El arsénico (As) es un
elemento muy común en la atmósfera, en rocas y suelos, en la hidrosfera y la
biosfera. Es movilizado al medio ambiente a través de una combinación de
procesos que incluyen tanto procesos naturales (meteorización, actividad
biológica, emisiones volcánicas), así como procesos antropogénicos (actividad
minera, uso de combustibles fósiles, uso de pesticidas, herbicidas, desecantes,
conservadores de la madera, y uso como aditivos de piensos).
El arsénico es un
elemento extremadamente tóxico para el organismo humano. Y no solo en
concentraciones altas, donde la exposición causa efectos agudos que pueden
llegar a ser letales, también la exposición durante un largo período a bajas
concentraciones relativas de arsénico (por ejemplo, por ingestión de agua)
tiene efectos negativos crónicos para la salud, que incluyen (Fig. 1, NRC,
1999). Por eso, el arsénico en las aguas superficiales (ríos, lagos, embalses)
y subterráneas (acuíferos) susceptibles de ser utilizadas para consumo,
constituye una gran amenaza para la salud. Ello es así, que ha llevado a
organismos como la Organización Mundial de la Salud (OMS), la Unión Europea (Directiva
98/83) o la Agencia de Protección Ambiental estadounidense (USEPA) a establecer
la reducción del límite del contenido de arsénico en agua de consumo de 50 a 10
μg/l (p.e. WHO, 1993).
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Fig.1.
Ejemplos de cáncer de piel causado por la ingestión prolongada de aguas con
arsénico (Bangladesh) (http://phys4.harvard.edu/%7Ewilson/arsenic/pictures/arsenic_project_pictures2.html).
Hasta hace pocos
años, arsénico no estaba entre los constituyentes que son analizados
rutinariamente en las aguas de consumo, por lo que la información sobre su
distribución no es tan bien conocida como para otros constituyentes. Sin
embargo, los datos de los últimos años son concluyentes: en muchos casos la
concentración de arsénico en las aguas destinadas a consumo exceden los límites
establecidos.
Se han citado contenidos
altos de arsénico en aguas naturales en diversos ambientes, aunque se
encuentran las mayores concentraciones en las aguas subterráneas (Smedley y
Kinninurgh, 2002). Las concentraciones altas en estas últimas no se restringen
a determinadas condiciones o ámbitos, apareciendo en acuíferos en condiciones
oxidantes y de pH alto, acuíferos en condiciones reductoras, acuíferos con
circulación geotermal, acuíferos afectados por procesos ligados a la actividad
minera o relacionados con depósitos minerales, y acuíferos ligados a otros
procesos antropogénicos (actividad industrial, asentamientos urbanos, actividad
agropecuaria, etc.). Sin embargo, la mayor parte de los acuíferos con
contenidos altos de arsénico tienen un origen ligado a procesos geoquímicos
naturales. A diferencia de la contaminación antropogénica, la cual genera una
afección de carácter más local, la ocurrencia de concentraciones altas de
arsénico de origen natural afecta a grandes áreas. Los numerosos casos de
“contaminación” natural de aguas subterráneas por arsénico que existen en el
mundo están relacionados con ambientes geológicos muy diferentes:
metasedimentos con filones mineralizados, formaciones volcánicas, formaciones
volcano-sedimentarias, distritos mineros, sistemas hidrotermales actuales,
cuencas aluviales terciarias y cuaternarias, etc. (veáse por ejemplo, Boyle et al,
1998; BGS y DPHE, 2001; Smedley y Kinniburgh, 2002).
El arsénico se halla en las
aguas naturales como especie disuelta, la cual se presenta por lo común como
oxianiones con arsénico en dos estados de oxidación, arsénico trivalente
[As(III)] y arsénico pentavelente [As(V)], y con menos frecuencia como As(0),
As(-I) y As(-II). As(V) aparece como H3AsO4 y sus correspondientes productos de
disociación (H2AsO4-, HAsO42-
y AsO43-). As(III) aparece como H3AsO3 y
sus correspondientes productos de disociación (H4AsO3+,
H2AsO3-, HAsO32- y AsO33-).
Aunque tanto As(V) como As(III) son móviles en el medio, es precisamente el
As(III) el estado más lábil y biotóxico.
El estado de oxidación
del arsénico, y por tanto su movilidad, están controlados fundamentalmente por
las condiciones redox (potencial redox, Eh) y el pH (Fig. 2). De hecho, el
arsénico es un elemento singular entre los metaloides pesados y elementos
formadores de oxianiones por su sensibilidad a movilizarse en los valores de pH
típicos de las aguas subterráneas (pH 6,5-8,5). Como aproximación, y sin
tener en cuenta otros factores como contenido en materia orgánica, en
condiciones oxidantes, el estado As(V) predomina sobre As(III), encontrándose
fundamentalmente como H2AsO4- a valores de pH
bajos (inferiores a 6,9), mientras que a pH más alto, la especie dominante es
HAsO42- (en condiciones
de extrema acidez, la especie dominante será H3AsO40,
mientras que en condiciones de extrema basicidad, la especie dominante será AsO43-)
(Figs. 2 y 3(a)). En condiciones reductoras a pH inferior a 9,2, predominará la
especie neutra (Figs. 2 y 3(b)) (Brookins, 1988; Yan et al., 2000).
Figura
2. Diagrama Eh-pH de especies acuosas de arsénico en el sistema As–O2–H2O
a 25ºC y 1 bar de presión total.
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a) |
b) |
Figura 3. a) Especies de As(V) como función de pH. b) Especies de As(III)
como función de pH.
Otros factores, como
la concentración de determinados elementos, también controlan la especiación de
arsénico y por tanto su movilidad. Por ejemplo, en presencia de concentraciones
altas de azufre, predominan las especies acuosas de azufre y arsénico. Si en
ese caso se establecen condiciones reductoras y ácidas, precipitarán sulfuros
de arsénico (oropimente, As2S3, y realgar, AsS).
En general, la forma
pentavalente del arsénico As(V) tiende a predominar frente a la forma
trivalente As(III) en las aguas superficiales, más oxigenadas que las aguas
subterráneas. Sin embargo, en estas últimas no siempre predomina la forma
trivalente, pudiéndose encontrar ambos
estados de oxidación. Las concentraciones y proporciones relativas
de As(III) y As(V) dependen de la entrada de arsénico en el sistema, las
condiciones redox y la actividad biológica. Por ejemplo, la presencia de
arsenito puede ser mantenida en condiciones óxicas por reducción biológica de
arsenato (Smedley y Kinniburgh, 2002). Por otra parte, la cinética de las
reacciones redox es muy lenta por lo que las relaciones As(V)/As(III)
observadas en muchas ocasiones no corresponden exactamente con las condiciones
redox del medio, reflejando desequilibrio temodinámico (veáse por ejemplo, Kuhn
y Sigg, 1993).
Las formas orgánicas
de arsénico suelen aparecer en concentraciones menores que las especies
inorgánicas, aunque pueden incrementar su proporción como resultado de reacciones
de metilación catalizadas por actividad microbiana (bacteria, algas. Las formas
orgánicas dominantes son el ácido dimetilarsínico (DMAA, (CH3)2AsO(OH)) y el ácido
monometilarsónico (MMAA, CH3AsO(OH)2), donde el arsénico está presente en ambos
casos como As(V). (véase por ejemplo, Hasegawa, 1997).
Ríos
Los valores de fondo
de contenido de arsénico en ríos son relativamente bajos, en general,
inferiores a 0,8 µg l–1 (fig. 4) aunque pueden variar dependiendo de factores
como recarga (superficial y subterránea), litología de la cuenca, drenaje de
zonas mineralizadas, clima, actividad minera y vertidos urbanos o industriales.
Por ejemplo, en áreas de clima árido, el aumento de la concentración
de arsénico en las aguas superficiales se ve favorecido por procesos de
evaporación, que además provocan un aumento en la salinidad y pH de las aguas.
El proceso de saturación evaporativa ha causado, en parte, las concentraciones
extremadamente altas (190–21,800 µg l–1) observadas por
Cáceres et al. (1992) en
el río Loa en el norte chileno. En relación a procesos asociados con la circulación
geotermal, en el área con de Waikato (Nueva Zelanda) se han observado concentraciones
en el rango 28-36 µg l–1 (McLaren and Kim, 1995).
Se han citado valores de concentración de arsénico de hasta 370 µg l–1
en zonas de influencia de sistemas geotermales (Río Madison, sistema de
Yellowstone, Nimick et al., 1998). Las corrientes fluviales de zonas
mineras o con mineralizaciones muestran contenidos altos de arsénico,
generalmente en el rango de 200-400 µg l–1 (veánse por ejemplo,
Smedley et al., 1996),
que como veremos más adelante no siempre han de tener un origen exclusivamente
antropogénico (Oyarzun et al., 2004). En el
caso de drenaje ácido de minas, se han citado en la literatura contenidos de
arsénico muy variables, en ocasiones extremadamente altos, de hasta 850.000
µg l–1 (Nordstrom y Alpers, 1999). Las concentraciones altas de
arsénico en aguas fluviales también pueden ser el resultado de la contaminación
por vertidos, que dan lugar a un variado rango de concentraciones dependiendo
del tipo de vertido, distancia del foco emisor, etc.
Fig. 4. Distribución de arsénico en las aguas.
Lagos
Los valores de fondo
de contenido de arsénico en aguas lacustres no difieren mucho de los observados
en ríos (fig. 4), al estar básicamente controlados por los mismos factores
(Smedley y Kinniburgh,2002), excepto en lo que se refiere a la dinámica del
agua. La circulación restringida de agua en los lagos tiene como consecuencia
que determinados procesos geoquímicos son facilitados. Consideremos, como
ejemplo, los procesos evaporativos en lagos de climas áridos (véase por
ejemplo, Maest et al., 1992). O la propia estratificación de algunos lagos en
términos redox, con la existencia de un ambiente relativamente oxigenado en el
epilimnion y de condiciones anóxicas en el hipolimnion, lo que determinará a su
vez una estratificación relativa a la especiación de arsénico, con tendencia al
predominio de As(V) en el epilimnion y As(III) en el hipolimnion, además de una
variación de la concentración de arsénico con la profundidad (veáse Azcué y
Nriagu, 1995), aunque como han demostrado Newman et al. (1998), la especiación
de arsénico en los lagos no siempre sigue esas pautas.
Agua del
mar y estuarios
El valor medio de la
concentración de arsénico en el agua de mar abierto presenta, por lo general,
muy pocas variaciones situándose en torno a 1.5 µg l–1
(fig. 4) (véase, por ejemplo, Navarro et al. 1993). Contrastando con esos
valores, las concentraciones en medios estuarinos son más variables, como
resultados de los aportes de las aguas continentales y variaciones locales de
salinidad y gradientes redox, si bien siguen estando en la mayor parte de los
casos, no afectados antropogénicamente, por debajo de 4 µg l–1. En esos ambientes mixtos tienen lugar
procesos fisicoquímicos complejos como consecuencia de la mezcla de aguas de
distinta naturaleza en cuanto a densidad, temperatura, pH, salinidad, procesos
que pueden controlar la entrada de arsénico procedente de tierra firme al mar
(por ejemplo, la floculación de coloides formados por óxidos de hierro en la
interfase agua dulce-agua salada contribuye a reducir el flujo de arsénico al
mar según Cullen y Reimer, 1989)
En general, los
valores de fondo de concentración de arsénico en aguas subterráneas son, para
la mayoría de los casos, inferiores a 10 µg l–1 (véase por
ejemplo a Edmunds et al., 1989; Welch et al., 2000, etc). Sin embargo, los
valores citados en la literatura para aguas en condiciones naturales definen un
rango muy amplio entre <0,5 y 5.000 µg l–1 (Smedley y
Kinniburgh, 2002). Las concentraciones altas no se restringen a
determinadas condiciones o ámbitos, apareciendo en acuíferos en condiciones
oxidantes y de pH alto, acuíferos en condiciones reductoras, acuíferos con
circulación geotermal, acuíferos afectados por procesos ligados a la actividad
minera o relacionados con depósitos minerales, y acuíferos ligados a otros
procesos antropogénicos (actividad industrial, asentamientos urbanos, actividad
agropecuaria, etc). Sin embargo, la mayor parte de los acuíferos con contenidos
altos de arsénico tienen un origen ligado a procesos geoquímicos naturales. A
diferencia de la contaminación antropogénica, la cual genera una afección de
carácter más local, la ocurrencia de concentraciones altas de arsénico de
origen natural afecta a grandes áreas. Los numerosos casos de “contaminación”
natural de aguas subterráneas por arsénico que existen en el mundo están
relacionados con ambientes geológicos muy diferentes: metasedimentos con
filones mineralizados, formaciones volcánicas, formaciones volcano-sedimentarias,
distritos mineros, sistemas hidrotermales actuales, cuencas aluviales
terciarias y cuaternarias, etc. (véase por ejemplo, BGS y DPHE, 2001; Boyle et
al, 1998; Smedley y Kinniburgh, 2002).
Se han identificado un
gran número de áreas con aguas subterráneas que presentan contenidos de
arsénico superiores a 50 µg l–1 (fig. 5) en distintos
lugares del planeta. Los problemas más importantes citados en la literatura se
sitúan en Argentina, Bangladesh, Nepal, Chile, China, Hungría, India (Bengala
Oeste), Méjico, Rumania, Taiwan, Vietnan y EE.UU., siendo en este último país y
en Bangladesh donde han sido objeto de estudios más profundos. Además se
encuentran otras áreas, directamente relacionadas con procesos hidrotermales en
Argentina, Chile, Japón, Nueva Zelanda, EE.UU., Islandia, Francia, Dominica y
Kamchatka. Áreas con problemas de arsénico en relación a depósitos minerales y
minería han sido reconocidas en numerosas partes del mundo, siendo los casos
más sobresalientes los de Ghana, Grecia, Tailandia, Chile y EE.UU.
Uno de las
peculiaridades más notables del problema del arsénico de origen natural en las
aguas subterráneas, es que no siempre hay una relación directa entre el alto
contenido en arsénico en el agua y un alto contenido en arsénico en los materiales
que constituyen el acuífero. De hecho, como a continuación se expondrá, no
existe un modelo geológico/hidrogeológico común para todas las ocurrencias
identificadas, encontrándose aguas con arsénico en situaciones muy variadas,
tanto en condiciones reductoras como en condiciones oxidantes, o en acuíferos
sobreexplotados, tanto en zonas áridas como en zonas húmedas, o tanto en
acuíferos superficiales libres como en acuíferos profundos confinados. Esta
variedad de situaciones viene definida por la peculiaridad de las
circunstancias y procesos que concurren en cada uno de los casos, o en otras
palabras, la presencia de arsénico en cada caso es la consecuencia de un
ambiente geoquímico y unas condiciones hidrogeológicas específicos para ese
caso.
Fig. 5. Distribución mundial de acuíferos con altos contenidos en
arsénico. (modificado de BGS y DPHE, 2001; Smedley y Kinniburgh, 2002).
A continuación se
resumen los casos más relevantes, donde la presencia de arsénico no está
relacionada directamente con procesos geotermales o con actividades mineras y
depósitos minerales.
Bangladesh y Bengala Oeste (BGS y DPHE, 2001; Anawar et al.,
2003).
Área
afectada (km2): 150.000 (Bangladesh), 23.000 (Bengala Oeste)
Rangos
de concentración As: <0,5 a 2.500 µg l–1
(Bangladesh), 10-3.200 µg l–1 (Bengala Oeste)
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero poco profundo (100-150 m). Sedimentos
fluviales y deltaicos de edad Holocena, procedentes de la denudación de las
elevaciones del Himalaya y de rocas del basamento. Presentan contenidos en
arsénico en el rango de <2 a 20 ppm. Están formados por arenas micáceas,
limos y arcillas con materia orgánica abundante. A techo, estos materiales
están sellados por un nivel de arcillas .
Condiciones
hidrogeológicas: Los altos contenidos de arsénico se restringen
generalmente al acuífero poco profundo Holoceno, con aguas jóvenes (~ 2.000 años), de flujo lento (tiempo de residencia largo).
El acuífero más profundo, formado por sedimentos de edad Plio-Pleistocena y
aguas con un periodo de residencia mayor (2.000 a 12.000 años), presenta
contenidos en arsénico bajos.
Hidrogeoquímica/Geoquímica:
Condiciones
fuertemente reductoras, de pH ~ neutro a
superior a 7, rangos muy amplios de proporción arsenito/arsenato, aunque suele
ser de 50 a 60 % de arsenito sobre el total de arsénico. Distribución areal del
contenido de arsénico en zonas discretas. No existe un correlación clara entre
los contenidos de arsénico y los metales o especies disueltas, aunque con
generalmente hay una correlación negativa de arsénico con SO4=
y NO3-. Los contenidos de arsénico presentan un acusada
correlación con Carbono Orgánico Disuelto. En el caso de los sedimentos, los
contenidos de arsénico se correlaciona bien con el contenido en Fe, Mn y Al en
la fracción fina de los sedimentos, mientras que en la fracción más gruesa, los
contenidos de arsénico muestran una correlación buena con los contenidos de
Carbono Orgánico.
Origen
del As:
El desarrollo de un ambiente reductor ligado al rápido enterramiento y la
presencia de materia orgánica provocaron la desorción de arsénico por oxidación
microbiana de la materia orgánica, así como la desorción de arsénico contenido
en óxidos de Fe por disolución reductiva de estas fases, así como por cambios
en la estructura y propiedades de
superficie de los óxidos. Inicialmente, se propuso un origen derivado de la
oxidación de sulfuros por descenso del nivel freático, aunque esta hipótesis ha
sido abandonada.
Taiwan. (Smedley y Kinniburgh, 2002; y referencias allí citadas)
Área
afectada (km2): 4000
Rango
de concentración As: 10-1.800 µg l–1
Tipo
de acuífero/geología: Pozos artesianos (100-280 m, área SO) (16-40 m,
área NE). Los materiales del acuífero son sedimentos que incluyen arenas finas,
lutitas y pizarras negras.
Condiciones
hidrogeológicas: Acuífero confinado
Hidrogeoquímica:
Poco
estudiada. El arsénico está mayoritariamente como As(III), lo que indica
condiciones reductoras. Algunas aguas contienen ácidos húmicos. El agua en
pozos superficiales excavados tiene bajos contenidos en arsénico.
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de un ambiente reductor, localmente facilitado por la
presencia de materia orgánica.
Mongolia Interior (Smedley et al., 2001; Smedley y Kinniburgh,
2002)
Área
afectada (km2): ~30.000
(Región de Ba Men y la llanura de Tumet-cuenca de Huhhot)
Rangos
de concentración As: <1-2.400 µg l–1
Tipo
de acuífero/geología: Pozos superficiales excavados y pozos
artesianos profundos. Sedimentos fluviales y lacustres de edad Holocena.
Condiciones
hidrogeológicas: Acuífero confinado y acuífero libre.
Hidrogeoquímica:
Condiciones
fuertemente reductoras. El arsénico está mayoritariamente como As(III). Algunas
aguas profundas tienen concentraciones altas de ácidos húmicos. Las aguas
superficiales pueden tener salinidades altas, como consecuencia de procesos
evaporativos..
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de un ambiente reductor, localmente facilitado por la
presencia de materia orgánica.
Norte de China. (Wang y Huang, 1994)
Área
afectada (km2): 38.000 (Provincias de Xinjiang, Cuenca de
Dzungaria y Shanxi)
Rangos
de concentración As: 40-1.200 µg l–1 en pozos
profundos, <10-68 µg l–1 en pozos superficiales
Tipo
de acuífero/geología: Pozos superficiales excavados y pozos
artesianos profundos (hasta 660 m). Sedimentos fluviales de edad Holocena.
Condiciones
hidrogeológicas: Acuífero confinado y acuífero libre.
Hidrogeoquímica:
Condiciones
reductoras. Las concentraciones más altas de arsénico se asocian a aguas
artesianas obtenidas en sondeos profundos (40-750 µg l–1) en
contraste con los pozos superfickes, donde se han obtenido valores entre <10
µg l–1 (el límite de detección) y 9,58 µg l–1.
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de un ambiente reductor.
Vietnam. (Berg et al.,
2001)
Área
afectada (km2): 1.200 (Delta del río Rojo)
Rangos
de concentración As: 1-3.050 µg l–1.
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero superficial (10-15 m) formado por
sedimentos fluviales de edad Holocena. Acuífero profundo semiconfinado formado
por sedimentos fluviales de edad Pleistocena.
Condiciones
hidrogeológicas: Acuífero semiconfinado y acuífero libre, con
cierta conectividad hidráulica entre ambos.
Hidrogeoquímica:
Condiciones
fuertemente reductoras, alta alcalinidad, y concentraciones altas de Fe, Mn y
NH4. Alta salinidad en el acuífero superficial, el cual
acusa variaciones estacionales (descensos en la concentración de arsénico al
comienzo de la estación lluviosa).
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de un ambiente reductor.
Hungría y Rumanía (Cuenca del Danubio). (Varsányi et al., 1991;
Gurzau y Gurzau, 2001)
Área afectada (km2):
~110.000
Rangos
de concentración As: <2-176 µg l–1.
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero formado por una secuencia potente
(>560 m) de sedimentos de llanura aluvial de edad cuaternaria.
Condiciones
hidrogeológicas: Algunos pozos son artesianos.
Hidrogeoquímica:
Las
aguas varían de bicarbonatadas
calcicomagnésicas en la zona de recarga a bicarbonatadas sódicas en las zonas
de descarga profunda. Las aguas profundas (80-560 m) con concentraciones altas
de arsénico son reductoras, con concentraciones altas de Fe y NH4 y ácidos
húmicos. Alta salinidad en el acuífero superficial, en el
cual además, hay variaciones estacionales (descensos en la concentración de
arsénico) al comienzo de la estación lluviosa.
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de un ambiente reductor. Las mayores concentraciones de
arsénico en aguas se observan allí donde el material sedimentario es más fino.
Méjico (región de Lagunera) (Del Razo et al., 1990)
Área afectada (km2):
32.000
Rangos de concentración
arsénico: 8-620 µg l–1.
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero formado por una secuencia
volcanosedimentaria.
Hidrogeoquímica:
Condiciones oxidantes, pH entre 6,3 y 8,9. La mayor parte del arsénico en el
agua se encuentra como As(V). Altas concentraciones de F- .
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de condiciones oxidantes en climas áridos.
Chile, Región de Antofagasta (Sancha y Castro, 2001).
Área afectada (km2):
125.000
Rangos de concentración
As: 100-1000 µg l–1.
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero formado por una secuencia volcanosedimentaria
de edad Cuaternaria.
Hiidrogeoquímica: Predominio
de condiciones oxidantes, la mayor parte del arsénico en el agua se encuentra
como As(V). Las concentraciones altas de arsénico aparecen en aguas con
salinidad alta y contenidos altos en B.
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de condiciones oxidantes en climas áridos. También hay
contaminación derivada de plantas de cobre. Las aguas superficiales también
presentan contenidos altos en arsénico.
Chile, Región de Coquimbo (Cuenca del Río Elqui) (Oyarzun et al.,
2004).
Argentina (Llanura Chaco-pampeana) (Sancha y Castro, 2001; Smedley
et al., 2002).
Área afectada (km2):
1x106
Rangos de concentración
As: <1-5.300 µg l–1.
Tipo
de acuífero/geología: Acuífero formado por una secuencia sedimentaria
con predominio de loess de edad cuaternaria con niveles de calcretas y
depósitos volcánicos piroclásticos de composición riolítica-dacítica
intercalados.
Hiidrogeoquímica: Predominio
de condiciones oxidantes, la mayor parte del arsénico en el agua se encuentra
como As(V). El pH está, por lo general, entre 7 y 8,7 . Las aguas presentan
concentraciones bajas de Fe, y Mn. La salinidad es alta y la concentración de
arsénico se correlaciona con los contenidos en F, V, HCO3, B, y Mo.
Origen
del As:
Ligado al desarrollo de condiciones oxidantes en climas áridos. El arsénico
procede de la desorción de óxidos e hidróxidos de Fe y Mn en un medio de pH
alto. Parte del arsénico en las aguas puede derivar de la disolución de vidrio
volcánico.
Estados Unidos (Suroeste).
Área
afectada (km2): 350.000 (Nevada, California, Arizona)
Rangos
de concentración As: variable, >hasta 2600 µg l–1 en Nevada; <1-2.600 µg l–1 en California.
Tipo
de acuífero/geología: Variado. Desde sedimentos a rocas
volcanogénicas.
Condiciones
hidrogeológicas: Variadas.
Hidroquímica:
En
Nevada (desierto de Carson), hay predominio de condiciones reductoras, pH
altos, con bajas concentraciones de oxígeno disuelto y altas concentraciones de
C orgánico, Mn, Fe, U y P. En California (Cuenca de Tulare), las condicones
redox son muy variables, encontrándose concentraciones altas de arsénico en
condiciones reductoras y oxidantes. En ocasiones, las aguas presentan
concentraciones altas de Se, U, B, y Mo. En Arizona (provincia de Basin and
Range), las aguas presentan valores de oxígeno disuelto en el rango de 3-7, con
predominio de As(V). El contenido en arsénico presenta una buena correlación
con los contenidos en Mo, Se, V, F y pH, variando este último entre 1,9 y 9,3.
Las condiciones oxidantes se mantienen incluso a grandes profundidades a pesar
del tiempo de residencia del agua.
Origen
del As:
Las concentraciones altas de arsénico en aguas se asocian fundamentalmente a
procesos de desorción de óxidos combinados con procesos de concentración
evaporativa en ambientes áridos.
El fenómeno de la
existencia de contenidos altos de arsénico de origen natural en las aguas está
controlado por tres factores: la fuente primaria de arsénico (geosfera y
atmósfera), los procesos de movilización/retención de arsénico en la
interacción entre la fase sólida y la fase líquida, y el transporte de arsénico
como especie acuosa en el seno del agua. Respecto al primer factor, una de las
características comunes en la mayor parte de los acuíferos con contenidos altos
de arsénico no asociados a procesos geotermales, ni a depósitos minerales, ni a
un origen antropogénico, es que los materiales que forman el acuífero tienen
contenidos en arsénico próximos a los valores considerados como contenido medio
de fondo (0,5-1.0 ppm en areniscas, 13 ppm en arcillas y pizarras, 1-1,5 ppm en
carbonatos). En otras palabras, contenidos elevados de arsénico en las aguas
subterráneas no se asocia, por lo general, a materiales con contenidos altos de
arsénico (BGS y DPHE, 2001; Smedley y Kinniburgh, 2002).
3.1. Arsénico en la
geosfera.
El arsénico aparece como
un constituyente principal en más de 200
minerales (As nativo, arseniuros, sulfuros, óxidos, arsenatos y arsenitos),
aunque apenas una docena son relativamente frecuentes (tabla 1).
|
Mineral |
Composición |
Ocurrencia |
|
Arsénico nativo |
As |
Venas hidrotermales |
|
Niccolita |
NiAs |
Filones y noritas |
|
Realgar |
AsS |
Filones, muchas veces
asociado con oropimente, arcillas y carbonatos en “hot springs” |
|
Oropimente |
As2S3 |
Venas hidrotermales, “hot springs”. También como
producto de sublimation de emanaciones volcánicas |
|
Cobaltita |
CoAsS |
Depósitos de alta temperatura, rocas metamórficas |
|
Arsenopirita |
FeAsS |
Es el mineral de As más abundante. Muy frecuente en
filones |
|
Tennantita |
(Cu,Fe)12As4S13 |
Venas hidrotermales |
|
Enargita |
Cu3AsS4 |
Venas hidrotermales |
|
Arsenolita |
As2O3 |
Mineral secundario formado por oxidación de
arsenopirita, arsénico nativo y otros minerales de arsénico |
|
Claudetita |
As2O3 |
Mineral secundario formado por oxidación de realgar,
arsenopirita, y otros minerales de arsénico |
|
Escorodita |
FeAsO4.2H2O |
Mineral secundario |
|
Annabergita |
(Ni,Co)3(AsO4)2∙8H2O |
Mineral secundario |
|
Hoernesita |
Mg3(AsO4)2.8H2O |
Mineral secundario, en escorias |
|
Hematolita |
(Mn,Mg)4Al(AsO4)(OH)8 |
Mineral en fisuras de rocas metamórficas |
|
Conicalcita |
CaCu(AsO4)(OH) |
Mineral secundario |
|
Farmacosiderita |
Fe3(AsO4)2(OH)3.5H2O |
Producto de oxidación de arsenopirita y otros minerales
de arsénico |
Tabla 1.
Minerales de arsénico más frecuentes.
Aunque no como componente
mayoritario, el arsénico también se encuentra en concentraciones variables
formando parte de un gran número de minerales, tanto primarios como
secundarios. Las mayores concentraciones de arsénico aparecen en sulfuros como
pirita, calcopirita, galena y marcasita (tabla 2), donde el arsénico se
encuentra sustituyendo al azufre en la estructura. En estos minerales, el
contenido de arsénico puede superar el 10% en peso del mineral (véase, por ejemplo, Baur y Onishi, 1969). La
pirita es el sulfuro más frecuente en la naturaleza, ya que además de formarse
en ambientes hidrotermales, también se forma en medios sedimentarios de baja
temperatura en condiciones reductoras. Esta pirita autigénica juega, como
veremos más adelante, un importante papel en el ciclo geoquímico del arsénico,
al encontrarse en una gran variedad de ambientes, incluyendo ríos, lagos,
fondos marinos, y acuíferos, donde al formarse puede incorporar arsénico en su
estructura, y donde, al variar las condiciones del medio, puede oxidarse y
liberar ese arsénico.
Otros minerales
donde puede encontrarse arsénico en concentraciones apreciables son los óxidos
y oxihidróxidos, sobre todo los de hierro (tabla 2), y en menor proporción los
de manganeso y aluminio, fases minerales donde puede estar formando parte de la
estructura o adsorbido en su superficie. La adsorción de As(V) en oxihidróxidos
de hierro, como plantearemos más adelante, es el mecanismo más efectivo de
retención de arsénico en la fase sólida. Los fosfatos son otro grupo de minerales
que pueden tener contenidos relativamente altos de arsénico (por ejemplo, el
apatito, tabla 2). El arsénico puede sustituir a Si4+, Al3+,
Fe3+ and Ti4+ en muchas estructuras minerales,
encontrándose de esta manera en muchos minerales formadores de rocas, si bien
en concentraciones muy bajas. Por ejemplo, la mayoría de los silicatos
contienen alrededor de 1 ppm o menos (Baur y Onishi, 1969, tabla 2). Los
carbonatos (calcita, dolomita y siderita) normalmente tienen menos de 10 ppm (Boyle y Jonasson,
1973, tabla 2).
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Mineral |
Concentración de As (ppm) |
Referencia |
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Sulfuros: |
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|
Pirita |
100–77.000 |
(a) |
|
Pirrotina |
5–100 |
(b) |
|
Galena |
5–10.000 |
(a) |
|
Esfalerita |
5–17.000 |
(a) |
|
Calcopirita |
10–5000 |
(a) |
|
Óxidos: |
|
|
|
Hematites |
Hasta 160 |
(a) |
|
Óxidos de Fe |
Hasta 2000 |
(b) |
|
Oxihidróxido de Fe(III) |
Hasta 76.000 |
(c) |
|
Magnetita |
2,7–41 |
(a) |
|
Silicatos: |
|
|
|
Cuarzo |
0,4–1,3 |
(a) |
|
Feldespato |
<0,1–2,1 |
(a) |
|
Biotita |
1,4 |
(a) |
|
Anfíbol |
1,1–2,3 |
(a) |
|
Olivino |
0,08–0,17 |
(a) |
|
Piroxeno |
0,05–0,8 |
(a) |
|
Carbonatos: |
|
|
|
Calcita |
1–8 |
(b) |
|
Dolomita |
<3 |
(b) |
|
Siderita |
<3 |
(b) |
|
Sulfatos: |
|
|
|
Yeso/Anhidrita |
<1–6 |
(b) |
|
Barita |
<1–12 |
(b) |
|
Jarosita |
34–1000 |
(b) |
|
Fosfatos: |
|
|
|
Apatito |
<1–1000 |
(a), (b) |
Tabla
2. Concentración de arsénico en algunos de los minerales más comunes
(referencias: a) Baur y Onishi, 1969, b) Boyle y Jonasson, 1973,c ) Pichler et
al., 1999).
Las concentraciones de
arsénico en las rocas ígneas son bajas, por lo general, inferiores a 5 ppm
(véase Smedley y Kinniburgh, 2002); con pocas diferencias entre los distintos
tipos litológicos. A pesar de su baja concentración de arsénico, determinadas
rocas de naturaleza muy reactiva como cenizas volcánicas de grano fino, pueden
liberar cantidades suficientemente altas a las aguas. Las rocas metamórficas
también muestran contenidos bajos de arsénico, que no suelen superar 5 ppm, excepto
las metapelitas, que tienen un contenido medio de 18 ppm (Boyle y Jonasson,
1973). Las rocas sedimentarias presentan una mayor variabilidad en cuanto a
contenido de arsénico, con promedios y rangos algo superiores a los de las
rocas ígneas o metamórficas, sobre todo las lutitas, con valores medios de
28,40 ppm (valor NASC , North American Shales Composite de
Gromet et al, 1984). En general, la pelitas de origen marino son las que tienen
contenidos más altos de arsénico, que pueden ser excepcionalmente altos en
ambientes medioceánicos, con promedios de 174 ppm (Smedley y Kinniburgh, 2002).
Las rocas carbonatadas muestran contenidos bajos de arsénico, con valores
medios inferiores a 5 ppm (Baur y Onishi, 1969), como es de esperar, dado los
bajos contenidos de arsénico que tienen sus minerales constituyentes. Los
materiales sedimentarios más ricos en arsénico son los carbones, donde se ha
llegado a encontrar valores de hasta 35.000 ppm (Belkin et al., 2000). Otras
formaciones sedimentarias como los “ironstones” y fosforitas también son ricas
en arsénico (veáse Smedley y Kinniburgh, 2002). Los valores de contenido de
arsénico en sedimentos son similares a aquellos de su equivalente en roca, y
como ocurría con las lutitas, con tendencia a ser más elevados en limos y
arcillas. Localmente, en zonas con mineralizaciones o aguas abajo de ellas, se
pueden encontrar sedimentos enriquecidos en arsénico en un factor de hasta 89,4
respecto a los valores de referencia en sedimentos fluviales actuales y hasta
en un factor de 468, 8 en sedimentos lacustres holocenos (Oyarzun et al., 2004).
Los contenidos de
arsénico en suelos se sitúan en un valor de fondo en el rango 5-10 ppm (Smedley
y Kinniburgh, 2002). Como ocurre con los sedimentos, ese valor de fondo es
ampliamente superado en aquellos casos de suelos que se encuentran en áreas
mineralizadas o formados a partir de materiales ricos en pirita u otros
sulfuros, o alternativamente, de suelos que se hallan contaminados por acción
antrópica (vertidos industriales, combustión de carburantes, fertilizantes,
pesticidas, escombreras y balsas mineras). La contaminación puede ser muy
acusada en el caso de explotaciones mineras, donde tienen lugar procesos de
oxidación de sulfuros como la pirita (movilización de arsénico) y precipitación
de óxidos y oxidróxidos de Fe (adsorción de arsénico).
Las concentraciones de
arsénico en la atmósfera son, normalmente, bajas, aunque pueden incrementarse de
forma natural por actividad volcánica, volatilización de baja temperatura o
aerosoles marinos, a partir de materiales naturales o por causas antropogénicas
como emisiones de combustión, actividades industriales, etc., estimándose que
cerca del 70% flujo de arsénico a la atmósfera tiene un origen antropogénico
(Nriagu y Pacyna, 1989). La mayor parte del arsénico en la atmósfera se halla como
As(III)2O3 en partículas en suspensión (Cullen y Reimer,
1989).
La Organización Mundial de la salud ha señalado que las concentraciones de
arsénico atmosférico pueden llegar hasta 0,18 µg m–3 en áreas urbanas y superar 1 µg m–3
en los núcleos industriales (WHO, 2001).
El retorno a la
geosfera y a la hidrosfera se produce vía deposición seca y húmeda (asociada a
precipitaciones), calculándose una deposición total de arsénico en el rango de
<1–1000 µg m–2 año–1, dependiendo de
factores como humedad y proximidad a los puntos de emisión (Schroeder et al.,
1987). En general, y a menos que se trate de áreas contaminadas por actividades
industriales, la precipitación atmosférica es despreciable como fuente de
arsénico para la geosfera y la hidrosfera.
La concentración de
arsénico en las aguas naturales está posiblemente controlada en gran medida por
procesos de interacción sólido-solución. Existen dos categorías fundamentales
de procesos geoquímicos de interacción agua-fase sólida, que controlarán la
movilización de arsénico en el agua: 1) reacciones de adsorción-desorción y 2)
reacciones de precipitación-disolución de la fase sólida. La unión de arsénico
a una superficie de un óxido de hierro sería un ejemplo de reacción de
adsorción. El fenómeno inverso a esta reacción, arsénico desuniéndose de esa
superficie, sería un ejemplo de reacción de desorción. La precipitación
consiste en la formación de una fase sólida a partir de componentes presentes
en la solución acuosa (por ejemplo, precipitación de calcita, a partir de
calcio y carbonato disueltos). La disolución de vidrio volcánico, o de la
propia calcita, son algunos ejemplos de reacciones de disolución que pueden
tener lugar en la interacción agua-fase sólida.
Como se ha expuesto en
el apartado 2.1, el arsénico puede ganar o perder electrones en reacciones de
oxidación-reducción. Como resultado de ese fenómeno, el arsénico puede estar
presente en la naturaleza en diversos estados de oxidación (-3, 0, +3 y +5), si
bien se suele encontrar en las aguas en dos estados de valencia: arsenito
(AsIII) y arsenato (AsV). El arsenato predomina en condiciones oxidantes,
mientras que el arsenito predomina cuando las condiciones son suficientemente
reductoras. Bajo las condiciones de pH más comunes en las aguas subterráneas,
el arsenato está presente como oxianiones cargados negativamente (H2AsO4-,
HAsO4=), mientras que el arsenito esta presente como
especie neutra (H3AsO30) (fig. 3a y b). La
fuerza de la adsorción de estas especies arsenicales por las superficies de la
fase sólida, dependerá en parte de las diferencias de carga entre las especies
acuosas y la fase sólida, ya que determinan el carácter de las interaciones
electrostáticas entre las especies y la fase sólida. Las reacciones de
adsorción-desorción son descritas mediante isotermas de adsorción (o
desorción). Una isoterma de adsorción o intercambio relaciona la concentración
de un determinado componente en solución con su concentración en la superficie
de la partícula. Esa concentración en la superficie no solo depende del
componente implicado y de la carga de superficie, también depende de otros
iones en solución y de su concentración, ya que competirán a su vez para ocupar
lugares (sedes de intercambio) en la
superficie. Este fenómeno, esta ligado a los procesos de adsorción-desorción, y
es lo que se conoce como intercambio
iónico. La principal consecuencia es que a determinadas condiciones de
concentración de una especie iónica, esta puede provocar la desorción de otra
especie previamente adsorbida. Dada la cantidad de especies iónicas que pueden
estar en solución, y por tanto compitiendo por ocupar las sedes de intercambio,
es muy complejo describir las reacciones de superficie para un caso dado. A
diferencia de las reacciones de precipitación-disolución, la adsorción-desorción
tiende a ser rápida para la escala temporal geológica.
Las isotermas de
adsorción pueden ser “lineales” o “no lineales”. Una isoterma “lineal”
significa que la cantidad adsorbida de una especie es directamente proporcional
a su concentración en la solución. Las isotermas para los dos estados de
oxidación del arsénico son muy diferentes, incluyendo su dependencia del pH
(fig. 6). La isoterma para As(V) es “no lineal” de forma muy acusada, la
isoterma para As(III) lo es algo menos. Una consecuencia de la isoterma de
adsorción “no lineal” tan acusada del arsenato es que, incluso a
concentraciones del orden de µg l-1, la adsorción de
arsénico sobre el óxido puede corresponder a miles de ppm en el caso de
oxihidróxidos férricos.
En general, aunque depende de las fases minerales presentes,
la máxima adsorción de As(III) se produce a pH < 8, mientras que la máxima
adsorción de As(V) se da pH < 7 (p.e. Raven et al., 1998).
Fig. 6. Curvas de adsorción de As(III) y As(V), en función del pH.
(Tomado deSmedley y Kinniburgh, 2001b). El área sombreada representa el rango
de pH para el cual se produce la máxima desorción de As.
Tanto arsenito como
arsenato son adsorbidos en la superficie de una gran variedad de materiales
presentes en el medio como son óxidos de metales, sobre todo de hierro,
manganeso y aluminio (por ejemplo, veánse De Vitre et al., 1991; Sullivan y
Aller, 1996, entre otros), materia orgánica y arcillas (fig. 7). La adsorción
de arsenato por oxihidróxidos de hierro es particularmente fuerte y las
cantidades adsorbidas pueden ser apreciables incluso a bajas
concentraciones de arsénico en la solución (véase por ejemplo, Goldberg, 1986;
Manning and Goldberg, 1996; Hiemstra and van Riemsdijk, 1996).La adsorción de
arsénico en oxihidróxidos de Al y Mn también puede ser importante si estos
oxidos estan presentes en concentraciones altas (por ejemplo, Peterson y
Carpenter, 1983; Brannon y Patrick, 1987). El arsénico también es adsorbido en
los bordes de las arcillas como As(III) y As(V) (Manning and Goldberg, 1997b),
y en la superficie de carbonatos como la calcita, aunque la cantidad adsorbida
es mucho menor que en el caso de los óxidos e oxihidróxidos de hierro (Goldberg
y Glaubig, 1988). Las reacciones de adsorción y desorción entre
arsenato y superficies en óxidos de hierro son particularmente importantes ya
que esa fase mineral es muy común como recubrimiento de otras fases sólidas, y
porque el arsenato se adsorbe fuertemente sobre las superficies de los óxidos
de hierro en condiciones ácidas o con pH próximos a los valores neutros. Sin
embargo, la desorción de arsenato de dichas superficies ocurrirá en el caso de
pH con valores alcalinos.
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Fig.
7. Imagen ESEM (BSE) y espectro EDX de un
agregado autigénico de óxido de hierro y
arcillas con arsénico en trazas. La flecha en la foto indica el punto de
análisis. Tomado de Sahún et al. 2003 (prohibida
su reproducción sin citar la procedencia): Estudio del contenido de
arsénico en la zona central de la Depresión del Duero. Dirección General de
Obras Hidráulicas y Calidad de las Aguas, 192 pp. Biblioteca del Ministerio de
Medio Ambiente, Madrid..
As(III) como As(V) son
adsorbidos en oxihidróxidos férricos como complejos de esfera interna (es decir,
sin molécula interpuesta con la superficie del sólido, Pierce y Moore, 1982).
En general, el As(V) es más fuertemente adsorbido en las fases sólidas como la
goethita (e.g. Sun y Doner, 1998), mientras que el oxihidróxido amorfo
(ferrihidrita) absorbe mayores cantidades de As(III) (aunque en este caso hay
una fuerte dependencia de la concentración de arsénico en solución y del pH, de
tal forma que la adsorción de arsenato puede ser mayor que la de arsenito a pH
bajos y a bajas concentraciones de arsénico en solución, Loeppert et al., 1997)
. De cualquiera de las maneras, la ferrihidrita presenta una mayor capacidad
absorbente que la goethita, tanto para As(V) como para As(III) debido a que el
oxihidróxido férrico amorfo presenta una mayor densidad de lugares de
intercambio como consecuencia de una mayor superficie específica y mayor
reactividad de grupos funcionales de superficie con respecto a la goethita
(e.g. Jackson y Miller, 2000).Pierce y Moore (1982) han demostrado que la
ferrihidrita tiene una gran capacidad de adsorción de As(V), alcanzando la
máxima adsorción a pH 4, aunque no se produce adsorción de arsénico a valores
de pH superiores al del punto de carga cero o isoeléctrico (el cual se sitúa a
pH 8) y a partir del cual tanto la ferrihidrita como la goethita se comportan
como adsorbentes catiónicos al generarse
una carga neta de superficie negativa. De esta manera,
los cambios de pH en las aguas pueden determinar la adsorción o desorción de
arsénico. Debido a que los procesos de diagénesis normalmente consumen H+,
el pH del agua subterránea tiende a ser mayor con el tiempo de residencia, el
cual a su vez, se incrementa a lo largo del recorrido del flujo subterráneo.
Por ello, la propia evolución geoquímica del agua subterránea hacia condiciones
alcalinas puede causar la desorción de una cantidad apreciable de arsénico en
el agua.
Una restricción que
condiciona la capacidad de la ferrihidrita como absorbente y secuestrador de
arsénico, es que esta fase amorfa es más inestable a las variaciones de las
condiciones ambientales que la fase cristalina (goethita), de tal manera que o
bien se transforma en esta última (disminuyendo su superficie específica y por
tanto la capacidad adsorbente) o bien es disuelta (por ejemplo, a pH bajos),
liberando el arsénico adsorbido. En ese último caso, la totalidad del arsénico
liberado puede llegar a ser readsorbido por la goethita si ese mineral está
presente (por ejemplo, Greubel et al., 1988; Jackson y Miller, 2000). La
transformación de ferrihidrita a goethita puede estar inhibida o dificultada
por factores como pH bajo, temperatura bajas presencia de silicatos, presencia
de aluminio, presencia de manganeso y presencia de compuestos orgánicos
(Twidwell et al., 1999).
Las reacciones de
oxidación-reducción pueden controlar indirectamente la adsorción-desorción de
arsénico por sus efectos sobre la especiación, Por ejemplo, la reducción de
arsenato a arsenito puede facilitar la movilización de arsénico debido a que el
arsenito es adsorbido más débilmente que el arsenato. Reacciones redox
involucrando tanto arsénico adsorbido como acuoso puede afectar la movilidad
del arsénico.
Como ya hemos visto, la
adsorción del arsénico también puede estar condicionada por la presencia de
iones competitivos. En particular, el fosfato tiene un comportamiento
geoquímico similar al del arsenato, y ambos competirán por los lugares de
sorción o sedes de intercambio. Otros oxianiones (molibdeno, selenio, vanadio, etc) también
pueden competir con el arsenato.
La desorción del arsénico adsorbido en la
fase sólida está condicionada por los cambios en pH, la ocurrencia de
reacciones redox (reducción/oxidación), la presencia de iones competitivos, y
los cambios en la estructura cristalina de la fase sólida.
Las reacciones de
precipitación-disolución implican la formación y crecimiento de una fase
mineral y su destrucción y, teóricamente, únicamente estarán involucrados en
estos procesos aquellos elementos incluidos en la fórmula química del mineral.
La solubilidad de un mineral puede ser descrita por su producto de solubilidad,
aunque este valor puede variar en función del tamaño de la partícula y la
cristalinidad del mineral. Normalmente, la velocidad de disolución o precipitación
es muy lenta, por lo que el equilibrio termodinámico es, a menudo, difícil de
alcanzar en periodos cortos.
La coprecipitación es un
proceso natural donde constituyentes menores o accesorios se incorporan a la
estructura mineral que se forma, como es el caso de arsénico que coprecipita
con la pirita. De la misma manera, fósforo y arsénico son coprecipitados con
los óxidos de hierro. La coprecipitación no implica ningún mecanismo en
particular, y en la práctica, la
adsorción y la coprecipitación tienen lugar al mismo tiempo (WHO, 2001). El
proceso inverso a la coprecipitación es la codisolución, que en el caso de
arsénico dará lugar a su movilización al agua. Así, la movilización de arsénico
estará condicionada por la propia estabilidad del mineral con el que ha
coprecipitado. Si tiene lugar la disolución de la fase mineral con arsénico
(por ejemplo, óxidos), este mecanismo puede ser mucho más efectivo que la
desorción en términos de arsénico movilizado (por ejemplo, Guo et al., 1997).
Los procesos de disolución/codisolución más importantes en cuanto a
movilización de arsénico en las aguas son: a) la oxidación de sulfuros,
fundamentalmente pirita; y b) la disolución reductiva de óxidos.
Las reacciones de precipitación-disolución
están controladas por la fisicoquímica de la solución, fundamentalmente pH,
temperatura, estado redox y concentración de especies acuosas.
La condición obvia para
que exista una alta concentración de arsénico en las aguas subterránea es que
este no se haya perdido por transferencia (flujo) o dilución, lo que confiere
una dimensión temporal al problema, que en definitiva dependerá del régimen
hidrogeológico y paleohidrogeológico del acuífero. El tiempo que tarda el
arsénico en aguas subterráneas en perderse por flujo depende de varios
factores, siendo un factor crítico el tiempo de residencia del agua en el
acuífero: a menor tiempos de residencia, mayor tasa de renovación, y por tanto
mayor tasa de pérdida de arsénico por flujo. La consecuencia directa es que, en
general, en acuíferos profundos y “antiguos” será mucho más difícil encontrar
altas concentraciones de arsénico, requiriéndose en estos casos flujos muy
lentos.
Desde el punto de vista
geoquímico, el transporte de arsénico en el agua está condicionado por la
adsorción, ya que esta produce un retardo en el transporte del arsénico en
comparación con el propio flujo del agua (por ejemplo, Appelo y Postma, 1994).
En el caso más sencillo de una isoterma de adsorción lineal, la relación es
directa, y esa diferencia viene definida como un factor de retardo constante
por el coeficiente de reparto, Kd. En
el caso de una isoterma no lineal, el valor de Kd varia con la concentración y depende de la forma de la isoterma.
Por lo general, el valor de Kd
decrece con el incremento de la concentración. Por tanto, en altas
concentraciones, el transporte de arsénico en el agua es más efectivo, pero en
contrapartida hay más disponibilidad de arsénico. La consecuencia de ello, es
que es muy difícil que el arsénico sea completamente extraído de los acuíferos
con el flujo del agua, bien a causa de que es adsorbido, bien a causa de que se
halla en concentraciones altas (Smedley y Kinniburgh, 2002). Puesto que el
arsenito y el arsenato tienen diferentes isotermas de adsorción (fig. 6), serán
transportados en el agua con diferente velocidad. Gulens et al. (1979) han
demostrado que en condiciones oxidantes y ligeramente ácidas, As(III) se mueve
5-6 veces más rápido que As(V), y que este último se moverá más rápidamente en
condiciones neutras (aunque siempre más lento que As(III)); mientras que en
condiciones reductoras y alcalinas, tanto As(III) como As(V) se mueven
rápidamente. Los valores mas altos de Kd
citados en la literatura corresponden a oxihidróxidos de Fe (véase por ejemplo,
Pierce y Moore, 1982), aunque son valores muy variables que dependen de la
cantidad de óxidos y oxihidróxidos activos en el medio, la especiación de
arsénico, la concentración de arsénico, el pH, y la concentración de aniones competidores
como fosfato (DPHE/BGS/MML, 1999). Estudios de campo han demostrado que las
concentraciones altas observadas en las aguas son consecuencia de bajos Kd más que de altos contenidos absolutos
de arsénico en el sedimento, poniendo en evidencia que los coeficientes de
reparto calculados en laboratorio están sobrestimados, por lo que resulta muy
difícil establecer la presencia de aguas ricas en arsénico únicamente partiendo
de las concentraciones de arsénico en los sedimentos (Smedley y Kinniburgh, 2002).
Aunque los materiales de
la geosfera no presenten grandes concentraciones de arsénico en la fase sólida,
una pequeña cantidad relativa de arsénico liberado de esa fase sólida por procesos
de desorción o disolución puede elevar la concentración de arsénico en el agua
por encima de 50 µg l–1. Y en este sentido hay
que considerar, que para que se existan aguas con contenidos altos en arsénico,
no basta solo con que tengan lugar mecanismos por los cuales este se libere de
la fase sólida, sino que además el arsénico liberado tiene que permanecer en el
agua, es decir no tiene que ser transportado ni transferido a otro medio, ni
tampoco se han de producir procesos de dilución por mezcla. Esos son los
factores claves que hay que estudiar para entender la existencia de aguas con
contenidos altos de arsénico. Otra consideración que hay que hacer, es sobre la
naturaleza diferente de las aguas superficiales y las aguas subterráneas: las
aguas superficiales constituyen sistemas abiertos donde los factores
ambientales están continuamente variando; en contraste, las aguas subterráneas
se pueden considerar, en la mayoría de los casos, sistemas semicerrados, donde
las condiciones pueden variar, pero de forma discontinua en el tiempo,
permitiendo que el sistema solución-fase sólida pueda reequilibrarse (Smedley y
Kinniburgh, 2002). Ello implica que, en condiciones naturales, y si no se
producen grandes cambios en la evolución de un acuífero, este llegará a una
etapa donde la interacción agua-fase sólida será mínima, y por tanto no habrá
transferencias de arsénico. Este escenario contrasta con el de las aguas
superficiales donde no tienen porque alcanzarse situaciones próximas al
equilibrio solución-fase sólida. Uno de los problemas fundamentales con
respecto a las aguas subterráneas y el arsénico radica en que la explotación de
aquellas puede introducir cambios sustanciales en las condiciones originales
del acuífero. En relación con el problema de la variación temporal de las
condiciones geoquímicas del acuífero, es muy relevante el estudio del Servicio
Geológico de Estados Unidos sobre las aguas subterráneas de la Cuenca
Willamette (Oregon) (USGS, 1998). Allí, se observan variaciones temporales de
las concentraciones de arsénico en algunos pozos, que se interpretan como
ocasionadas por variaciones en el régimen de explotación.
Se consideran varios
mecanismos geoquímicos de liberación y movilización de arsénico a las aguas
(véanse por ejemplo, BGS y DPHE, 2001, y Semedley y Kinniburgh, 2002):
· Oxidación
de sulfuros: Según los trabajos existentes, es un mecanismo
importante solo localmente y en áreas mineras con abundancia de sulfuros,
aunque también puede involucrar pirita autigénica en sucesiones sedimentarias.
La oxidación de sulfuros tiene lugar cuando el medio se halla en condiciones
oxidantes. El Fe disuelto tiende a precipitar en sulfato de Fe (jarosita) y
óxidos y oxihidróxido de Fe, con readsorción y coprecipitación de arsénico. Como señalan BGS y DPHE (2001), la readsorción de arsénico
en el óxido (que puede llegar al 90% del arsénico codisuelto de la pirita),
hace que el mecanismo de movilización de arsénico por oxidación de pirita no se
considere como el más eficiente en cuanto a movilización de arsénico.
· Disolución
de óxidos e oxihidróxidos de Fe y Mn en condiciones ácidas: Los óxidos y
oxihidróxidos de Fe y Mn se disuelven en condiciones fuertemente ácidas. El
arsénico presente en ellos, tanto adsorbido como coprecipitado, será movilizado
durante la disolución. A diferencia de la desorción, la disolución es eficaz en
la movilización de arsénico no lábil, incorporado en la red estructural del
mineral. Esto explica, al menos en parte, las concentraciones altas de arsénico
en el drenaje ácido de minas.
· Desorción
en condiciones oxidantes a pH alto: La acusada naturaleza no lineal de la isoterma de adsorción
para As(V) determina que la cantidad de arsénico adsorbido sea grande, incluso
cuando las concentraciones de arsénico disuelto son bajas. Pero, en condiciones
oxidantes, se produce la desorción de arsénico si se alcanzan valores de pH
alto (>8,5). Normalmente el incremento de pH se produce como consecuencia de
los procesos de meteorización e intercambio iónico, combinado con los efectos
de un incremento en salinidad en climas áridos y semi-áridos. El proceso de
desorción en condiciones alcalinas es
considerado como uno de los mecanismos más efectivos en cuanto a
movilización de arsénico en condiciones oxidantes, dándose además una
correlación positiva entre la concentración de arsénico en la fase acuosa y los
valores de pH. Los procesos de desorción liberan además una amplia variedad de
oxianiones como vanadatos, fosfatos, uranilos y molibdatos. El papel del anion
bicarbonato en relación a los procesos de desorción de arsénico no está claro.
A menudo se observan, en las aguas ricas en arsénico, concentraciones altas en
C orgánico disuelto como ácidos fúlvicos y húmicos, aunque todavía no se ha
podido establecer una relación causal entre el C orgánico disuelto y arsénico
desorbido (Smedley y Kinniburgh, 2002). La presencia de cationes como Ca y Mg
pueden facilitar la adsorción de especies de As(V) negativamente cargadas en la
fase sólida. Efectos similares pueden tener el Al en aguas ácidas y el Fe2+
en aguas reductoras. Los procesos evaporativos en ambientes áridos permiten el
mantenimiento de valores altos de pH, así como concentraciones altas en Cl, F y
U. En general, este mecanismo no explicaría las concentraciones altas de
arsénico observadas en ambientes reductores, ya que estos suelen tener un pH
próximo al valor neutro.
· Desorción
y disolución de óxidos y oxihidróxidos relacionados con cambios a condiciones
reductoras: Este constituye otro de los mecanismos más
importantes en cuanto a movilización de arsénico a la fase acuosa. La causa más
común es el enterramiento rápido de sedimentos, donde la cantidad de materia
orgánica enterrada determinará la rapidez con que se alcanzarán las condiciones
reductoras. Para que se alcancen estas, la condición requerida es que sea un
sistema cerrado a la entrada de oxígeno o al menos la disponibilidad de este
sea muy pequeña. En condiciones reductoras, parece que una
de las primeras reacciones en tener lugar, es el paso de arsenato (As(V))
adsorbido en condiciones oxidantes a arsenito (As(III), que está adsorbido más
débilmente en la superficie de los óxidos y
oxihidróxidos de Fe y Mn. Además, estos minerales se disuelven en condiciones
reductoras, aunque la disolución reductiva por si sola no explicaría todo el
arsénico que se encuentra en las aguas subterráneas en condiciones reductoras.
Por otra parte, en ambientes reductores, las aguas tienen por lo general
valores de pH próximos al valor neutro, y por tanto, en este caso el pH
no parece ejercer un control importante sobre la desorción de arsénico.
· Desorción
por reducción de superficie específica en la fase sólida: Este es un mecanismo que tiene especial
incidencia en los óxidos e hidróxidos de Fe, donde se produce una mayor
adsorción de arsénico en las etapas iniciales de su formación, generalmente
como oxihidróxidos formados por agregados de micropartículas de pequeño tamaño
. Al evolucionar y transformarse en fases de mayor cristalinidad, las
partículas y agregados aumentan su tamaño, reduciendo así su superficie específica,
y por tanto las sedes de intercambio donde se halla el arsénico adsorbido, con
la consiguiente movilización de este a la fase acuosa. Debido al carácter no
lineal más acusado de la isoterma de As(V), la desorción mediante este
mecanismo es mucho más acusada para As(V) que para As(III).
· Desorción
por reducción en la carga de superficie de la fase sólida: Pueden ocurrir una
seríe de fenómenos que causen una reducción de la carga neta de superficie en
los óxidos, con la consiguiente desorción de arsénico. Estos fenómenos incluyen
cambios estructurales en los óxidos de Fe que tienen lugar al pasar de
condiciones oxidantes a condiciones reductoras que pueden asociar cambios netos
en la carga de superficie, en intensidad y densidad.
El arsénico
presente en un medio geológico, puede tener su origen primario en relación a
deposición atmosférica, o estar contenido en los minerales primarios, o en
restos orgánicos que se depositen allí. Alternativamente, puede venir
transportado por el agua, bien como especie disuelta, bien en la fase sólida,
como una especie adsorbida en partículas de carga de fondo o en coloides en
suspensión. La cuenca del río Elqui, la IV Región de Chile es buen ejemplo de
esa interrelación entre distintos mecanismos (Oyarzun et al., 2004).
La cuenca
del Elqui se extiende cerca de 9,800 km en una zona montañosa y semiárida. Los
cursos fluviales de la cuenca presentan contenidos de arsénico altos, que
alcanzan un promedio de 380 mg l-1,
los cuales tradicionalmente se han
relacionado con las explotaciones mineras del distrito de El Indio-Tambo, donde
se extrae plata y oro de depósitos epitermales. En los valles de la cuenca
aparecen afloramientos colgados de sedimentos lacustres varvados de edad
Holoceno inferior (~9.650
años), constituidos por niveles centimétricos de yesos y arcillas alternando
con niveles de yesos ricos en materia orgánica, que representan episodios
alternantes de estaciones húmedas y secas (fig. 8). Esos sedimentos lacustres
son extraordinariamente ricos en arsénico (hasta 2.344 ppm, Oyarzun et al.,
2004), y constituyen un ejemplo de acumulación natural de arsénico en los
materiales remanentes del lago que se formó en el Holoceno inferior en el
inicio de un período extremadamente húmedo. Las intensas precipitaciones
facilitaron la ocurrencia de deslizamientos de ladera de grandes volúmenes de
material que, al llegar al valle, formaron de diques naturales que, a su vez,
causaron la formación de lagos.
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Fig. 8. Aspecto de
los sedimentos lacustres de la Cuenca del Elqui. A) aspecto general. B)
Detalle.
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Fig. 9. Imagen ESEM (BSE) y
espectro EDX de un grano de óxido de hierro con arsénico. La flecha en la foto
indica el punto de análisis.
El arsénico en los
sedimentos se halla fundamentalmente retenido en óxidos de hierro (gohetita)
(fig. 9), y se interpreta que llegó de dos formas a los niveles lacustres donde
se encuentra: una, transportado como especie iónica en solución acuosa procedente
del lavado de afloramientos de rocas mineralizadas o afectadas por alteración
hidrotermal , y otra forma, transportado en partículas de óxidos de Fe
donde ya estaba retenido, por arrastre
de la escorrentía superficial de la ladera.
De esta manera, los materiales
lacustres constituyen un “acumulador” a partir del cual se puede producir un
reciclado en términos de movilidad/retención/acumulación de arsénico:
1º. El arsénico es movilizado de una zona rica en minerales
primarios arsenicales (enargita) como especie acuosa, por lavado e incorporado
en la fase sólida, por erosión y arrastre de partículas de óxido ricas en
arsénico que se habrían formado como consecuencia de procesos de meteorización
(oxidación) de los sulfuros.
2º. El lago, o mejor los sedimentos del lago constituyen una
trampa para gran parte del arsénico, que se queda allí, en principio,
fundamentalmente adsorbido en óxidos de hierro.
3º. Variaciones en el
potencial redox o del pH de las aguas,
pueden provocar la desorción de arsénico, que se será incorporado al
río. Sin necesidad de variar las condiciones fisicoquímicas, un mecanismo alternativo para que el arsénico sea movilizado es la erosión de las
granos de óxidos, facilitada por los procesos de disolución de los yesos a los
que se asocia.
4º. El arsénico movilizado en el río, tanto en fase acuosa
como en fase sólida, puede quedar retenido en trampas, que pueden ser naturales
o antrópicas, como es el caso de la presa de Puclaro, situada aguas debajo de
los afloramientos de sedimentos lacustres, ahora más cercana a núcleos de
población. Este caso, además se complica con otros factores de peligro, al
estar en una zona sismicamente activa (el 15 de Octubre de 1997 tuvo lugar en
las cercanías un terremoto de Mw = 7,1)
lo que podría provocar la rotura de la presa donde se están acumulando en la
actualidad lodos y sedimentos arsenicales.
El caso de la Cuenca del
Elqui es un ejemplo excepcional que nos demuestra como en el estudio del
problema del arsénico en las aguas, no solo hay que tener en cuenta factores
estrictamente geoquímicos y mineralógicos, sino que también hay que evaluar la
incidencia de factores externos.
El arsénico es
extremadamente tóxico por bioacumulación. Exposiciones prolongadas durante
mucho tiempo son extremamente nocivas para la salud humana: diversos tipos de
cáncer, patologías cardiovasculares, diabetes, anemia, y alteraciones en las
funciones reproductoras, inmunológicas, neurológicas y del desarrollo.
El arsénico se halla en
las aguas naturales como especie disuelta, la cual se presenta por lo común
como oxianiones con arsénico en dos estados de oxidación, arsénico trivalente,
arsenito, [As(III)] y arsénico pentavalente, arsenato, [As(V). El estado de
oxidación del arsénico, y por tanto su movilidad, están controlados
fundamentalmente por las condiciones redox (potencial redox, Eh) y el pH.
Los contenidos de
arsénico en las aguas naturales, superficiales y subterráneas, no contaminadas,
no suelen ser altos. Hay casos anómalos, sobre todo acuíferos, que presentan
valores excepcionales, como ocurre en el caso de Bangladesh.
El fenómeno de la
existencia de contenidos altos de arsénico de origen natural en las aguas está
controlado por tres factores: la fuente primaria de arsénico (geosfera y atmósfera),
los procesos de movilización/retención de arsénico en la interacción entre la
fase sólida y la fase líquida, y el transporte de arsénico como especie acuosa
en el seno del agua.
Los dos procesos
geoquímicos que controlan la movilización de arsénico al agua son: reacciones
de adsorción-desorción , y reacciones de coprecipitación-codisolución.
Tanto arsenito como
arsenato son adsorbidos en la superficie de una gran variedad de materiales
presentes en el medio como son óxidos de hierro, manganeso y aluminio. También
puede ser adsorbido por arcillas y materia orgánica.
La desorción del arsénico
adsorbido en la fase sólida está condicionada por los cambios en pH, la
ocurrencia de reacciones redox (reducción/oxidación), la presencia de iones
competitivos, y los cambios en la estructura cristalina de la fase sólida.
Las reacciones de
coprecipitación-codisolución están controladas por el pH, temperatura, estado
redox y concentración de especies acuosas de la solución.
Existen
varios mecanismos de incorporación de arsénico de origen natural a las aguas: a) oxidación de sulfuros;
b) Disolución de óxidos e oxihidróxidos de Fe y Mn en condiciones ácidas; c)
desorción en condiciones oxidantes a pH alto; d) desorción y disolución de
óxidos y oxihidróxidos relacionados con cambios a condiciones reductoras; e)
desorción por reducción de superficie específica en la fase sólida; f)
desorción por reducción en la carga de superficie de la fase sólida.
Anawar, H.M., Akai, J., Komaki, K., terao,
H., Yosioka, T., Ishizuka, T., Safiullah, S., Kikuo, K. 2003. Geochemical occurrence of arsenic in groundwater of
Appelo, C.A.J., Postma, D.1994.
Geochemistry, Groundwater and Pollution. AA Balkema,
Azcué, J.M., Nriagu, J.O.,1995. Impact of
abandoned mine tailings on the arsenic concentrations in
Baur, W.H.,
Onishi, B.M.H. 1969. Arsenic.In:Wedepohl, K.H.(Ed.). Handbook of Geochemistry. Springer- Verlag,
Belkin, H.E.,
Zheng, B., Finkelman, R.B. 2000. Human health effects of domestic combustion of
coal in rural
Berg, M., Tran ,H.
C., Nguyen, T. C., Pham, H.V., Schertenleib, R.,Giger,W., 2001. Arsenic contamination of
groundwater and drinking water in
BGS y DPHE. 2001.
Arsenic contamination of groundwater in
Boyle D.R., Turner R.J.W., Hall G.E.M. 1998. Anomalous arsenic concentrations
in groundwaters of an island community,
Boyle, R.W., Jonasson, I.R. 1973. The
geochemistry of arsenic and its use as an indicator element in geochemical
prospecting. J. Geochem. Explor. 2, 251-296.
Brannon, J.M., Patrick, W.H. 1987.
Fixation, transformation, and mobilization of arsenic in sediments. Environ. Sci.
Technol., 21, 450-459.
Brookins,D.G.,1988. Eh-pH Diagrams for
Geochemistry.
C.R.(Eds.),Arsenic Exposure and Health, 91
.100.Science and Technology Letters,N orthwood.
Cacéres, L., Gruttner, E., Contreras, R.
1992. Water recycling in arid regions-Chilean case. Ambio, 21,138-144.
Cullen, W.R., Reimer,K.J.,1989.Arsenic
speciation in the environment. Chem .Rev., 89, 713 -764.
De Vitre, R., Belzile, N., Tessier,
A..1991. Speciation and adsorption of arsenic on diagenetic iron oxyhydroxides.
Limnol.Oceanog. 36,1480-1485.
Del Razo, L.M., Hernández,
J.L.,García-Vargas, G.G., Ostrosky-Wegman, P., Cortinas de Nava, C.,
Cebrián,M.E. 1994. Urinary excretion of
arsenic species in a human population chronically exposed to arsenic via drinking
water. A pilot study .In: Chappell,W.R.,Abernathy,C.O.,Cothern.
Edmunds,W.M.,Cook,J.M.,Kinniburgh
,D.G.,Miles, D.L., Trafford, J.M. 1989.Trace-element. Occurrence in British.
Groundwaters.Res.Report SD/89/3,British Geological, Survey, Keyworth.
Goldberg, S., Glaubig, R.A. 1988. Anion
sorption on a calcareous, montmorillonitic soil-arsenic. Soil Sci. Soc. Am. J.,
52,1297-1300.
Goldberg,S.,1986. Chemical modeling of
arsenate adsorption on aluminum and iron oxide minerals. Soil Sci. Soc. Am. J.,
50,1154 -1157.
Greubel, K.A.,
Gromet L.P., Dymek R.F., Haskin L.A.,
Korotev, R.L. 1984. The 'North American shale composite': its compilation,
major and trace element characteristics.
Geochim. Cosmochim Acta, 48,
2469-2482.
Gulens, J., Champ, D.R.,
Guo, T.Z., DeLaune, R.D., Patrick,
W.H.1997. The influence of sediment redox chemistry on chemically active forms
of arsenic, cadmium, chromium, and zinc in estuarine sediment. Environ.
Internat, 23, 305-316.
Gurzau, E.S., Gurzau, A.E. 2001. Arsenic
in drinking water from groundwater in
Hasegawa, H., Matsui, M., Okamura, S.,
Hojo, M., Iwasaki, N., Sohrin,Y. 1999. Arsenic speciation including ‘hidden ’
arsenic in natural waters. Applied Organometal.Chem.,13, 113 -119.
Hiemstra, T., van Riemsdijk, W.H.,1996.A
surface structural approach to ion adsorption: the charge distribution, CD.
Model. J. Colloid Interface Sci.,179, 488-508.
Jackson, B.P., Miller, W.P.
2000.Effectiveness of phosphate and hydroxide for desorption of arsebic and
selenium species from iron oxides. Soil Science Society of
Kuhn, A., Sigg, L.1993. Arsenic cycling in
eutrophic Lake Greifen, Switzerland-influence of seasonal redox processes.
Limnol.Oceanog.38,1052 -1059.
Loeppert, R.H., Jain, A., Raven, K., Wang,
J. 1997. Arsenate and arsenite retention and release in oxide and sulphide
dominated systems. Texas A&M University System, Technical report nº 176.
Mackenzie, P.D., Horney, D.P., Sivavec,
T.M., 1999. Mineral precipitation and porosity losses in granular iron columns.
Journal of Hazardous Materials, 68, pp. 1-17.
Maest, A. S., Pasilis, S. P., Miller, L.G.,
Nordstrom, D.K.1992. Redox geochemistry of arsenic and iron in
Manning, B.A. y Suarez, D.L., 2000.
Modeling arsenic (III) adsorption and heterogeneous oxidation kinetics in
soils. Soil Science Society of
Manning, B.A., Goldberg, S. 1997b.
Adsorption and stability of arsenic(III) at the clay mineral-water interface.
Environ. Sci. Technol., 31, 2005-2011.
Manning,B.A.,Goldberg,S.1996. Modeling
competitive adsorption of arsenate with phosphate and molybdate on oxide
minerals. Soil Sci.Soc.Am.J.,60,121-131.
McLaren, S.J., Kim, N.D.1995. Evidence for
a seasonal fluctuation of arsenic in
McLean, J.E. y Bledsoe, B.E., 1992.
Behavior of metals in soils.
Navarro,M., Sanchez, M. ,Lopez, H.,L
opez,M.C.,1993. Arsenic contamination levels in waters, soils, and sludges in southeast
Nimick,D.A.,
Nordstrom,D.K.,Alpers,C.N.,1999.Negative
pH, efforescent mineralogy, and consequences for environmental restoration at
the Iron Mountain Superfund Site,
NRC, 1999. Arsenic in drinking water.
National Research Council,
Nriagu,J.O.,Pacyna,J.M.,1988.Quantitative
assessment of worldwide contamination of air, water, and soils by trace metals.
Nature, 333,134-.139.
Oyarzun, R., Lillo, J., Higueras, P.,
Oyarzún, J., Maturana, H., 2004. Strong arsenic
enrichment in sediments from the Elqui watershed, northern
Peterson, M.L., Carpenter, R. 1983.
Biogeochemical processes affecting total arsenic and arsenic species
distributions in an intermittently anoxic Fjord. Mar.Chem.,12, 295-321.
Pichler, T., Veizer, J., Hall, G.E.M.,
1999. Natural input of arsenic into a coral reef ecosystem by hydrothermal fuids and its removal by Fe(III)
oxyhydroxides. Environ. Sci. Technol.33,1373-1378.
Pierce, M.L.,
Raven, K.P.; Jain A. y Loeppert, R.H.,
1998. Arsenite and arsenate adsortion on ferrihydrate: kinetics, equilibrium,
and adsorption envelopes. Environmental Science and Technology, 32, pp.
344-349.
Sancha, A.M., Castro, M.L. 2001. Arsenic
in
Sahún, B., Niñerola, S., Gómez, J.J.,
Lillo, J.,
Schroeder, W.H., Dobson, M., Kane, D.M.,
Johnson, N.D. 1987. Toxic trace-elements associated with airborne particulate
matter-a review. Internat. J. Air Pollut. Control Hazard Waste
Manag.37,1267-1285.
Smedley P.L., Kinninburgh D.G., 2002. A
review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters.
Applied Geochemistry, 17, 517-568.
Smedley, P.L., Edmunds, W.M., Pelig-Ba,K.B.,1996.Mobility
of arsenic in groundwater in the Obuasi area of Ghana.In: Appleton, J.D., Fuge,
R., McCall, G. J.H.(Eds.).Environ. Geochem. and Health, Geol.Soc.Spec.Publ.
113. Geological Society,
Sullivan, K.A., Aller, R.C.1996. Diagenetic cycling of arsenic in Amazon shelf
sediments. Geochim. Cosmochim. Acta, 60,1465-1477.
Sun, X.,
Doner, H.E., 1998. Adsorption y oxidation of arsenite on goethite. Soil
Science, 163, pp. 278-287.
Twidwell, L.G.; McCloskey, J.M.; Miranda,
P. y Gale, M., 1999. Technologies and potential technologies for removing
arsenic from process and mine wastewater. Proceedings Global Symposium on
Reciclyng, Waste Treatment and Clean Technology,
Varsányi,
Wang, L., Huang, J. 1994. Chronic arsenism
from drinking water in some areas of
Welch, A.H., Westjohn, D.B., Helsel,
D.R.,Wanty,R.B.,2000.Arsenic in ground water of the
WHO,1993.Guidelines for drinking-water
quality. Volume 1: Recommendations,2nd ed. World Health Organisation,
WHO,2001.Environmental Health Criteria
224:Arsenic compounds 2nd edition. World Health Organisation,
Yan,X., P.,Kerrich,R., Hendry, M.J. 2000.
Distribution of arsenic(III),arsenic(V)and total inorganic arsenic in
pore-waters from a thick till and clay-rich aquitard sequence,
Saskatchewan,Canada.Geochim.Cosmochim.Acta, 64, 2637 -2648.
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