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Generalidades sobre el Mercurio en Bolivia

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El Mercurio (Hg) está considerado como uno de los metales más tóxicos que se encuentran disponibles en el ambiente (Bidone et al., 1997; Roulet, 2001; Mergler & Lebel, 2001; O'Driscoll et al., 2005). La problemática de contaminación por Mercurio es internacionalmente reconocida por sus efectos sobre el ambiente y por los daños que ocasiona en la salud de los sistemas vivos y consecuentemente en el ser humano. Con el fin de honrar a las víctimas del caso de Minamata ocurrido hace 50 años, conocido a nivel mundial por el manejo inadecuado en las liberaciones de Mercurio, el 19 de enero del 2013, el Estado Plurinacional de Bolivia y otros cerca de 140 países suscribieron el Convenio de Minamata, para la reducción del uso antrópico de Mercurio en sus diferentes ámbitos (PNUMA, 2013a). La ratificación, aceptación o aprobación de este Convenio compromete a los gobernantes a aplicar una serie de medidas con el fin de: 1) reducir o eliminar las emisiones y/o liberaciones de Mercurio de fuente antrópica a la atmósfera y el ambiente y 2) reducir paulatinamente el uso y el desecho de los productos que contienen este elemento. Actualmente Estado Plurinacional de Bolivia ha ratificado el Convenio de Minamata (Ley Nº759 del 17 de noviembre del 2015); sin embargo, el observatorio de Minamata aún no ha incluido las últimas ratificaciones (Figura 1).
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Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
21
CAPÍTULO I
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Carlos I. Molina A. & Marc Pouilly
El Mercurio (Hg) está considerado como uno de los metales más tóxicos que se encuentran
disponibles en el ambiente (Bidone et al., 1997; Roulet, 2001; Mergler & Lebel, 2001; O’Driscoll
et al., 2005). La problemática de contaminación por Mercurio es internacionalmente
reconocida por sus efectos sobre el ambiente y por los daños que ocasiona en la salud de los
sistemas vivos y consecuentemente en el ser humano. Con el n de honrar a las víctimas del
caso de Minamata ocurrido hace 50 años, conocido a nivel mundial por el manejo inadecuado
en las liberaciones de Mercurio, el 19 de enero del 2013, el Estado Plurinacional de Bolivia y
otros cerca de 140 países suscribieron el Convenio de Minamata, para la reducción del uso
antrópico de Mercurio en sus diferentes ámbitos (PNUMA, 2013a). La raticación, aceptación
o aprobación de este Convenio compromete a los gobernantes a aplicar una serie de medidas
con el n de: 1) reducir o eliminar las emisiones y/o liberaciones de Mercurio de fuente
antrópica a la atmósfera y el ambiente y 2) reducir paulatinamente el uso y el desecho de
los productos que contienen este elemento. Actualmente Estado Plurinacional de Bolivia ha
raticado el Convenio de Minamata (Ley Nº759 del 17 de noviembre del 2015); sin embargo,
el observatorio de Minamata aún no ha incluido las últimas raticaciones (Figura 1).
I. INTRODUCCIÓN
Fuente: PNUMA (2013a, http://www.mercuryconvention.org/)
Figura 1
Países comprometidos en
la rma y raticación del
Convenio de Minamata
sobre la reducción del uso de
Mercurio en el mundo.
En: Ministerio de Relaciones Exteriores & Ministerio de Medio Ambiente y Agua. Mercurio en
Bolivia: Linea base de usos, emisiones y contaminación 2014, La Paz - Bolivia. 150p.
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
22
La mayor cantidad de Mercurio disponible en el planeta, proviene de las emisiones de la corteza
terrestre y oceánica (p. ej. Fumarolas de volcanes y otras fallas geológicas) (Krabbernhoft &
Rickert, 1995; Porcella et al., 1997). La mayor problemática se relaciona a la modicación del
ciclo natural del Mercurio por actividades antropogénicas, que causan un incremento y ujo
continuo del Mercurio en la biosfera. Desde la revolución industrial, numerosas industrias han
empleado el Mercurio en sus procesos productivos, aumentando su actividad en el tiempo
(Rognerud & Fjeld, 1993; Jackson, 1997; Lacerda, 1997a; KEMI, 2005).
En las últimas décadas, la actividad minera artesanal del Oro se ha extendido en varios
países tropicales, donde no existe un adecuado control de esta actividad y gran parte de la
comercialización del Oro y el Mercurio se realiza a través de mercados negros clandestinos
del Oro y el Mercurio (AGC, 2013; GEA, 2010). A partir del análisis de la actividad minera ilegal,
el Centro de Observación, Análisis y Recopilación de Emisiones de Mercurio (Mercury Watch,
en inglés), en su último informe presentado el año 2014, ha posicionado a Bolivia como el
segundo emisor de Mercurio en Latinoamérica, con un promedio de emisión de 120 t de
Mercurio por año, que representa el 12% del total de las emisiones a escala mundial (el valor
estimado fue de 1000 t de Mercurio por año) (AGC, 2013). Este mismo informe contempla
posibles errores en los cálculos relacionados a la incertidumbre asociada a la información
disponible. En este sentido, es imperante la necesidad de estudios de línea base sobre el uso,
las emisiones y liberaciones de Mercurio en el país.
El riesgo a la contaminación por Mercurio trasciende a la actividad minera, diversos estudios
revelaron que los cambios antrópicos en el uso de suelo promueven la erosión de los mismos
aumentando las tasas de deposición y transporte del Mercurio en el ambiente (Roulet &
Lucotte, 1995) y que las malas prácticas agrícolas asociadas a la tala y quema de bosques,
conducen a la liberación del Mercurio al ambiente (Roulet et al., 1998; Farella et al., 2006).
La zona Amazónica de Bolivia, es particularmente sensible a la contaminación por Mercurio
debido a que:
b sus suelos contienen de forma natural, una alta concentración de Mercurio (superando
en más de 10 veces el promedio mundial),
b sus sistemas acuáticos son favorables a la transformación del Mercurio
en una de las especies químicas orgánicas del Mercurio, Metilmercurio
Lavado de Oro y pescado, La Paz 2010
Fotografia : Marc Pouilly
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
23
(MeHg) la cual es diez veces más tóxica para los organismos vivos y con alta eciencia
de transferencia en la cadena tróca y consecuentemente a los seres humanos,
b el paisaje y el uso de suelo ha cambiado de forma drástica en las últimas décadas
debido al incremento de las actividades humanas como la agricultura, deforestación y
minería, generando un aumento en la erosión de los suelos y la liberación del Mercurio
contenido en ellos, y
b las poblaciones locales rurales consumen tradicionalmente pescado y en algunos
casos se constituye en la única fuente proteínica animal disponible.
Estas condiciones crean un ámbito favorable para la exposición de la población boliviana
al Mercurio. Las consecuencias ecológicas y sobre la salud pública de esta exposición son
aún problemática debido a que no se cuenta con información conable, lo que impide el
desarrollo de una forma de control eciente que promueva la disminución de los vertidos y
que permita esperar que los sistemas se recuperen “naturalmente”, siendo ésta la única vía de
recuperación conocida hasta ahora. Existen pocos datos disponibles para estimar el tiempo
requerido para dicha recuperación; sin embargo, los estudios realizados en zonas templadas
del hemisferio Norte, concluyen que podría requerirse varios decenios (Veiga & Meech, 1995).
El Gobierno del Estado Plurinacional de Bolivia consciente de la vulnerabilidad del ambiente
y de las poblaciones humanas ante este fenómeno y de sus implicaciones adversas sobre la
salud pública y el desarrollo sostenible, ha manifestado su preocupación sobre el tema del
Mercurio. Actualmente se están analizando y desarrollando instrumentos y políticas sobre
uso y manejo del Mercurio en el país.
En este sentido, y con la nalidad de contribuir al proceso de reexión y de análisis en el
marco del Convenio de Minamata como instrumento multilateral jurídicamente vinculante,
se ha elaborado este documento de línea base sobre el uso y la contaminación por Mercurio
en Bolivia; sintetizando la información disponible y compilando los trabajos de investigación
(realizados por instituciones públicas y privadas) sobre la exposición ambiental y de las
poblaciones humanas a este contaminante, con la nalidad de: 1) identicar los vacíos de
información clave, 2) emplearlo como instrumento de planicación de las futuras acciones del
Estado, y 3) dar cumplimiento al Convenio de Minamata.
Ciclo biogeoquímico del Mercurio
El ciclo del Mercurio se reere a los complejos y múltiples ujos entre la hidrósfera, atmósfera,
biósfera, pedosfera y litósfera de los diversos estados físicos (sólido, líquido o gaseoso) y
las diferentes formas o especies químicas (inorgánica, orgánica, reducida u oxidada) que
controlan su origen y destino (Boudou & Ribeyre, 1997; Roulet, 2001; O’Driscoll et al., 2005)
(Figura 2).
El Mercurio es el único metal líquido a temperatura ambiente que posee una presión de vapor
elevada. Esta particularidad, hace que permanezca largos periodos de tiempo en suspensión
en la atmósfera, determinando su amplia resiliencia y distribución mundial (Jackson, 1997;
O’Driscoll et al., 2005). Naturalmente en el ambiente, este elemento, tiene una concentración
traza (1 a 2 ng.L-1) en rocas, suelos, aguas y cenizas volcánicas bajo diferentes especies químicas,
tanto inorgánicas como orgánicas (Baeyens et al., 2003).
II. ASPECTOS GENERALES
SOBRE EL MERCURIO
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
24
Figura 2
Ciclo biogeoquímico del
Mercurio. Modicado de:
Harris et al. 2007
La disponibilidad ambiental del Mercurio se encuentra dada por emisiones de las cortezas
terrestre y oceánica (p. ej. Fumarolas de volcanes y fallas geológicas) (Krabbernhoft & Rickert,
1995; Porcella et al., 1997). La acción antrópica modica sus concentraciones ambientales
naturales; desde la revolución industrial se ha evidenciado un incremento de éstas, aportando
al ujo continuo de Mercurio en la biósfera (Jackson, 1997; Lacerda, 1997a; KEMI, 2005).
El Mercurio natural proviene de las emisiones gaseosas de las cortezas terrestre y oceánica en
su forma dominante elemental o metálica (Hg0). Su llegada a la atmósfera se produce por su
volatilización desde los océanos, rocas expuestas por los volcanes, fallas u otras aberturas de
la corteza que permiten la salida de los gases contenidos en el interior de la Tierra (Nriagu &
Pacyna, 1988; Cabana & Rasmussen, 1994). La concentración del Hg0 en la atmósfera es muy
baja (1 o 2 ng.m-3); sin embargo, su disponibilidad en términos de relación de masas es amplia.
La estimación del ujo de estas masas de Mercurio en la atmósfera, es de aproximadamente
3000 t.a-1 (Nriagu & Pacyna, 1988; Lacerda, 1997a) con un tiempo de residencia de
aproximadamente un año (Boudou & Ribeyre, 1997; Schroeder & Munthe, 1998; O’Driscoll et
al., 2005). La dispersión y la re-emisión de las formas químicas del Mercurio dependen en gran
medida de la dirección de los vientos y de las lluvias, pero también inuyen algunos procesos
de especiación como las reacciones fotoquímicas, reacciones de óxido-reducción, deposición
Fuente: Modicado de Harris et al. (2007)
Principales fuentes
naturales de Mercurio
Emisión antropogénica
Hg0 (RGM)
Transporte
Hg0Hg0
Hg+2 (líquida+ particulada)
Hg+2
Senescencia
Hg+2
Arrastre
Hg+2
Arrastre
Hg+2
Arrastre Evasión
Photodegradación
Bioacumulación y bioamplificación
Oxidación
Reducción
Hg+2
Deposición
seca y húmeda
Hg+2 CH3Hg
Volcanes
Intercambio
aéreo /terrestre
Erosión
natural
Infiltración
Procesos naturales
Procesos antropogénicos
Metilación
Demetilación
Metilación
Demetilación
Intercambio Hg Adherido Entierro
Hg
disuelto
Liberación
Hg0
Hg0
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
25
seca y húmeda, y partición entre las formas disueltas y particuladas (Boudou & Ribeyre, 1997;
Nriagu & Pacyna, 1988; Meech et al., 1998; Roulet, 2001; Zhang, 2006).
La forma química iónica del Mercurio, puede estar presente en el ambiente en dos estados
de oxidación; Hg2
+2 (ión mercurioso) y el Hg+2 (ión mercúrico). El ión Hg+2 es altamente
soluble y reactivo en la atmósfera (Mercurio Gaseoso Reactivo: RGM, por sus siglas en inglés,
Reactive Gaseous Mercury), por lo que suele estar unido a otras partículas (como aerosoles).
Representa entre el 5% (en medios naturales) y el 50% (en áreas impactadas por la industria)
del total del Mercurio disponible en la atmósfera (Schroeder & Munthe, 1998; O`Driscoll
et al., 2005). Las principales reacciones de transformación entre las diferentes especies de
Mercurio, tienen lugar principalmente entre la fase acuática-gaseosa de la atmósfera. Las
reacciones de oxidación del Hg0 (Mercurio elemental) a Hg+2 en presencia de ozono (O3) o
de peróxido de hidrógeno e ión hidrógeno (H2O2 + H+), y la reducción del Hg+2 en Hg0 por
acción combinada del peróxido de hidrógeno e ión oxidrilo (H2O2 + OH-) que en presencia del
dióxido de azufre (SO2) forma sulfurito de mercurio (HgSO3), la descomposición fotoquímica
permite formar nuevamente Hg0 (Schroeder & Munthe, 1998; Zhang, 2006). Estas reacciones
inuyen enérgicamente en la partición del Mercurio atmosférico, entre las diferentes fases
(gaseosa, líquida y particulada) con consecuencias importantes sobre su biodisponibilidad
que afecta su transferencia entre los diferentes compartimentos del ambiente (Roulet, 2001).
En el agua, el Hg0 es poco soluble (Mercurio Gaseoso Disuelto: DGM, por sus siglas en inglés,
Dissolved Gaseous Mercury) y fácilmente es re-emitido a la atmósfera debido a su elevada
presión de vapor, por lo tanto, la especie química dominante del Mercurio en el agua es Hg+2,
que puede conformar varios ligandos inorgánicos y orgánicos (O’Driscoll et al. , 2005; Zhang,
2006), entre los ligandos inorgánicos tenemos al anión sulfuro (S-2), el dióxido de azufre (SO2),
anión sulfato (SO4
-2), ión cloruro (Cl-), anión bicarbonato (HCO-3), anión carbonato (CO3
-2), ión
oxidrilo (OH-) y anión fosfato (PO4
-2), entre los ligandos orgánicos que normalmente son ácidos
están los de bajo peso molecular (p. ej. Ión metil, ión etil, ión fenil, oxaloacetato, citrato, etc.)
y los de elevado peso molecular, como las sustancias húmicas (ácido fúlvico y ácido húmico).
Una de las principales vías de transformación biótica del Hg+2 inorgánico hacia la forma
orgánica se produce por metilación, que permite la formación de Metilmercurio (CH3Hg) y está
controlada principalmente por acción de bacterias sulfato reductoras (SRB, por sus siglas en
inglés: Sulfur-Reducing bacteria) (Campeau & Bartha, 1985; Berman et al., 1990; Hintelmann et
al., 2000; Benoit et al., 2001), pero también las bacterias metanogénicas pueden presentar una
actividad de metilación y demetilación (Pouilly et al., 2013). Metabólicamente, las SRB poseen
la particularidad de utilizar el anión sulfato (SO4
-2) para su respiración y liberarlo al ambiente
en su forma reducida como anión sulfuro (S-2). Esa actividad se produce principalmente en
los sedimentos superciales de los medios acuáticos. En presencia de Hg+2, el anión sulto
(SO3
-2), puede formar el complejo metálico Cinabrio o sulfuro de Mercurio (HgS). Aún no
se conocen muy bien los mecanismos metabólicos de formación del Metilmercurio, pero
Benoit et al. (2001), sostienen que la actividad catalítica de la acetil coenzima A (acetil CoA),
indispensable para la obtención de materia y energía, está relacionada con la metilación
accidental de metales iónicos que ingresan al protoplasma celular de las SRB. Por otro lado,
es posible que durante el proceso de la síntesis de la metionina a partir de la transferencia
de radicales metilo de la metilcobalamina (vitamina B12) se metilen iones metálicos como el
Hg+2 (Hamasaki et al., 1995). El Metilmercurio (CH3Hg) puede llegar a dimetilarse a la forma
Especiación del Mercurio
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
26
CH3HgCH3, un compuesto muy inestable y volátil que rápidamente retorna a la forma CH3Hg
(Van Der Maarel et al., 1996; Boudou & Ribeyre, 1997; Zhang, 2006).
El Metilmercurio formado es liberado en la columna de agua y puede descomponerse
directamente por fotólisis (Zhang, 2006) o por actividad bacteriana (proceso de demetilación).
Esta última está catalizada por las enzimas organomercurioliasa que se encarga de romper el
enlace C-Hg y mercurio-reductasa que convierte el Hg+2 en Hg0, el cual se volatiliza y se libera
nuevamente al ambiente (Van Der Maarel et al., 1996).
El Mercurio es incorporado por los organismos vivos principalmente por la vía alimentaria, el
contacto directo con el medio ambiente (atmósfera o agua) aporta en una menor medida.
Al igual que otros contaminantes, el Mercurio sufre un proceso de bioacumulación debido a
que la tasa de asimilación en un organismo es superior a la tasa de eliminación para la misma
sustancia y por lo tanto, se acumula a lo largo de exposición del organismo (Krabbernhoft &
Rickert, 1995; Market, 2007; Pouilly et al., 2012 a,b); también se biomagnica, es decir que la
concentración de una sustancia se incrementa de un nivel tróco al siguiente superior de la
cadena alimenticia (Bidone et al., 1997; Boudou & Ribeyre, 1997; Market, 2007; Molina et al.,
2010 a; Pouilly et al., 2013).
El Mercurio atraviesa fácilmente las barreras biológicas que separan a los seres vivos de su
ambiente, alcanzando los diferentes compartimentos tisulares e intra-celulares (Boudou &
Ribeyre, 1997; Meili, 1997). Preferentemente, el Mercurio atraviesa la doble capa fosfolipídica
de las células, por transporte activo (antiporte) (Mason et al., 1995; Boudou & Ribeyre, 1997);
también se asocian los procesos de difusión pasiva o transporte facilitado y endocitosis
(p. ej. Alimentación de amebas) (Boudou & Ribeyre, 1997 & Newman & Unger, 2003). Pero
en general el Mercurio orgánico tiende a adherirse a las moléculas y algunos receptores
de las membranas celulares, como lípidos, proteínas y esteroides (Figura 3). Es por esta
particularidad de acumulación que el Mercurio se transere ecientemente en la cadena
tróca acuática (Boudou & Ribeyre, 1997; Meili, 1997; Cremona et al., 2004; Molina et al., 2010a,
b). Algunos estudios demostraron que la eciencia de jación del Mercurio orgánico es 10
veces superior a la del Mercurio inorgánico en organismos acuáticos (Bloom, 1992; Bidone
et al., 1997; Meili, 1997).
Los organismos acuáticos pueden absorber las diferentes especies de Mercurio principalmente
por vía alimentaría (absorción indirecta) y en menor grado, por contacto con el agua (absorción
directa) (Meili, 1997; Roulet & Maury-Brachet, 2001). Para estos organismos, los principales
órganos de asimilación del Mercurio son el tracto digestivo, las branquias y el recubrimiento
cutáneo. En cambio, la eliminación está dada por vía urinaria, fecal y por algunas glándulas
de excreción (Roulet & Maury-Brachet, 2001; Sweet & Zeliko, 2001). Pero la concentración
del Mercurio en los organismos acuáticos es muy heterogénea y depende de la variabilidad
de factores ecológicos y siológicos, tales como el estado de crecimiento, posición tróca,
tamaño, biomasa y sexo, así como del comportamiento migratorio de las especies (Meili,
1997; Karasov & Martínez, 2007).
Algunos estudios sostienen que durante la absorción intestinal de algunos metales iónicos
el Mercurio compite con otros elementos esenciales para los organismos, como ser el Calcio
(Ca), Zinc (Zn), Selenio (Se) y en menor grado el Cobre (Cu) (Bjornberg et al., 1988; Szücs et al.,
Disponibilidad del
Mercurio en los
organismos acuáticos y su
toxicidad
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
27
1997). Por lo tanto, una fracción del Mercurio que se encuentra disponible en el ambiente
es asimilado por los organismos. Por otro lado, el Mercurio absorbido por las células de los
organismos vivos puede sufrir un proceso de descontaminación, como una acción metabólica
antioxidante. Este es el caso de las metalotioneínas (MT), que son proteínas encargadas
en la regulación directa de concentraciones óptimas de metales esenciales (Zn, Se y Cu), e
indirectamente de metales potencialmente tóxicos (Hg y Cd) (Yasutake et al., 2004; Amiard
et al., 2006; Carpene et al., 2007; Karasov & Martínez, 2007). Cuando estás proteínas fueron
descubiertas, se pensaba que eran exclusivas de los mamíferos, pero posteriormente fueron
aisladas en células de peces y algunos invertebrados, como moluscos y crustáceos (Amiard
et al., 2006).
El Mercurio que no es expulsado por los organismos a través de sus procesos siológicos,
muestra alta movilidad entre los diferentes compartimentos biológicos (Sweet & Zeliko,
2001). Reacciona rápidamente con los puentes de hidrógeno del ácido desoxirribonucleico
(ADN), desencadenando reacciones mediadas por la liberación de radicales libres que
generan aberraciones cromosomáticas, como la poliploidía y otras mutaciones (De Flora et
al., 1994; Amorin et al., 2000). En este mismo sentido, también puede inhibir el desarrollo de
células embrionarias (Braeckman et al., 1997). La degeneración del sistema nervioso se realiza
mediante el reemplazo de moléculas de sulfhidrilo (SH-) del aminoácido cisteína presente en
la proteína Tubulina que compone los cuerpos axonales y terminaciones presinápticas de las
neuronas (Schurz et al., 2000).
Estudios sobre la acumulación del Mercurio en tejidos musculares de peces comerciales de
la cuenca alta del río Beni llevados a cabo por Maurice-Bourgoin et al. (1999, 2001, 2004),
Figura 3
Diagramas de especiación
química y asimilación del
Mercurio inorgánico y orgánico en
disolución a través de la bicapa
fosfolipídica.
Fuente: Modicado de Newman & Unger
(2003) y Boudou & Ribeyre (1997)
Mercurio inorgánico
Membrana celular
Canales iónicos
2 4 6 8 10
100
80
60
40
20
0
100
80
60
40
20
0
Difusión facilitada
*Endocitosis
Adhesión
*Transporte activo
Difusión a través
de canales
pH
MeHgCI
MeHg+
MeHgOH
HgCI3
Hg(OH)2
HgOHCI
pCI = log [CI-]
%
HgCI2
HgCI4
2-
Difusión a través de la
capa lipidica
4 2 0
Metilmercurio
%
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
28
evidenciaron que algunos peces presentaban concentraciones de Mercurio hasta cuatro
veces por encima del límite recomendado para el consumo humano (0.5 µg o 500 ng.g-1;
OMS, 1991). En la cuenca baja de este río se analizó el Mercurio en cabellos y dentaduras
de las comunidades humanas ribereñas, estos resultados mostraron que algunas personas
tenían concentraciones de Mercurio por encima del nivel aceptado de toxicidad (NOAEL, por
sus siglas en inglés, No Observable Adverse Eect Level de 6 ng.g-1) (Barbieri et al., 2009). Los
efectos sobre la salud humana de la contaminación por Mercurio ya fueron evidenciados
en varias poblaciones humanas amazónicas que dependen de los peces como principal
fuente alimenticia de proteínas, estas poblaciones presentan un deterioro de las funciones
nerviosas y alteraciones en el desarrollo psicomotor en niños expuestos al Mercurio de forma
intrauterina (Boischio et al., 2001; Dolvec & Fréry, 2001; Mergler & Lebel, 2001). En la región
amazónica, esta contaminación se agudiza cuando el consumo de pescado está asociado a
lugares con explotación aurífera que emplean el método de la amalgamación con Mercurio
para la recuperación del Oro (Lacerda et al., 1990; Hacon et al., 1997; Porcella et al., 1997; Eisler,
2003; Boudou et al., 2006).
Según Pacyna et al. (2010) las emisiones antropogénicas de Mercurio pueden clasicarse en
dos principales fuentes:
b Primarias, son aquellas que liberan y/o movilizan al Mercurio desde fuentes geológicas
hacia el ambiente. Entre estas emisiones las principales son la quema de combustibles
fósiles y las actividades mineras (entre ellas la extracción de Mercurio y otros minerales).
b Secundarias, se relacionan con el uso y/o aplicación del Mercurio de forma directa o
indirecta en actividades industriales, como la minería artesanal del Oro a pequeña
escala (ASGM, por sus siglas en inglés, Artisanal and Small-Scale Gold Mining), las
plantas Cloro-Álcali, las actividades relacionadas a la producción de cemento y por
último, aquellas derivadas de la producción industrial a menor escala (cosméticos,
pinturas, amalgamas dentales, baterías, etc.).
Las emisiones del Mercurio en el ambiente pueden ocurrir sinérgicamente entre las diferentes
fuentes, la descarga directa de euentes o el escape de gases y la generación de desechos
que contienen Mercurio (Roulet et al., 2000).
A partir de la década de los 90’s, la comunidad cientíca se interesó en el estudio y desarrollo
de modelos globales aproximados para evaluar las emisiones y/o liberaciones de Mercurio
de los diferentes compartimentos ambientales. Estos modelos se basan en estimaciones que
diferencian fuentes naturales y antropogénicas. Las primeras estimaciones indicaron que las
fuentes antropogénicas aportaban entre el 50 y 70% del total de las emisiones de Mercurio
en el ambiente (Boudou & Riberye, 1997). Posteriormente, Pirrone et al. (2010), estimó que
el aporte de las fuentes naturales a la atmósfera era de 5207 t.a-1, de las cuales más del 50%
eran liberadas por los océanos, las actividades antrópicas aportaban 2320 t.a-1. En la última
estimación, el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente - PNUMA o UNEP
(por sus siglas en inglés: United Nations Environment Programme) (PNUMA, 2013b) indica un
rango de 1010 y 4070 t.a-1 para las emisiones totales, con un promedio de 1960 t.a-1. La amplia
variabilidad de estas cifras ilustra la complejidad sobre el tema y en algunos casos el aspecto
provisional que pueden tener como efecto de la variabilidad interanual. El último trabajo
del PNUMA (2013b), producto de una intensa recopilación de información y discernimiento
Emisiones de Mercurio en
el mundo
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
29
de información, considera que las fuentes antropogénicas representan el 30% y las fuentes
naturales el 10% del total de las emisiones anuales, inicialmente estimadas entre 80 a 600
t.a-1 por Mason et al. (2012) y el restante porcentaje (60%) se asocia a re-emisiones; es decir, lo
almacenado y/o movilizado en los diferentes compartimentos ambientales, cuya valoración es
compleja. Las últimas evaluaciones sobre el almacenamiento de Mercurio en los ecosistemas
muestran un importante incremento a partir de la revolución industrial (Figura 4).
En general, se estima que las emisiones antrópicas están compuestas en un 75% por fuentes
primarias, particularmente por el uso de combustibles fósiles (principalmente carbón),
la extracción y producción de minerales, como metales ferrosos y no ferrosos, así como la
producción de cemento y el restante 25% es emitido por fuentes secundarias, asociadas a
diferentes usos del Mercurio, principalmente la minería artesanal del Oro en pequeña escala
(ASGM) y ciertos procesos industriales como la fabricación de lámparas uorescentes, pilas,
aparatos eléctricos e instrumentos de medición (incluyendo los termómetros de Mercurio),
pinturas, cosméticos y, también, algunos pesticidas y fungicidas. La cremación de cuerpos
humanos, contribuye signicativamente a las emisiones globales de Mercurio, por la
presencia de amalgamas dentales (UNEP, 2013b). La importancia relativa de las diferentes
fuentes antropogénicas varía entre estudios, siendo las más dominantes la combustión de
residuos fósiles (PNUMA, 2008; Pacyna et al., 2010; Pirrone et al., 2010) y la minería artesanal de
Oro (PNUMA, 2013b).
Asimismo, el informe del PNUMA (2013b), menciona que el aumento de emisiones, asociadas
a la minería artesanal de Oro de pequeña escala entre la evaluación del 2008 y el 2013 (Figura
5 y Tabla 1), se debe al incremento de la actividad como efecto de la subida del precio del
Oro, así como una mejora de los mecanismos de cuanticación implementados por algunos
países para este sector. Pacyna et al. (2010) evaluaron el nivel de incertidumbre de las
Figura 4
Tendencias históricas en la
concentración de Mercurio en
tejidos de humanos y animales de
la región del Ártico. Las unidades
están expresadas como porcentaje
promedio de las concentraciones
máximas de Mercurio.
Fuente: AMAP/UNEP (2013)
100
80
60
40
20
0
Dientes de humanos
Dientes de delfín
Dientes de foca marina
Pelos de oso polar
Plumas de falcón
Plumas de pingüinos
1200 1300 1400 1500 1600 1700 1800 1900 2000
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
30
estimaciones de contribución relativa de emisiones en: a) hasta un 30% por sector de emisión
y b) entre 30 al 50% por región; atribuyendo que América Latina es la responsable del 50% de
la mencionada incertidumbre. Dichos estudios muestran las dicultades que se tienen para
establecer las estimaciones de contribución relativa del Mercurio.
Fuente: Pacyna et al. (2010) y PNUMA, (2008 & 2013b)
Figura 5
Contribuciones de los
diferentes sectores
antropogénicos a las
emisiones globales
de Mercurio según
PNUMA - UNEP 2008
(En: Pacyna et al.,
2010; izquierda) y
PNUMA - UNEP 2013
(PNUMA, 2013b;
derecha)
Tabla 1 - Comparación de las estimaciones de emisiones globales de Mercurio en diferentes sectores antropogénicos.
Fuentes de Mercurio PNUMA (2008) Pirrone et al. (2010) PNUMA (2013b)
t.a-1 % t.a-1 % *t.a-1 %
Emisiones no intencionales
Combustión de residuos fósiles
Carbón (todos los usos) 880 45.9 810 38.5 474 (304-678) 24.0
Combustible y gas natural 9.9 (4.5-16.3) 1.0
Fundición y producción minera de metales
Producción primaria de metales ferrosos 55 2.9 4.5 (20.5-241) 2.0
Producción de metales no ferrosos (Al, Cu, Pb, Zn) 132 6.9 310 14.7 193 (82-660) 10.0
Producción de Oro a gran escala 111 5.8 97.3 /0.7-17.8) 5.0
Producción minera de Mercurio 9 0.5 11.7 (6.9-17.8) <1.0
Producción de cemento 189 9.8 236 11.2 173 (65.5-646) 9.0
Renamiento de combustibles 16 (7.3-26.4) 1.0
Sitios contaminados 82.5 (70-95) 4.0
Usos no intencionales
Minería artesanal de Oro a pequeña escala 350 18.2 400 19.0 727 (410-1040) 37.0
Industria Cloro-álcali 47 2.4 163 7.7 28.4 (10.2-54.7) 1.0
Residuos de productos de consumo 120 6.3 187 8.9 95.6 (23.7-330) 5.0
Cremación (amalgama dental) 26 1.4 3.6 (0.9-11.9) <1.0
TOTAL 1919 2106 1960 (1010-4070)
* Promedio (mínimo – máximo)
Cremación (amalgama
dental) Producción minera
de mercurio
Minería
artesanal de
oro a pequeña
escala
Producción de
oro a gran escala Producción de
metales no
ferrosos (Al, Cu,
Pb, Zn)
Producción
primaria de
metales
ferrosos
Residuos de productos
de consumo
Sitios contaminados
Combustión de
residuos fósiles
Refinamiento
de
combustibles
Producción de
cemento
Industria
Cloro-alcali
Minería artesanal
de oro a pequeña
escala
Producción
de oro a gran
escala
Cremación
(amalgama
dental)
Producción minera
de mercurio
Producción de
metales no
ferrosos (Al, Cu,
Pb, Zn)
Producción
primaria de
metales
ferrosos
Residuos de productos
de consumo
Combustión
de residuos
fósiles
Producción
de cemento
Industria
Cloro-alcali
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
31
Figura 6
Máscara funeraria de Oro con
enchape de cobre, proveniente
de Lambayeque (Perú). La
pintura rojiza corresponde a una
capa de bermellón de Cinabrio.
El Mercurio es uno de los seis metales conocidos desde la antigüedad. El Oro, la Plata, el
Plomo, el Hierro, el Estaño y el Mercurio forman el conjunto de los metales que utilizaban
las primitivas civilizaciones humanas. Los fenicios y luego los romanos, conocían la técnica
artesanal de recuperación de Oro con Mercurio (De la Cruz, 1985; Veiga & Meech, 1995;
Serrano, 2004). Estas civilizaciones explotaban el mineral Cinabrio (HgS) que es de color rojizo
y lo renaban por un proceso de calentamiento (volatilización) y enfriamiento (condensación)
obteniendo Mercurio elemental en estado líquido de color plateado (De la Cruz, 1985; Gaona,
2004).
Los Incas ya conocían el Mercurio (en forma de Cinabrio), al cual lo denominaban “ilampi” y lo
empleaban como pintura (Gaona, 2004). En la época de la colonia los españoles encontraron
pequeñas bocaminas de azogue (denominación colonial del Mercurio) entre las regiones de
Huarina y el sur de Achacachi (altiplano boliviano, La Paz), así como cerámicas y máscaras
incaicas pintadas con bermellón de Cinabrio (Galaor et al., 1998; Serrano, 2004) (Figura 6).
Fuente: Cooke et al. (2013)
Los primeros españoles que llegaron a Sudamérica desconocían las técnicas de explotación
de los metales preciosos (principalmente Plata y Oro), es por ello que, rápidamente, adoptaron
las técnicas incaicas y oprimían a la gente local para tal n (Galeano, 1991; Serrano, 2004).
Posteriormente, cuando la explotación de la Plata tuvo su auge en la colonia a mediados del
siglo XVII, los españoles, introdujeron tecnologías heredadas de los romanos. Paralelamente,
en Europa, la técnica incaica de amalgamación del Oro con Mercurio se extendió, mientras
que la recuperación de la Plata se realizaba con técnicas desarrolladas por los alquimistas
medievales del siglo XVI. No se sabe a ciencia cierta cómo se desarrolló el método de
recuperación de Plata con Mercurio, pero se sabe que el sevillano Bartolomé de Medina
introdujo de forma experimental este método a los virreinatos de México y Perú (Serrano,
2004). Luego este método fue intensamente empleado en Sudamérica y popularmente
conocido como el “método del patio o de Medina”, que no solo servía para la recuperación
de Plata sino también del Oro (Fisher, 1977; Nriagu et al., 1992; Lacerda, 1997b; Roulet, 2001).
III. HISTORIA DEL
MERCURIO EN
SUDAMÉRICA Y BOLIVIA
La minería incaica y
colonial: primer uso
industrial del Mercurio
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
32
Durante la época colonial, el Mercurio empleado para la recuperación de metales preciosos
procedía de los yacimientos mercuríferos de Almadén en España. Luego, en el año 1556 se
descubrió uno de los más grandes yacimientos de este metal en Sudamérica, especícamente
en la región de Huancavelica al sureste de Lima en el Perú (Contreras & Díaz, 2007; Serrano, 2004;
Navarro, 1997). Estos yacimientos tuvieron su auge a mediados del siglo XVII y abastecieron a
los Virreinatos de México y Perú (Contreras & Díaz, 2007). Para el siglo XIX la explotación de estas
minas decayó debido a que la corona española demandó más esclavos para el trabajo forzado
en ellas debido a que los esclavos desaparecían, paradójicamente, poco tiempo después de
empezar con este trabajo. Es así que el año 1619, Juan de Solórzano informó a su monarca,
que en estos yacimientos mercuríferos, los esclavos indios no aguantaban más de cuatro años
de trabajo y que antes de morir mostraban constantes temblores y debilitamiento (Galeano,
1991). Como prueba de la exposición y afectación de los esclavos mineros por efecto del
Mercurio se encuentran los dibujos de los cronistas de la época que recrean el transporte de
Mercurio a lomo de llama a través de los Andes y personican a los esclavos como personas
delgadas, de ojos muy hundidos y sin cabello, como prueba de una posible intoxicación por
el Mercurio (Galaor et al., 1998) (Figura 7).
Fuente: Galaor et al. (1998)
Por otro lado, el decaimiento de los yacimientos de Huanvélica se debió a la falta de apoyo
en las inversiones, dado que esta época corresponde a la etapa nal del régimen colonial.
Los Humaches o mineros indígenas, que se iban expandiendo, aplicaban estilos de minería
tradicionales que bloqueaban el progreso de la minería tecnicada, lo que determinaba que
los empresarios mineros privados prerieran importar el Mercurio a bajos costos desde los
nuevos y modernos yacimientos mercuríferos de California (Nueva Almadén) (De la Cruz,
1985; Navarro, 1997; Contreras & Díaz, 2007).
Esta reseña histórica sobre el inicio del uso de Mercurio en Sudamérica, proviene de relatos y
anécdotas de cronistas, los cuales podrían ser, a veces, de baja credibilidad. Recientemente
Figura 7
Transporte de Mercurio en el
lomo de Llamas a través de los
Andes.
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
33
Figura 8
Estimación del ujo de Hg°
en cuatro diferentes periodos:
Incaico (1400- 1532 dC), Colonial
(1532-1821 dC), Republicano
(1821-1900 dC) e Industrial (1990
- hasta la actualidad). Los colores
corresponden: Negro al ujo de
Mercurio a partir de la actividad
Inca, Azul al ujo Mercurio
producto de la actividad Colonial
y el Verde representan el Mercurio
proveniente de Huancavelica.
Cooke et al. (2011 y 2013), hallaron importantes cantidades de Mercurio secuestrados en
sedimentos de lagunas cercanas al cerro Rico de Potosí, relacionados a la época Colonial y
Republicana (Figura 8). Asimismo, comprobaron efectivamente que el Mercurio usado en el
periodo Colonial provenía principalmente de Huancavelica y durante el periodo Republicano
e Industrial, el Mercurio era de Almadén en los principales países altiplánicos (Bolivia, Ecuador
y Perú). Estos autores creen que es muy probable que este Mercurio se esté re-emitiendo
nuevamente a la atmósfera en la región Altiplánica.
Fuente: Modicado de Cooke et al. (2013)
En las zonas subandina y amazónica del país existen reportes de que los españoles
encontraban Oro en su forma pura dentro el lecho del río, es decir recuperaban pepitas de
color plomo (color del Oro cuando se oxida por acción del agua), de aproximadamente 460g
(expediciones realizadas en 1826 por el ingeniero de minas Pentland) (Galaor et al., 1998;
Serrano, 2004). En 1930, comenzaron las explotaciones auríferas en la región amazónica del
Madre de Dios y del Beni (García, 1982) a raíz de la buena cotización del precio internacional
del Oro (García, 1982). Por medio del empresario minero Carlos Victor Aramayo, la explotación
del Oro comenzó en el 1936 en la región del río Tipuani, más tarde se extendió a los ríos Mapiri
y Kaka (tributarios del río Beni) (Serrano, 2004). En dicha región, en la década de los cincuenta,
se reportó aproximadamente 500 cooperativas mineras y más de 60 000 personas dedicadas
a la actividad minera del Oro (Maurice-Bourgoin et al., 1999).
La amalgamación de Oro con Mercurio, se desarrolló fuertemente en la década de los 70
y 80, época conocida como la ebre del Oro” (Galeano, 1991; Nriagu et al., 1992; Lacerda,
1997b; Roulet, 2001; Maurice-Bourgoin, 2001). La actividad se realizaba principalmente, en los
márgenes de la Cordillera Oriental y en la llanura amazónica, en los países de Bolivia (Maurice-
Bourgoin, 2001), Brasil (Veiga & Meech, 1995; Roulet et al., 1999), Colombia y Ecuador, así como
en Venezuela (Meech et al., 1998), Guayana Francesa (Boudou et al., 2006), Guyana y Surinam
(Miller et al., 2003). En la región de Tipuani en Bolivia, durante esa época la empresa minera
Explotación de Oro en
la zona subandina y
amazónica en Bolivia
1400 1500 1600 1700 1800 1900 2000
Años
Inca
#
Colonial Republicana
Industrial
4
3
2
1
0
Producción Hg0 (Mg a-1)
Mercurio en Bolivia: Línea base de usos, emisiones y contaminación
34
consolidada, Aramayo S.A., construyó una pista de avión para el traslado directo del Oro hacia
los Estados Unidos, sin scalizaciones y restricciones del gobierno boliviano (Ortega, 2007).
Fisher (1977) y Veiga & Meech (1995) presentaron los primeros datos sobre estimación del
uso del Mercurio en las típicas actividades de recuperación de Oro, con una equivalencia de
3 Kg de Mercurio para obtener 1 Kg de Oro por el simple proceso de amalgamación y una
relación de 1 Kg por 1 Kg para la amalgamación después de un proceso de concentración.
Nriagu (1994) estimó que cerca al 10% del Mercurio empleado se perdía por el transporte
y/o almacenaje y entre el 25 y 30% permanecía entre los residuos sólidos no recuperados
(fuente continua de emisión) y entre el 60 a 65% se liberaría hacia la atmósfera durante el
proceso de calentamiento de la amalgama. Otros autores aseveran que el 80% del Mercurio
empleado en la amalgamación se emite a la atmósfera y el restante 20% ingresa a los cuerpos
de agua (Pfeier et al., 1993; Veiga & Meech, 1995). En resumen, se estima que para la región
amazónica libera al ambiente un promedio aproximado de más de 100 t de Mercurio al año
(Veiga & Meech, 1995; Lacerda, 1997b; Meech et al., 1998).
Dragas en el Río Madre de Dios, 2007.
Fotografía: Fernando M. Carvajal - Vallejos/FAUNAGUA-ULRA
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