municipio de Morelia tiene las siguientes actividades económicas: comercio, turismo y servicios (63.7 %), industria de la construcción y manufacturera (25.9 %), agricultura (10.4 %) (INECC-SEMARNAT 2010).
El muestreo se realizó en la ciudad de Morelia y su área conurbada colindante con el municipio de Tarímbaro, con 672 069 habitantes, donde circulan 332 381 automóviles (INEGI 2010, 2014) cuya verificación de los gases generados no es obligatoria (INECC-SEMARNAT 2010).
Muestreo
El muestreo fue sistemático de 100 puntos, se realizó en febrero en época de secas (Fig. 1). Se colectó una muestra superficial de suelo bajo de árboles maduros. Se introdujo un cilindro de policloruro de vinilo de 100 cm3. Se retiró la hojarasca, piedras y gravas y el suelo se depositó en bolsas de plástico.
Las muestras se etiquetaron con las referencias geográficas registradas con un sistema geoposicionador (GPS) (Garmin GPS Map 76) calibrado bajo proyección Universal Transversal Mercator (UTM), elipsoide y datum horizontal Sistema Geodético Mundial (WGS84).
Análisis químicos
Las muestras de suelo se secaron a la sombra y temperatura ambiente; se tamizaron con malla de 2 mm y la porción fina se pesó, dividió en cuatro y una porción se molió y tamizó con malla de 125 µm (tamices de acero inoxidable W.S Tyler).
La digestión de las muestras se realizó en un horno de microondas (modelo MarsXpress™) de acuerdo con el método EPA 3051A, colocando 0.1 g de muestra de suelo con HNO3 y H2O2 (10:1 mL) en matraces con aforo de 100 mL; el testigo fue sólo con reactivos.
La determinación de la concentración de los metales pesados fue mediante espectrometría de emisión con plasma acoplado inductivamente de tipo óptico (ICP-OES). Las concentraciones se reportaron en mg/kg.
Para asegurar la medición correcta de las muestras se realizó una curva de calibración con 0.0, 0.1, 1.0 y 10 mg/L de Pb, Zn, Fe, Mn, Li, y V (r = 0.999). Al inicio y después de cada 40 mediciones se analizaron las soluciones estándar de 0.0 y 1.0 mg/L.
Análisis espacial
Los mapas de la distribución espacial de los EPT se diseñaron a partir de un análisis geoestadístico utilizando el programa Geostatistics for the environmental sciences (GS+) (Robertson 2008) que consistió de las siguientes etapas:
1) Análisis exploratorio de datos para corroborar una distribución normal; en caso de no existir se hace algún tipo de transformación de los datos para mejorarla.
2) Autocorrelación espacial. Se ajusta el semivariograma a los datos medidos. Los criterios para la elección del modelo son: el coeficiente de determinación (R2), el porcentaje de la varianza estructural y la distancia a la cual se alcanza la varianza máxima (D). El semivariograma se calcula de la manera siguiente:
En donde:
γ(h) significa el valor del semivariograma experimental para todos los pares de datos del EPT a una distancia h, Z(x i ) es la concentración del EPT en un sitio georreferenciado x i , Z(x i +h) es la concentración del EPT en otro sitio separado de x i a una distancia h, N(h) es el número de pares de sitios medidos y separados por una distancia h.
3) Estimación de los valores del EPT. Se hizo mediante kriging ordinario, utilizando los promedios ponderados a partir de la siguiente ecuación (Isaaks y Srivastava 1989, Webster y Oliver 1990, Hernández-Stefanoni y Ponce-Hernández 2006):
En donde:
λ i es la suma de los pesos óptimos seleccionados, que debe ser igual a 1, a partir de un conjunto de n + 1 ecuaciones lineales simultáneas (Webster y Oliver 1990), Z(x i ) son los valores medidos del EPT en un sitio y Z(x 0 ) es la estimación no sesgada del EPT.
Los mapas del Fe, Mn, Pb y V también se realizaron con el método de interpolación kriging indicador para ubicar las zonas donde se rebasaron los LMP de acuerdo con la NOM 147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007) y USEPA (2004). El método acepta la no normalidad de los datos. El valor de 1 indica la máxima probabilidad de que la concentración del EPT sea igual o mayor que el LMP, los valores menores de 1 pero mayores de 0 indican algún grado de probabilidad de rebasarlo. Se calcula de la siguiente manera (Goovaerts 1999):
En donde:
I(x i ;z k ) es la variable indicadora, Z(x i ) es la variable medida y Z k es el umbral deseado.
El semivariograma indicador experimental,
En donde:
N(h) es el número de pares indicadores que transforman a I(x i ;z k ) e I(x i +h;z k ) separados por una distancia h. La función de distribución acumulativa condicional en el sitio x 0 es:
En donde:
I*(x 0 ; z k ) es el nivel del indicador estimado en el sitio no medido y λ i es el peso asignado al valor del indicador conocido I(x i ;z k ).
Los umbrales fueron los siguientes: Pb (400 mg/kg), V (78 mg/kg), Mn (1 800 mg/kg); Fe (23 000 mg/kg).
Finalmente, se realizó el mapa de integración donde se identificaron las zonas con mayor número de EPT con el nivel más alto (0.8 - 1) de probabilidad de rebasar los LMP por las normas para que sean atendidas por las autoridades con mayor prioridad. Se usó el programa ArcGis 9 (ESRI 2004).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
La validez de las interpolaciones
El Pb y V tuvieron variogramas con valores bajos de R2 y de distancia (D) (Cuadro I), lo cual indica que los modelos son tipo “efecto pepita” ya que la máxima varianza se alcanza a distancia muy corta y significa baja dependencia espacial y alta variabilidad debida al azar (Sommer et al. 2000, Hernández-Stefanoni y Ponce-Hernández 2006, Delgado et al. 2010). Por ello se descartaron para hacer mapas.
CUADRO I PARÁMETROS GEOESTADÍSTICOS (KRIGING ORDINARIO) DE LOS ELEMENTOS POTENCIALMENTE TÓXICOS EN LOS SUELOS URBANOS DE MORELIA, MICHOACÁN, MÉXICO
| EPT (mg/kg) | n | Semivariograma | R2 | Varianza estructural (%) | D (m) |
| Fe | 100 | Exponencial | 0.9 | 61 | 12474 |
| Zn | 99 | Gaussiano | 0.9 | 65 | 8192 |
| Mn | 97 | Esférico | 0.8 | 70 | 3600 |
| Li | 99 | Exponencial | 0.8 | 61 | 12341 |
| V | 80 | Esférico | 0.05 | 94 | 710 |
| Pb | 74 | Gaussiano | 0.01 | 79 | 503 |
EPT = elementos potencialmente tóxicos, D = distancia
El Fe, Li, Mn y Zn tuvieron semivariogramas con valores de R2 mayores de 0.8, lo que permitió elaborar mapas precisos de distribución espacial. La varianza estructural fue del 61 al 70 %, la distancia (D) de 3600 a 12 474 m, lo que indica que son los límites hasta donde los modelos explican la distribución espacial de los EPT (Cuadro I, Fig. 2).
Mapas de las concentraciones de los EPT
De acuerdo con los mapas de distribución de Fe, en Morelia se pudo observar que las concentraciones obtenidas (23 000 hasta 41 000 mg/kg) rebasaron los LMP de la USEPA (2004) en el centro y el este de la ciudad con dirección al sur, hacia la salida a Mil cumbres (Fig. 3).
Las concentraciones de Fe deben estar por debajo de los LMP porque el Fe irrita las mucosas. Los óxidos de hierro causan neumoconiosis benigna, el hierro pentahidratado compite con organismos vivos por el oxígeno (Lenntech 2016). Lu et al. (2007) reportan valores máximos de 43 000 mg/kg en suelos urbanos de Guangzhou, China, dos veces más altos que en Morelia.
El origen del Fe en los suelos de la zona centro de Morelia podría ser antrópico considerando el alto grado de densidad poblacional y el flujo vehicular. En la región este se encuentra la zona industrial más grande de la ciudad y alto flujo vehicular y en el sureste la densidad poblacional es media y con alto flujo vehicular.
En Guangzhou, China se reportan los mayores valores de Fe en los parques urbanos (45 000 mg/kg) y con alto flujo vehicular (Lu et al. 2007). En Morelia, Delgado et al. (2015) encontraron valores de hasta 57 000 mg/kg en el uso de suelo tipo área verde (AV).
El Zn presenta las concentraciones mayores en el centro de la ciudad (200 a 250 mg/kg) y disminuye en las direcciones noroeste y sureste (Fig. 4). Es probable que su origen sea principalmente antrópico ya que se distribuye en zonas de alta y media densidad poblacional y con alto flujo vehicular, sin embargo, no rebasa los LMP de la USEPA (2004).
El Mn presenta las concentraciones mayores (3640 mg/kg) al suroeste de la ciudad en un área natural protegida pero que rodea a una industria papelera y 2202 mg/kg en un uso de suelo de baja densidad poblacional. También en el centro y centro-este las concentraciones son mayores, así como en el oeste en la salida a Quiroga (Fig. 5).
El Mn supera con mucho los LMP de 1800 mg/kg de las normas norteamericanas (USEPA 2004). Lu et al. (2007) reportan en Guangzhou, China valores de 479 mg/kg, 10 veces menores a los encontrados en este estudio.
El Li presenta las concentraciones mayores (15 a 18 mg/kg) en la parte este, noreste y sureste (Fig.6) pero no rebasa los LMP (1600 mg/kg) de la norma USEPA (2004).
Mapas de los umbrales de contaminación de los EPT
Otra forma de mostrar la distribución espacial de la contaminación de manera más específica es mostrando las zonas con mayor probabilidad (nivel de 0.8 - 1) de que los EPT excedan los LMP de la NOM 147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007) y USEPA (2004).
El mapa del Fe presenta el nivel más alto (0.8 a 1) de probabilidad de rebasar los LMP en el este de la ciudad, en el centro y en una pequeña zona en el oeste; con una superficie total de 14.49 km2 correspondiente al 10 % de la superficie muestreada (Fig. 7, Cuadro II).
Fig. 7 Distribución del Fe en los suelos urbanos de Morelia, Michoacán, México con los niveles de probabilidad de rebasar los límites máximos permitidos por la norma USEPA (2004)
CUADRO II INTEGRACIÓN DE LA SUPERFICIE CONTAMINADA CON ELEMENTOS POTENCIALMENTE TÓXICOS EN LOS SUELOS URBANOS DE MORELIA, MICHOACÁN, MÉXICO
| EPT | Superficie (km2) | Porcentaje (%) |
| Vanadio | 2.23 | 1.54 |
| Plomo | 0.25 | 0.17 |
| Hierro | 14.49 | 9.99 |
| Manganeso | 1.00 | 0.69 |
| Área contaminada total | 17.94 | 12.39 |
| Área total | 144.96 | 100 |
EPT = elementos potencialmente tóxicos
El mapa del Mn presenta el nivel más alto en el suroeste de la ciudad; abarca una superficie de 1 km2 que corresponde al 0.69 % de la superficie total muestreada (Fig. 8, Cuadro II).
Fig. 8 Distribución del Mn en suelos urbanos de Morelia, Michoacán, México con los niveles de probabilidad de rebasar los límites máximos permitidos por la norma USEPA (2004)
El mapa del Pb presenta el nivel más alto en el centro de la ciudad, por lo que seguramente su origen es antrópico; abarca una superficie de 0.25 km2 que corresponde al 0.17 % de la superficie muestreada (Fig. 9, Cuadro II).
Fig. 9 Distribución del Pb en los suelos urbanos de Morelia, Michoacán, México con los niveles de probabilidad de rebasar los límites máximos permitidos por la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007)
El mapa del V presenta el nivel más alto en el centro-norte y al este de la ciudad en pequeñas áreas. En estas zonas se encuentran densidades de población mediana y alta con alto flujo vehicular, por lo que seguramente el V es de origen antrópico. Abarca una superficie de 2.23 km2 que corresponde al 1.54 % de la superficie muestreada (Fig. 10, Cuadro II).
Fig. 10 Distribución del V en los suelos urbanos de Morelia, Michoacán, México con los niveles de probabilidad de rebasar los límites máximos permitidos por la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007)
El mapa que integra al V, Pb, Fe y Mn con los niveles de mayor probabilidad (0.8 a 1) de rebasar los LMP se presenta en la figura 11.
Fig. 11 Distribución de la contaminación de suelos con V, Pb, Mn y Fe en los suelos urbanos de Morelia, Michoacán, México con el nivel de probabilidad de 0.8 -1 de rebasar los límites máximos permitidos por la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 (SEMARNAT 2007) y la norma USEPA (2004)
El mostrar las zonas de intersección de los EPT con las mayores probabilidades de rebasar los LMP, permite señalar las áreas prioritarias para atenderse con acciones de remediación. Se distribuyen de la siguiente manera: Pb y Fe en el centro de la ciudad y el Fe y V en el este.
El área de intersección total del Fe-Pb y el Fe-V es menor del 2 % de la superficie muestreada (Cuadro II). Cortés et al. (2017) reportan en Ensenada Baja California, México, un área de intersección de EPT en polvos urbanos correspondiente al 21.26 %.
Perspectivas
Este estudio permitió identificar las zonas contaminadas que deben ser atendidas por las autoridades y es la primera parte de diversas soluciones a la problemática de contaminación de suelos urbanos de Morelia. Las siguientes propuestas complementarán las soluciones al problema:
realización de estudios de las fracciones químicas de los EPT, del tamaño de las partículas del suelo y su contenido de EPT.
evaluación de la capacidad amortiguadora de los suelos (Campuzano et al. 2017).
desarrollo y evaluación de técnicas de diagnóstico rápido y preciso como el magnetismo edáfico (Cejudo et al. 2015) y el color del suelo (Cortés et al. 2017).
identificación del origen antrópico o natural de los EPT mediante diversos factores de contaminación (Wang y Qin 2007, Ihl et al. 2015).
el diseño de técnicas de remediación de la contaminación en suelos mediante coloides, modificación del pH y de la estructura edáfica.
CONCLUSIONES
La contaminación de los suelos urbanos de la ciudad de Morelia y su zona conurbada está determinada por la presencia del Fe, Mn, Pb, V, Li y Zn. Considerando las concentraciones máximas permisibles los elementos que las rebasan son el Fe, Mn, Pb y V, en ese orden de importancia teniendo en cuenta la concentración y el porcentaje de superficie. Las concentraciones del Li y Zn no rebasaron los valores establecidos por las normas. El este de la ciudad, en donde se ubica la zona industrial más grande, tiene la mayor superficie con suelos contaminados por Fe y en menor proporción por V. El suroeste, en donde se encuentra otra zona industrial, se encuentra contaminada por Mn. El oeste por Fe. El norte es la única zona en donde ninguno de los EPT rebasa las normas. Los suelos del centro de la ciudad están contaminados con Fe y Pb. Esta zona está rodeada por usos de suelo con la mayor densidad de población por lo que debería tener prioridad para ser atendida.
