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TECNOCIENCIA CHIHUAHUA, Vol. XV (2) e 828 (2021)
https://vocero.uach.mx/index.php/tecnociencia
ISSN-e: 2683-3360
Artículo Científico
Arsénico y flúor en agua subterránea de Chihuahua:
origen, enriquecimiento y tratamientos posibles
Arsenic and fluoride in groundwater from Chihuahua: origin,
enrichment, and possible treatments
*Correspondencia: mgutierrez@missouristate.edu (Mélida Gutiérrez)
DOI: https://doi.org/10.54167/tecnociencia.v15i2.828
Recibido: 11 de agosto de 2021; Aceptado: 17 de septiembre de 2021
Publicado por la Universidad Autónoma de Chihuahua, a través de la Dirección de Investigación y Posgrado.
Resumen
La presencia de arsénico (As) y flúor (F) en agua subterránea es un problema global que afecta a
una gran cantidad de personas. Estudios al respecto reportan el contenido de As y F en agua, rocas
y sedimentos, así como los factores que causan su enriquecimiento. Otras investigaciones reportan
las maneras de maximizar la eficiencia de los diversos tratamientos de agua. La ingesta crónica de
agua con niveles altos de As y F causa graves trastornos a la salud. Es entonces necesario encontrar
tratamientos efectivos que reduzcan el contenido de estos contaminantes dentro de las condiciones
y recursos disponibles. En el presente artículo se hace una síntesis de la información reportada
sobre el contenido de As y F en agua subterránea y las condiciones que causan su enriquecimiento.
Se compara el caso del estado de Chihuahua con otras zonas que cuentan con geología y clima
similares. Se puntualizan tratamientos aplicados para su eliminación del agua de consumo y se
discuten procesos de remoción no-convencionales y a escalas de laboratorio que podrían utilizarse
con éxito.
Palabras clave: arsénico, fluorosis, acuífero de aluvión, minerales secundarios, ósmosis inversa.
Mélida Gutiérrez1*, María Socorro Espino-Valdés2, María Teresa Alarcón-Herrera3,
Adán Pinales-Munguía2 y Humberto Silva-Hidalgo2
1 Missouri State University, Department of Geography, Geology and Planning, Springfield Missouri,
USA, 65897
2 Universidad Autónoma de Chihuahua, Facultad de Ingeniería, Circuito Universitario, Campus II,
31124 Chihuahua, Chih., México
3 CIMAV- Durango, Calle CIMAV 110, Ejido Arroyo Seco, 34147 Durango, Dgo., México
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Abstract
Arsenic (As) and fluoride (F) in groundwater represent a global problem since their presence affects
a large number of people. Studies addressing this problem commonly report the content of these
elements in water, rock, or sediments, their origin, or the conditions responsible for their
enrichment. Other studies are dedicated on investigating how to maximize the efficiency of water
treatments. Chronic exposure to drinking water with high As and F can cause severe health
problems and thus finding effective treatments to reduce their content is important. The present
article summarizes the findings about As and F content in groundwater and the conditions that
cause their enrichment. The findings obtained for the state of Chihuahua are compared to other
areas with similar geology and climate. The paper describes water treatments used by water supply
systems and discusses other non-conventional and laboratory-scale removal processes that seem
promising.
Keywords: arsenic, fluorosis, alluvial aquifer, secondary minerals, reverse osmosis
Introducción
El arsénico (As) y el flúor (F) son considerados como los contaminantes más importantes a nivel
mundial debido al gran número de personas expuestas a niveles tóxicos en agua de consumo (Hug
et al., 2020; Podgorski y Berg, 2020; Shaji et al., 2021). La población global expuesta a altas
concentraciones de As se estima entre 90 y 220 millones (Podgorski y Berg, 2020) y la de
Latinoamérica en 14 millones (Kumar et al., 2019). La enorme cantidad (>200,000) de datos sobre
contenido de estos contaminantes en agua subterránea reportados en los últimos años (Podgorski y
Berg, 2020) han permitido la construcción de mejores mapas de predicción probabilística a escala
global, así como identificar las condiciones geológicas y climáticas responsables de su
enriquecimiento, una herramienta sumamente útil para identificar las áreas donde el agua de
consumo presenta una amenaza a la salud pública.
México es uno de los países con altos niveles de estos contaminantes, en especial la zona norte del
país, así como algunos lugares geotermales de la región central (Armienta y Segovia, 2008; Alarcón-
Herrera et al., 2020; Bundschuh et al., 2020, 2021).
En algunas fuentes de agua subterránea del estado de Chihuahua se han detectado concentraciones
de As y F por arriba de los límites permisibles para agua potable en México (0.025 mg L-1 As, y 1.5
mg L-1 F) establecidos en la Modificación a la NOM-127-SSA1-1994 (Mahlknecht et al., 2008;
Espino-Valdés et al., 2009; Reyes-Gómez et al., 2013; González-Horta et al., 2015; Alarcón-Herrera et
al., 2020). El contenido de As y F puede variar en función de la ubicación del pozo, su profundidad
y los gastos de extracción. Dentro de los acuíferos reportados con más alto contenido de As y F
destacan el de Jiménez-Camargo, donde González-Horta et al. (2015) detectaron valores de hasta
0.419 mg L-1 de As y 14.4 mg L-1 de F, el de Aldama-San Diego con concentraciones de 0.030 mg L-
1 As y 4.6 mg L-1 F y el de Laguna de Hormigas (cuenca cerrada) con 0.394 mg L-1 As y 7.0 mg L-1
F (Gutiérrez et al., 2017). Por otra parte, Barrera (2008) y Rascón (2011) reportaron altas
concentraciones de arsénico y flúor en el acuífero Meoqui-Delicias, en el cual destacan
particularmente las zonas norte y noroeste del mismo con concentraciones entre 0.009 mg L-1 y
0.316 mg L-1 As y entre 0.91 mg L-1 y 9.4 mg L-1 F. Algunas de las localidades con mayores
problemas de calidad en el agua subterránea debido a los elementos mencionados son las ubicadas
en los municipios de Julimes, Meoqui y Rosales, dentro de dicho acuífero (Espino-Valdés et al.,
2009).
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El presente estudio ofrece una síntesis del contenido del As y el F en agua subterránea en el estado
de Chihuahua, su posible origen, los factores geológicos, climáticos y humanos que causan su
enriquecimiento, así como de los tratamientos que se han implementado para reducir su contenido,
incluyendo algunos tratamientos menos convencionales o que se encuentran a nivel laboratorio o
planta piloto, y que se reportan como potencialmente efectivos. Se comparan estos resultados con
los de otras regiones del mundo con altas concentraciones de As y F y con geología y clima
similares.
2. ¿De dónde provienen el As y el F?
Varios estudios realizados en México, tanto para la zona norte como para áreas geotermales,
concuerdan en que el origen de As y F es primordialmente geogénico (Armienta y Segovia, 2008;
Reyes-Gómez et al., 2013; Alarcón-Herrera et al., 2020). Por consiguiente, la fuente de origen de estos
elementos está fuertemente ligada a la geología y mineralogía del área. Estudios recientes ponderan
la relación entre origen geogénico de As y cuencas de país, depresiones en la corteza terrestre al
margen de cadenas montañosas, lo cual explica el enriquecimiento de As en algunas zonas de
arsenicismo reconocidas, tales como el norte de India, norte-centro de México, y el Altiplano
Andino (Mukherjee et al., 2019; Bundschuh et al., 2020).
El origen geogénico del As y F ha sido reportado por varios investigadores en Latinoamérica
(Alarcón-Herrera et al., 2013; Kumar et al., 2019; Bundshuh et al., 2020; Morales-Simfors et al., 2020) y
Asia (Cao et al., 2021; Hug et al., 2020; Rahman et al., 2021; Shaji et al., 2021). Es interesante observar
que en estos y otros estudios se reportan características similares a la geología del estado de
Chihuahua; entre ellas, la presencia de rocas volcánicas ricas en sílice y acuíferos de aluvión de
edad geológica reciente.
El origen geogénico se divide en dos tipos: primario y secundario. El origen primario se refiere a la
disolución de la roca original, mientras que el secundario, al contaminante retenido en minerales
secundarios, los cuales resultan del intemperismo de la roca original. Entre ellos se encuentran los
óxidos de hierro y las arcillas, las cuales, junto con materia orgánica, tienen una gran cantidad de
sitios de adsorción en su superficie por lo que atraen fuertemente a metales, así como al As y F. Por
consiguiente, dichos elementos se adsorben preferentemente en minerales secundarios una vez que
éstos se desprenden de la roca original (Scanlon et al., 2009; Banning, 2020).
Muchos de los acuíferos en Chihuahua son de tipo libre y están compuestos de material de aluvión,
que llena las cuencas en la zona geológica denominada Sierras y Cuencas y que predomina en las
zonas áridas y semiáridas del estado. El material de aluvión es un material granular que se genera
de la erosión e intemperismo de las rocas circundantes en un proceso que toma de miles a millones
de años (Reyes-Cortés et al., 2014). Dicho material está compuesto de fragmentos de roca y material
secundario (Reyes-Gómez et al., 2013). Un esquema simplificado de esto se presenta en la Figura 1.
Entre las rocas que afloran en Chihuahua, riolita, ignimbrita, y toba volcánica son las más
abundantes, seguidas por lutita, piedra caliza, yeso, conglomerado y basalto (Reyes-Cortés et al.,
2014).
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Figura 1. Acuífero Aldama-San Diego y modelo conceptual simplificado de la presencia de As y F en los
acuíferos de aluvión en el área de estudio (modificado de CONAGUA, 2015).
Figure 1. Aldama-San Diego aquifer and simplified conceptual model of the presence of As and F in alluvial
aquifers in the study area (modified from CONAGUA, 2015).
En el proceso de formación de las rocas, la cristalización por lo general es lenta. Cuando se trata de
rocas volcánicas, el enfriamiento rápido del magma ocasiona que los minerales que conforman
dichas rocas sean muy pequeños. De hecho, se observan tamaños microscópicos en el caso de la
riolita y ausencia de cristalización en el vidrio volcánico en el caso de la ignimbrita. Aún con
cristales muy pequeños o ausencia de cristales, los elementos presentes en el magma (como arsénico
y flúor) continúan formando parte de la roca, sólo que es más difícil identificarlos. Por tal motivo,
en el caso de riolita se requiere el uso de microscopía, así como el empleo de métodos químicos,
luego de completa disolución, cuando se trata de ignimbrita. En el caso de análisis químico, éste se
dificulta por el alto contenido de sílice y requiere de un método donde la roca se disuelva
completamente por fusión, para ser luego analizada por espectrometría por plasma de
acoplamiento inductivo (ICP), en el caso de As, y un electrodo selectivo para el caso de F (Nicolli et
al., 2010; Wallace et al., 2010). Análisis realizados en vidrio volcánico de un depósito aluvial en
Tucumán, Argentina, muestran concentraciones de 6 mg kg-1 As y 722 mg kg-1 F (Nicolli et al.,
2010). Los procesos mencionados arriba explican la presencia de As y F en forma dispersa y
relativamente homogénea sobre un área extensa, y no necesariamente confinados en vetas
conteniendo minerales de fluorita o arsenopirita, las cuales son menos comunes en Chihuahua. En
cambio, Coahuila y San Luis Potosí cuentan con depósitos minerales importantes de fluorita
(Huspeni et al., 1984; González-Partida et al., 2019).
3. Especiación química, toxicidad, y límites permisibles
El arsénico inorgánico presente en el agua con pH entre 7 y 9 se puede encontrar en dos formas;
en la forma oxidada el As se encuentra como ion arsenato HAsO4-2, donde As tiene una valencia
de +5 [As(V)], y en la forma reducida como arsenito H3AsO3, donde As tiene una valencia de +3
[As(III)]. Estas formas dependen del estado de óxido/reducción y del pH (Figura 2a), siendo el ion
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arsenito, As(III), el más tóxico (Del Razo et al., 1990). Estudios en acuíferos de Chihuahua reportan
condiciones de oxidación y pH ligeramente alcalinos en la mayoría de los pozos (Mahlknecht et al.,
2008, Reyes-Gómez et al., 2013, González-Horta et al., 2015) y As(V) como la especie química
dominante.
Figura 2. (a) Especiación química de As en un sistema acuoso 10-10 M As. Entre pH 4 y 9, As(III) se encuentra
como H3AsO3, un compuesto sin carga, mientras que As(V) se encuentra como ion complejo con carga
negativa; (b) Especiación química de As (10-10 M) en presencia de F (10-5 M). Elaboración propia.
Figure 2. (a) Chemical speciation of As in a 10-10 M As aqueous system. Between pH 4 and 9, As(III) is found
as H3AsO3, an uncharged compound, while As(V) is found as a negatively charged complex ion; (b) Chemical
speciation of As (10-10 M) in the presence of F (10-5 M). Own elaboration.
La forma orgánica, As(0), es considerada la menos tóxica. Esta forma está presente en vegetales
como el arroz y alimentos avícolas, entre otros. Dichas plantas, y los animales que se alimentan de
ellas, pueden acumular grandes cantidades de As(0) sin representar por ello un peligro para la
salud; sin embargo, las condiciones bajo las cuales el As(0) se podría transformar en una forma
inorgánica tóxica [As(III) o As(V)] es un tema del que se conoce poco y se recomienda investigar a
mayor profundidad (Rehman et al., 2021). En el caso de F, éste está presente primordialmente como
ion libre, o fluoruro F-, y sólo en pH ácidos forma un ion complejo con el As (Figura 2b).
Los límites recomendados y/o permisibles para estos elementos en agua potable se han
determinado en base a estudios de toxicidad (Ahmad y Bhattacharya, 2019; Jiménez et al., 2019).
Estos límites varían de acuerdo con cada país. El valor límite para As en agua potable recomendado
por la Organización Mundial de la Salud (2018) y establecido como límite máximo permisible en
muchos países es 0.010 mg L-1. Estudios epidemiológicos confirman que la ingesta de agua con
concentración mayor a 0.010 mg L-1 As causa efectos nocivos a la salud como lesiones en la piel,
principalmente en las palmas de pies y manos, cáncer (pulmón, riñón, hígado), así como
afectaciones a los sistemas nervioso, inmunológico y endocrino (Ahmad y Bhattacharya, 2019;
Jiménez et al., 2019; Rehman et al., 2021). El arsénico se bioacumula en el ser humano, y puede ser
detectado en muestras de cabello, uñas y orina (Monroy-Torres et al., 2009; González-Horta et al.,
2015, Jiménez et al., 2019).
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Tabla 1. Origen, iones concurrentes, y límites permisibles en México y otros lugares en dos regiones afectadas
por arsénico (As): América Latina y Asia. El origen geogénico incluye el material principal primario y material
principal secundario; O-Fe representa a los óxidos e hidróxidos de hierro y de manganeso.
Table 1. Origin, concurrent ions, and allowable limits in Mexico and elsewhere in two regions affected by
arsenic (As): Latin America and Asia. Geogenic origin includes primary parent material and secondary parent
material; O-Fe represents iron and manganese oxides and hydroxides.
Área de
estudio
As y otros
iones
Origen: material principal
primario, secundario
Límite, mg L-1
As F
Referencias
América Latina
México, zona
norte**
As, F, Li,
U
Geogénico: riolita, O- Fe
Antrópico: extracción de
agua subterránea
0.025
1.5
Armienta y Segovia,
2008; Reyes-Gómez et
al., 2013; Navarro et al.,
2017
México, zonas
hidrotermales
As, F, U,
Li, Na,
Mo
Geogénico: roca volcánica,
O-Fe; Antrópico: extrac-
ción de agua subterránea
0.025
1.5
Knappett et al., 2020
Morales-Simfors et al.,
2019
Las Pampas,
Argentina**
As, F, U,
V, B
Geogénico: vidrio volcánico
y loess, O-Fe
0.050*
1.5
Bundschuh et al., 2020
Nicolli et al., 2010
Perú
As, Cd,
Pb
Geogénico: roca volcánica,
salmuera. Antrópico:
Minería
0.050
1.5
Bundschuh et al., 2020
Brasil
As
Antrópico: Minería, residuos
agrícolas.
0.010
1.5
Bundschuh et al., 2020
Asia
Bangladesh
(Bengala)
As
Geogénico: arcilla y O-Fe
Antrópico: petróleo
0.050
1.5
Hug et al., 2020
Huq et al., 2020
Norte de India
As, U
Geogénico: arcilla y O-Fe
Antrópico: fertilizantes
0.050
1.5
Kumar et al., 2020
Shaji et al., 2021
Norte de China**,
Mongolia**
As, F
Geogénico: roca metamórfica
y aguas hidrotermales, O-Fe
0.050
1.5
He et al., 2020
*límite de 0.050 mg L-1 por reducirse a 0.010 mg L-1 en un futuro cercano (Bundschuh et al., 2020);
** zona árida o semiárida
*limit of 0.050 mg L-1 to be reduced to 0.010 mg L-1 in the near future (Bundschuh et al., 2020);
** arid or semi-arid zone
En algunos países, entre ellos Rusia, Bangladesh, India y Pakistán, el límite permisible para agua
potable es 0.050 mg L-1 As (Rehman et al., 2021). En América Latina se ha reportado un alto
contenido de As en 15 países (Bundschuh et al., 2020). Los límites permitidos son 0.050 mg L-1 As
para Argentina y Uruguay, 0.025 mg L-1 As para México, y 0.010 mg L-1 As para Perú, Guatemala
y El Salvador (Kumar et al., 2019). Argentina está en proceso de cambiar oficialmente su límite a
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0.010 mg L-1 As (Bundschuh et al., 2020). Los estudios generalmente realizan comparaciones
usando tanto 0.010 mg L-1 como 0.050 mg L-1 As. Por ejemplo, Podgorski y Berg (2020) utilizan
como referencia valores > 0.010 mg L-1 As y > 0.050 mg L-1 As en sus mapas y modelo global de As.
Cabe mencionar como dato extraordinario que existen comunidades en Bolivia y Argentina
(altiplano) que no presentan efectos tóxicos al consumir agua con alto contenido de arsénico.
Aparentemente, sus organismos han desarrollado una resistencia natural a los efectos nocivos de
As (Schlebusch et al., 2015; Bundschuh et al., 2020).
En el caso de F, el valor límite de 1.5 mg L-1 F es utilizado en muchos países y se asocia con la
concentración a la cual aparece coloración en los dientes, lo que es considerado un efecto de tipo
cosmético (fluorosis dental) y no una enfermedad. En contraste, la fluorosis ósea ocurre por ingesta
crónica de agua conteniendo concentraciones mayores a 4 mg L-1 F (Edmunds et al., 2013). La
fluorosis ósea ocasiona deformidad en los huesos y, eventualmente, afectación a órganos vitales, lo
que puede llegar a ser de graves consecuencias. La fluorosis es irreversible. Concentraciones
elevadas de F afectan a niños y a madres embarazadas (Edmunds et al., 2013). Los estudios
realizados sobre fluorosis generalmente basan sus resultados en los límites de 1.5 mg L-1 F y 4.0 mg
L-1 F, o reportan ambos valores (He et al., 2020).
Tabla 2. Contenido de As y F reportado para aguas subterráneas en el estado de Chihuahua. Concentraciones
de As y F en mg L-1, NR = no se reporta; < LD menor que el límite de detección.
Table 2. As and F content reported for groundwater in the state of Chihuahua. As and F concentrations in mg
L-1, NR = not reported; < LOD less than the detection limit.
Acuífero,
No.
0.025
1.5
Limite permisible
Zona
muestras
As
F
Referencia
Tabalaopa-Aldama,
Zona centro
6
0.008 - 0.027
2.9 - 3.7
Gutiérrez et al., 2017
Aldama-San Diego ,
Zona centro
22
0.004 - 0.042
1.1 - 4.6
Gutiérrez et al., 2017
Laguna Hormigas,
Zona centro
12
0.001 - 0.394
1.8 - 5.7
Gutiérrez et al., 2017
Tabalaopa-Aldama, Jiménez-
Camargo, Parral-Valle de
Verano y otros. Zona centro-
sur
445
0.0001 - 0.420
< LD -14.4
González-Horta et al.,
2015
Meoqui-Delicias, Zona centro-
sur
61
< LD - 0.277
NR
Espino-Valdés et al.,
2009
El Sauz-Encinillas, Tabalaopa-
Aldama, Chihuahua-
Sacramento, Aldama-San
Diego, Zona centro
45
< LD – 0.344
< LD –9.7
Mahlknecht et al., 2008
27 comunidades en todo el
estado excepto la Sierra Madre
Occidental
NR
< LD - 0.100
0.5 - 3.3
Westerhoff et al., 2004
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4. Procesos de remoción de As y F
Los procesos de remoción de As y F, también identificados como tratamientos, tienen como
objetivo reducir el contenido de dichos elementos a niveles por debajo de los límites permisibles en
la normatividad para el agua de consumo. Los procesos de remoción utilizados son
primordialmente de tipo fisicoquímico. Otra alternativa puede ser la dilución con agua de buena
calidad. En zonas urbanas, la responsabilidad de atenuar las concentraciones de As y F recae en los
organismos encargados de la distribución del agua para consumo humano, los que utilizan
generalmente tratamientos eficientes y de alta tecnología, como la ósmosis inversa. En zonas rurales
o apartadas de las poblaciones principales, el problema es más difícil de solucionar (Kumar et al.,
2019). Algunas opciones a corto plazo en poblaciones rurales incluyen la colección de agua de lluvia
para mezclar con agua de pozo contaminada, evitar el uso de agua contaminada en la preparación
de alimentos y la aplicación de tratamientos de remoción de As y F a escala familiar (Maity et al.,
2021).
De acuerdo con el tipo de proceso que se lleva a cabo, los tratamientos fisicoquímicos se clasifican
en oxidación, precipitación, intercambio iónico, filtración con membranas (ósmosis inversa,
nanofiltración, electrodiálisis) y adsorción (Rangel-Montoya et al., 2015; Kumar et al., 2019). Una
gran cantidad de estudios se han realizado en los últimos años sobre las diferentes maneras en que
cada uno de estos tratamientos puede incrementar su eficiencia y accesibilidad, tanto en sistemas
urbanos como en comunidades rurales o de escasos recursos (Kumar et al., 2019; Robledo-Peralta et
al., 2021). De acuerdo con Rangel-Montoya et al. (2015), en la consideración del uso de procesos de
remoción de los contaminantes, es sumamente importante incluir a los habitantes de la comunidad
para que el método seleccionado tenga aceptación. Los resultados se puedan dar a conocer en
diferentes niveles, ya sea como reportes de difusión a la comunidad (Scharp et al., 2018), o como
comunicación científica y tecnológica en libros, artículos científicos, o colección especial de artículos
en una revista (Maity et al., 2021).
Para los sistemas de distribución de agua potable, el método de remoción de As y F más utilizado
en México es el de ósmosis inversa (Espino-Valdés, 2019; Olmos-Márquez et al., 2018, 2020). Este
tratamiento se basa en la aplicación de una presión alta para que el agua libre de iones disueltos
pase a través de membranas semipermeables de poros muy pequeños, logrando así su
desmineralización. De acuerdo con Rangel-Montoya et al. (2015) se recomienda una oxidación
previa para convertir el As(III) a As(V), ya que As(III) interfiere con el funcionamiento de las
membranas. Además de As y F, las membranas retienen otros iones como sulfato, nitrato, sodio y
dureza (Espino-Valdés, 2019). De acuerdo con Olmos-Márquez et al. (2020) la ósmosis inversa es un
proceso confiable con eficiencias de remoción de iones > 97%; sin embargo, es caro y produce aguas
de desecho (rechazo) con una concentración alta de sales, cuya disposición final es problemática ya
que frecuentemente requiere de la consideración de un proceso de remoción antes de ser liberada a
un cuerpo receptor. Sin embargo, en el caso de la aplicación de este método exclusivamente a
volúmenes de agua suficientes para dotación de agua para bebida o preparación de alimentos en
comunidades rurales, colonias urbanas, o inclusive a nivel doméstico, los costos de operación son
bajos, dado que el volumen de agua tratado es pequeño en comparación con el caudal total de
extracción de la fuente de agua original (Espino-Valdés, 2019).
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En el estado de Chihuahua, las primeras plantas de ósmosis inversa para suministro de agua
potable se instalaron en 1999. A la fecha, existen más de 320 de estos sistemas en comunidades
donde el agua excede los límites de As, F y salinidad, las cuales se ubican principalmente en zonas
áridas y semiáridas del estado (Espino-Valdés, 2019).
Se han publicado diversos estudios relativos a los procesos de tratamiento que se pueden utilizar
para sustituir o usar en combinación con el de ósmosis inversa, los cuales incluyen adsorción en
materiales como cáscara de nuez (Ali et al., 2020), cáscara de huevo (Andrade et al., 2021),
partículas de hidrogel (Burillo et al., 2021) y destilación solar (Espino-Valdés et al., 2019). Los dos
últimos tratamientos se han realizado con éxito en el estado de Chihuahua a nivel de planta piloto.
Robledo-Peralta et al. (2021) compararon la remoción concurrente de As y F en tres tratamientos a
escala de laboratorio en Durango: electrocoagulación, adsorción en cáscara de cítricos y adsorción
en nanopartículas magnéticas. Los tres tratamientos redujeron el contenido de As y F de manera
significativa; el mejor de ellos fue el de electrocoagulación, con el que se alcanzó una remoción de
97% de As y 90% de F.
Un proceso estudiado para reducir la toxicidad del arsénico consiste en añadir ácido fólico (folato),
vitamina B y cisteína a la dieta (Freeman, 2009). Estos compuestos, en un proceso conocido como
metilación, convierten el arsénico inorgánico en ácido monometilarsónico, el que a su vez se
convierte en ácido dimetilarsínico; este último es un compuesto menos tóxico que es eliminado por
vía urinaria (Freeman, 2009; Rehman et al., 2021).
La metilación de As en agua y suelo también se lleva a cabo por bacterias resistentes a
concentraciones altas de As; por ejemplo, Proteobacteria, Nitrospirae y Methanomicrobia, las que
convierten As(III) y As(V) a ácido dimetilarsínico. Su presencia en acuíferos sugiere que este
proceso podría usarse como un tratamiento de biorremediación para transformar formas tóxicas de
As en formas menos tóxicas (Wang et al., 2018). Las bacterias que oxidan el arsénico de As(III) a
As(V) también reducen su toxicidad, y a la vez mejoran la efectividad de tratamiento de ósmosis
inversa (Rangel Montoya et al., 2015). Estos procesos (oxidación y metilación) se pueden hacer más
efectivos por medio de cepas genéticamente modificadas (Rodríguez Martínez et al., 2017). El
proceso de oxidación por biorremediación tiene como ventaja que, en contraste con la oxidación
química, no se producen compuestos nocivos durante su proceso (Rangel-Montoya et al., 2015).
Estos estudios de posible biorremediación se han realizado a nivel laboratorio.
5. Retos y oportunidades para investigación futura
A pesar de la gran cantidad de información que se ha generado sobre la presencia de As y F en
algunos acuíferos del norte de México, existen vacíos importantes en el conocimiento de varios
aspectos enunciados en las secciones anteriores (aspectos de salud, geológicos, físicos, químicos,
etc.) que se requieren para determinar los tratamientos y las estrategias requeridas para asegurar el
suministro de agua potable tanto en zonas urbanas como rurales. Estos vacíos son retos para
estudios futuros; los más básicos se enumeran a continuación:
a) Realizar estudios de calidad de agua enfocados a la presencia de arsénico y flúor en
diversos acuíferos del estado de Chihuahua que abarquen mayores extensiones
territoriales, así como la determinación de las variaciones de calidad con respecto al tiempo.
Dichas investigaciones deben contemplar toda la información posible de carácter
hidrogeológico, geológico, naturaleza de los suelos, usos del agua, tasas de recarga y
extracción, etc. Los resultados deberán derivar en un sistema de información geográfica
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disponible para investigadores y autoridades responsables de la administración de los
recursos hidrológicos en la región.
b) Efectuar estudios epidemiológicos y de toxicidad debido a la presencia sola o combinada de
As y F, así como la identificación de zonas de vulnerabilidad en las que se relacionen las
concentraciones de dichos elementos con la calidad del agua de abastecimiento en
pequeñas poblaciones y por sectores en grandes ciudades afectadas por la presencia de
dichos elementos.
c) Abundar en la investigación sobre procesos de tratamiento del agua para remoción de
arsénico, flúor y otros indeseables en el agua de consumo, especialmente en aquéllos que
puedan aplicarse a escala familiar en pequeñas zonas rurales, así como modificaciones que
incrementen la eficiencia y reduzcan el costo de operación de los sistemas ya existentes en
zonas urbanas. Además, considerar su implementación en lugares identificados como
zonas de alto riesgo, en las que no hayan sido instaurados programas de mitigación a dicha
problemática.
6. Conclusiones
Se revisaron artículos y reportes con información sobre el contenido de arsénico y fluoruro en
agua subterránea en algunas áreas donde se han reportado niveles de estos contaminantes
superiores a los que marcan como límites las normas para el agua de consumo o potable. La
revisión de información se refiere en especial al estado de Chihuahua, anexando información sobre
otras regiones del mundo con geología y clima similar. Se encontraron otras áreas, entre ellas las
Pampas en Argentina y el norte de China, con condiciones similares al estado de Chihuahua en
cuanto a concurrencia de arsénico y fluoruro, así como el hecho de que los sitios se caracterizan por
ser acuíferos libres constituidos por material granular (aluvión) geológicamente reciente, y un
material primario procedente primordialmente de roca volcánica (riolita y vidrio volcánico), así
como también de roca sedimentaria y metamórfica. Para dichos acuíferos también se reportan
contenidos importantes de minerales secundarios (óxidos e hidróxidos de hierro, arcillas). En estos
minerales secundarios se adsorben preferentemente tanto el As como el F, los cuales pueden
permanecer adsorbidos por largo tiempo hasta que se desprenden al disolverse, o bajo algún
cambio drástico de condiciones químicas, siendo ésta la forma en la que se integran al agua
subterránea.
Debido a los problemas de salud que pueden ocasionar estos elementos o sus compuestos, es
preciso reducir su concentración ya sea por dilución con agua no contaminada, algún tratamiento
fisicoquímico, o una combinación de ambos. El tratamiento convencional para sistemas de
distribución de agua potable es el de ósmosis inversa; sin embargo, otras opciones están siendo
investigadas para hacer este proceso más eficiente o mediante tratamientos alternos. Se reportan
avances en estudios a escala laboratorio en métodos fisicoquímicos, como electrocoagulación, y
métodos biológicos usando cepas de bacterias que reducen la toxicidad del arsénico.
En zonas apartadas o rurales que no están conectadas a la red de distribución del agua, el problema
requiere ser abordado como un mínimo con tratamientos a escala familiar y fáciles de operar. Estos
tratamientos todavía no son una práctica común en el estado de Chihuahua, pero hay algunos
avances en estudios a nivel de planta piloto para mejorar la calidad del agua en estas áreas; por
ejemplo, por medio de un destilador solar.
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Conflicto de interés
Los autores declaran que no hay conflictos de interés.
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