Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira. ISSN 0122-1701 y ISSN-e: 2344-7214
165
Metodología para la determinación de Hg en
sedimentos y aguas empleando EAA
Methodology for the determination of Hg in sediments and water using AAS
E. Humberto-Pérez ; F. A. Muñoz-Perdomo ; R. Sarria-Villa
DOI: https://doi.org/10.22517/23447214.25167
Artículo de investigación científica y tecnológica
Abstract— The use of Hg in gold mining processes generates waste
with a high content of this heavy metal, which can reach different
aqueous media due to its constant discharge. In areas of mining
activity such as the municipality of Suarez-Cauca, mercury levels
between 0,094 µg/L and 1,000 µg/L have been found in micro-
basins near gold beneficiation plants. According to the above, an
analytical methodology for the determination of mercury (Hg) by
Cold Vapor-Atomic Absorption Spectroscopy (CV-AAS) was
validated taking into account the levels allowed by the EPA SW-
846 standard for water samples and sediments. This work began
with the implementation of Hg calibration curves and digestion
processes to determine linearity, repeatability, and working range.
The known concentration standards and real samples were
evaluated under the typical analytical characteristics in the
validation such as linearity, detection limit, quantification limit,
precision, accuracy, repeatability, reproducibility, recovery
percentages and uncertainty. The validated methodology met the
required statistical parameters such as linearity and instrumental
precision, registering variation coefficients less than 3%, a
quantification limit of 0,35 µg/L and recovery percentages between
97,26 and 101,62%. A performance test was performed with
reference samples to ensure reliable analytical results. Values of
uncertainties of ± 0,064, ± 0,0440 and ± 0,0410 were obtained for
liquid, solid and leached solid samples respectively. Real samples
were taken to be analyzed with the validated method. The results
obtained allow the determination of Hg in water and sediments in
the environmental laboratory of the C.R.C of Popayán-Colombia.
Index terms— Analysis, heavy metals, mercury, pollution,
quantification.
Resumen— El uso de Hg en los procesos de minería del oro genera
residuos con altos contenidos de este metal pesado, que puede
llegar a diferentes medios acuosos por su constante descarga. En
zonas de actividad minera como el municipio de Suarez-Cauca, se
han encontrado en aguas de microcuencas cercanas a plantas de
beneficiaderos de oro niveles de mercurio entre 0,094 µg/L y 1,000
µg/L. De acuerdo a lo anterior, se validó una metodología analítica
para la determinación de mercurio (Hg) por Espectroscopía de
Absorción Atómica-Vapor Frio (EAA-VF) teniendo en cuenta los
niveles permitidos por la norma EPA SW-846 para muestras de
aguas y sedimentos. Este trabajo se inició con la implementación
de las curvas de calibración de Hg y de los procesos de digestión
para determinar la linealidad, repetibilidad y el rango de trabajo.
Este manuscrito fue enviado el 19 de junio de 2021 y aceptado el 14 de julio
de 2023
E. H. Pérez. trabaja en el Departamento de Química de la Universidad del
Cauca, Colombia (correo electrónico: ehperz@unicauca.edu.co).
Los estándares de concentración conocida y muestras reales se
evaluaron bajo las características analíticas típicas en la validación
como linealidad, límite de detección, límite de cuantificación,
precisión, exactitud, repetibilidad, reproducibilidad, porcentajes
de recuperación e incertidumbre. La metodología validada
cumplió con los parámetros estadísticos requeridos como
linealidad y precisión instrumental registrando coeficientes de
variación menores al 3%, un límite de cuantificación de 0,35 µg/L
y porcentajes de recuperación entre el 97,26 y 101,62%. Se realizó
una prueba de desempeño con muestras de referencia para
garantizar resultados analíticos confiables. Valores de
incertidumbres de ±0,064, ±0,0440 y ±0,0410 fueron obtenidas
para muestras líquidas, sólidas y lixiviados de sólidos
respectivamente. Muestras reales fueron tomadas para ser
analizadas aplicando el método validado. Los resultados obtenidos
permiten la determinación de Hg en aguas y sedimentos en el
laboratorio ambiental de la C.R.C de Popayán-Colombia.
Palabras claves— Análisis, contaminación, cuantificación, metales
pesados, mercurio.
I. INTRODUCTION
E
l
mercurio
es
un
metal
que
se
caracteriza
por
ser
líquido
e
inodoro a temperatura ambiente, es uno de los metales pesados
más peligrosos por su efecto negativo sobre la salud humana y
al ambiente. Como la mayoría de sustancias tóxicas, el mercurio
puede afectar el cuerpo humano vía ingestión, ruta oral,
inhalación y contacto con la piel. Se han encontrado efectos
negativos del mercurio sobre los sistemas nervioso, inmune y
cardiovascular, fallas respiratorias y daños en el riñón [1]. Su
uso para la amalgamación del oro en la minería colombiana, es
una práctica que se ha hecho muy común. La amalgama
producida entre mercurio y el oro, es una mezcla no homogénea
producida por la alta densidad de estos metales donde el oro
rompe las fuerzas de tensión superficial del mercurio para
quedar atrapado dentro de éste [2]. La minería del oro en
Colombia mediante el uso de mercurio genera lodos, arenas y
desechos que son residuos y generalmente son vertidos a las
fuentes hídricas o depositados en fosas sin tratamiento
adecuado que pueden dar origen a polución con vapor de
mercurio o, bajo ciertas condiciones ambientales la producción
F. Perdómo. Es Químico de la Universidad del Cauca, Colombia (e-mail:
fabianperdomo@unicauca.edu.co)
R. Sarria-Villa, trabaja en el Departamento de Química de la Universidad
del Cauca, Colombia (e-mail: rodrigosv@unicauca.edu.co).
166
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
de metilmercurio, la fuente principal de polución en la industria
minera corresponde a las emanaciones de mercurio gaseoso,
mayormente como mercurio metálico (Hg
0
) adicionado durante
la quema de amalgamas y que se precipita con la lluvia sobre
los suelos circundantes como mercurio divalente (Hg
2+
); una
vez llega a la superficie del suelo, mediante procesos de óxido-
reducción se genera mercurio elemental gaseoso (Hg
0
) [3]. Los
departamentos de mayor producción de oro en Colombia son:
Antioquia, Chocó, Nariño, Caldas, Tolima y Cauca [2]. En el
municipio de Suarez-Cauca se han reportado concentraciones
de mercurio entre 0,094 µg/L y 1,000 µg/L en fuentes de agua
cercanas a plantas de beneficiadero de oro [4]. Las principales
fuentes antropogénicas del mercurio son la minería, el uso
industrial en catálisis, manufactura de equipos eléctricos,
pinturas, fabricación de plaguicidas, etc. En el uso agrícola el
mercurio puede pasar al ambiente en semillas, raíces, bulbos, e
incluso sobre la planta misma. Puede ir a la atmósfera por los
vertidos industriales o por la combustión de carbones, desde
donde se introduce en las cadenas tróficas por el ciclo del agua
o bien se inhala directamente. También entra directamente en el
ciclo del agua, mediante el vertido de residuos a las aguas de
residuos y mares, y a través de vertidos industriales y
domésticos. El método 1311 (TCLP) de la EPA permitió
determinar si la parte residual de los procesos de lixiviación
resultantes de la minería en Colombia representa peligros con
base a la concentración de mercurio lixiviado, y se aplicó bajo
la norma técnica colombiana NTC-ISO/IEC 17025 [5]
determinando las mejores condiciones para el desarrollo
experimental y la estandarización instrumental del equipo de
espectroscopía de Absorción Atómica con generador de
hidruros (EAA-GH) con el fin de llevar a cabo el proceso de
verificación y acreditación para el laboratorio ambiental de la
CRC-Popayán-Cauca. Se realizó la validación del método de
determinación de mercurio teniendo en cuenta la exactitud,
precisión, linealidad, los límites críticos e incertidumbre. La
prueba de evaluación de desempeño consistió en el análisis de
muestras certificadas. La calidad de las muestras fue
garantizada por proveedores acreditados internacionalmente
bajo las guías ILAC G13 e ISO/IEC Guide 43-1. Los valores de
referencia utilizados para la evaluación de los resultados
reportados fueron certificados por el proveedor [6]. Mediante
este tipo de pruebas de evaluación de desempeño se evidencia
la competencia técnica que cada uno de los laboratorios que
participan tiene sobre las metodologías analíticas y a su vez
estas pruebas constituyen un requisito para acceder y mantener
la acreditación otorgada por el IDEAM, en la cual se debe
participar como mínimo una vez al año. Estas pruebas ayudan
a resaltar el desempeño de la reproducibilidad entre laboratorios
y los errores sistemáticos, es decir, el sesgo. El análisis
estadístico de los resultados se realizó mediante el paquete
estadístico SPSS versión 22,0, software que facilitó el análisis
de los datos. Se realizaron pruebas de normalidad para
determinar la aplicación de pruebas paramétricas o no
paramétricas. Para la determinación de mercurio se empleó la
técnica analítica de espectroscopía de absorción atómica-vapor
frío (EAA-VF) aprovechando su estado líquido y alta presión
de vapor a temperatura ambiente. Existen numerosas formas
químicas de mercurio, incluyendo vapores de mercurio
elemental (Hg), cationes mercurioso (Hg (I)), mercúrico (Hg
(II)) y compuestos de mercurio orgánico [7]. Con este método
todo el mercurio en forma iónica es reducido para formar vapor
de mercurio elemental usando un reductor como el cloruro
estañoso (SnCl
2
), bajo condiciones estándar de reacción [8].
Los átomos de mercurio en vapor absorben la radiación de la
lámpara de mercurio para su determinación por EAA-VF,
donde el flujo del vapor de mercurio transportado por el gas a
una celda dual situada a lo largo del paso óptico del
espectrofotómetro el cual, estando acoplado al equipo de
generación de hidruros, permite cuantificar por Absorción
Atómica a 253,7 nm de longitud de onda. Teniendo en cuenta
lo anterior, se realizó la estandarización y validación del
método analítico para determinar mercurio en aguas y
sedimentos empleando la EAA-VF.
II.
METODOLOGÍA
A.
Instrumentación y reactivos
Un Espectrómetro de Absorción Atómica (EAA) Thermo
Scientific iCE 3000 con su respectiva lámpara de cátodo hueco
de mercurio de 253,7 nm fue empleado, el generador de
hidruros VP100, un patrón de mercurio de 1000 mg/L de marca
Panreac, agua desionizada con una conductividad inferior a 2
µS/cm, ácido nítrico grado analítico marca Merck,
permanganato de potasio grado analítico marca Merck,
peroxidisulfato de potasio grado analítico marca Merck, cloruro
de hidroxilamina grado analítico marca Merck, borohidruro de
sodio grado analítico marca Merck. Se empleó el programa
SOLAAR en el equipo de EAA y el tratamiento de los datos se
hizo empleando el SPSS 22,0.
B.
Elaboración de Curvas de Calibración.
Partiendo de la solución de 1000 mg/L de mercurio se
prepararon soluciones de 100 µg/L con el propósito de obtener
curvas de calibración en un rango lineal entre 1 y 12 µg/L para
la determinación de mercurio, graficando absorbancia versus
concentración para establecer su coeficiente de correlación.
C.
Validación del Método.
Se realizó construyendo curvas de calibración en el rango de 1-
a 12 µg/L, a las cuales se les realizó una digestión con ácido
previo al análisis de mercurio [9][8]. Para la confiabilidad de
los resultados se aplicó un tratamiento estadístico mediante el
software estadístico SPSS (Versión 22,0).
D.
Linealidad Instrumental.
Se evaluaron 7 niveles de concentración durante 7 días
diferentes. Se prepararon 7 curvas de calibración entre 1 y 12
µg/L durante los 7 días, una curva de calibración por día. Las
pruebas estadísticas permitieron corroborar la linealidad de la
curva de calibración elaborada [9].
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
167
E.
Evaluación de la precisión.
Se evaluaron la repetibilidad (mediciones de Hg el mismo día)
y la precisión intermedia (mediciones de Hg en días diferentes).
Se calculó el coeficiente de variación en términos de porcentaje
(%CV) por nivel de concentración entre 1 y 12 µg/L para
determinar la repetibilidad y la precisión intermedia [9].
F.
Evaluación de la sensibilidad.
Se construyeron 3 curvas de calibración, se calcularon mediante
el método de mínimos cuadrados las ecuaciones de las líneas de
tendencia en cada curva, obteniendo de esta forma los
interceptos y las pendientes para cada una de las tres curvas de
calibración, con estos datos se determinó la desviación estándar
de los interceptos (S
interceptos
) y el promedio de las pendientes
(m
prom
). Finalmente se aplicaron las (1) y (2) para establecer
teóricamente el valor para los límites de cuantificación (LOQ)
y detección (LOD).
del mercurio de Hg
2+
a Hg
1+
, luego con el boro hidruro de sodio
se redujo el mercurio a Hg
0
para obtenerlo como un vapor frio
[11,12].
I.
Dopaje de las muestras.
Para las matrices líquidas y los lixiviados obtenidos de los
sedimentos por la metodología TCLP, se realizó el
procedimiento de digestión para determinar metales (mercurio)
en las muestras, de acuerdo con la metodología propuesta por
el Standard Methods (Método 1311, USEPA) [13]. Para la
validación se determinó la cantidad de mercurio presente en
lixiviados obtenidos de dos muestras de sedimentos y de aguas,
usando la metodología TCLP y se realizaron adiciones o
dopajes buscando evaluar el rango de trabajo.
J.
Análisis de muestras líquidas
Para la muestra líquida 1 o ML1 como la concentración fue
��� =
���
�
�
��������
��� =
� �
�
�
��������
G.
Validación de la Metodología.
(1)
(2)
menor que el límite de cuantificación se realizaron dos dopajes,
una para un rango bajo de 2 µg/L y la otra adición para un rango
alto de 10 µg/L respectivamente, la muestra líquida 2 o ML2 al
presentar 5,6 µg/L de mercurio se le hizo una adición de 2 µg/L.
La codificación de estándares y muestras para la validación de
determinación de Hg fue: STDB (Estándar de rango bajo; 2
µg/L), STDA (Estándar de rango alto; 10 µg/L), ML1 (Muestra
líquida 1; ˂1 µg/L), ML1AD1 (Muestra Líquida 1 Adición 1;
4,0 µg/L), ML1AD2 (Muestra Líquida 1 adición 2; 8,0 µg/L),
De acuerdo con el método 1311 TCLP [7,10] y el PGC de
validación en residuos desarrollado en el laboratorio de la CRC,
se utilizaron muestras de aguas y de sedimentos provenientes
de sitios afectados por la minería aurífera ejercida en el
Departamento del Cauca. Se tomaron muestras en: Pozo
profundo, Brisas del Pacífico, municipio de Guapi (Muestra
líquida 1, ML1), Entrada PTAR Los Noguera, municipio de
Morales (Muestra líquida 2, ML2), Río San Bingo, municipio
de Mercaderes (Sedimento 1, MS1), Vereda La Martha,
municipio de Rosas (Sedimento 2, MS2). El análisis de las
muestras reales y certificadas se realizó por triplicado durante
siete días diferentes. Se realizó la corrección en el contenido del
metal obtenido para cada muestra teniendo en cuenta el
porcentaje de recuperación (%R) del método.
H.
Pretratamiento de muestras para la determinación de
mercurio.
Se tomó una alícuota de 100 mL de muestra en estado líquido o
del lixiviado, se agregaron 5 mL de H
2
SO
4
concentrado, 2,5 mL
de HNO
3
y 15 mL de KMnO
4
al 5%, se sometió a baño maría a
92±4°C durante 15 minutos, luego se agregaron 8 mL de
peroxidisulfato de potasio (K
2
S
2
O
8
) al 5% y se calentó en el
baño maría durante dos horas más. Una vez terminado el
proceso de digestión y justo antes de comenzar el análisis por
espectroscopía de absorción atómica por vapor frio, se le agregó
una solución de cloruro de hidroxilamina al 5% para eliminar el
exceso de permanganato de potasio y garantizar la reducción
ML2 (Muestra Líquida 2; 5,6 µg/L), ML2AD1 (Muestra
Líquida 2 adición 1; 7,6 µg/L), STDCh (Estándar de chequeo;
6,0 µg/L).
K.
Análisis de muestras sólidas
Se realizaron adiciones tanto a la muestra sólida seca como al
lixiviado obtenido después de aplicar la metodología TCLP. Se
determinaron 6,8 µg/L en el lixiviado de la muestra sólida 2 o
LMS2 donde se adicionaron 2 µg/L, en la muestra sólida 1 o
MS1, la concentración de mercurio en el lixiviado era menor al
límite de cuantificación por la cual se dopó tanto la muestra
sólida como el lixiviado a 10 µg/L, también se trabajó con dos
estándares de concentraciones conocidas y el estándar de
chequeo de 6 µg/L preparados dentro del laboratorio ambiental
STDB, STDBA y STDCh rango bajo, rango alto y estándar de
chequeo respectivamente. Para los residuos sólidos se aplicaron
dos fluidos de extracción como lo indica la metodología TCLP
de la EPA [10,14], para muestras con un pH inferior a 5 se
utilizó el fluido de extracción No. 1 y para muestras con un pH
superior a 5 se utilizó el fluido de extracción No.2, en este caso,
la muestra sólida 1 presentó un pH < 5 por lo tanto se trató con
fluido de extracción No. 1 y la muestra sólida 2 presentó pH >
5 por lo cual fue tratada con el fluido de extracción No 2. La
codificación de estándares y muestras para la validación de
determinación de Hg fue: STDB (Estándar de rango bajo; 2,0
168
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
Absorbancia
µg/L), STDA (Estándar de rango alto; 10 µg/L), STDCh
(Estándar de chequeo; 6,0 µg/L), MS1 (Muestra sólida 1; ---),
Absorbancia en Función de la Concentración de Hg
LMS1 (Lixiviado MS1; ˂ 1,0 µg/L), MSIAD1 (Muestra sólida
1 adición 1; 10,0 µg/L), LMS1AD1 (Lixiviado MS1 Adición 1;
10,0 µg/L), MS2 (Muestra Sólida 2; ----), LMS2 (Lixiviado
MS2; 6,8 µg/L), LMS2AD1 (Lixiviado MS2 Adición 1; 8,8
µg/L). Para realizar el proceso de validación, se trabajó con
material de referencia certificado obtenido comercialmente ante
el IDEAM. Se realizaron las pruebas de desempeño con
muestras certificadas para lograr acreditación del laboratorio de
calidad ambiental de la C.R.C-Popayán-Cauca.
L.
Determinación de la incertidumbre
0,16
0,14
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
Día 1
Día 2
Día 3
Día 4
Día 5
Día 6
Día 7
y = 0,0116x + 0,0008
R² = 0,9997
y = 0,0116x + 0,0007
R² = 0,9995
y = 0,0114x + 0,0012
R² = 0,9999
y = 0,0117x + 0,0015
R² = 0,9998
y = 0,0116x + 0,0018
R² = 0,9995
y = 0,0115x + 0,0015
R² = 0,9999
y = 0,0116x + 0,0019
R² = 0,9999
Para el cálculo de la incertidumbre, inicialmente se tuvo en
cuenta que el material volumétrico empleado para la
estandarización de la metodología analítica fue clase A marca
SCHOTT DURAN el cual ya se encontraba calibrado, siendo
considerado una fuente de incertidumbre mínima por lo cual no
se tuvo en cuenta para el cálculo de incertidumbre global del
método analítico.
Se determinaron las fuentes de incertidumbre de los dopajes de
rango bajo y alto. Se calcularon las fuentes aleatorias
encontrando el valor de la media (X
prom
), la desviación estándar
(S) y la desviación estándar relativa (RSD) de cada grupo de
datos para calcular la desviación estándar relativa (RSDt) del
conjunto de datos. Las fuentes sistemáticas en la incertidumbre
del método con los porcentajes de recuperación de la
concentración baja, media y alta fueron calculadas con el
promedio de los recuperados (R
p
) y su desviación estándar (S
Rp
),
y así calcular la incertidumbre en la recuperación promedio
(µ
Rp
). Empleando la prueba t, se evaluó si el factor de recobro
era significativamente diferente de 1 para un nivel de de
confianza del 95 % y n-1 grados de libertad. Como hipótesis
nula, Ho, se plantea: “el factor de recobro es significativamente
diferente de 1”, para esto se calcula el Ιt
exp
Ι y se compara con el
Ιt
crit
Ι, siendo que, si |t
exp
|˃ |t
crit
| se debe rechazar Ho, pero si |t
exp
|
˂ |t
crit
| se acepta, indicando diferencia estadísticamente
significativa entre el valor obtenido de recuperación y el factor
de recobro.
III.
RESULTADOS
A.
Linealidad Instrumental.
Se evaluaron 7 curvas de calibración durante 7 días diferentes
para un rango de concentraciones para mercurio de 1,0 a 12,0
µg/L. En la Fig. 1 se presenta la relación lineal entre
concentración de Hg (µg/L) con respecto a la absorbancia,
donde se observa la relación lineal y su ajuste al método de
mínimos cuadrados para generar una ecuación lineal.
0 5 10 15
Concentración (µg/L)
Fig. 1. Linealidad y reproducibilidad de las curvas de calibración para Hg.
Considerando que el número de datos es menor a 50, se realizó
la prueba de normalidad de Shapiro-Wilk para determinar si se
aplican pruebas paramétricas o no paramétricas, de acuerdo a si
el valor de significancia (p) de la prueba es superior o no a 0,05.
Se planteó como hipótesis nula, H
o
: “el conjunto de datos
obtenidos provienen de una población normal” y como
hipótesis alternativa, H
a
: “Los datos obtenidos no provienen de
una población normal”. Los datos de la prueba de Shapiro-
Wilk indicaron valores de significancia p>0,05 entre 0,07 y
0,591 para todos los niveles de concentración, indicando que se
ajustan a la normalidad, por lo tanto, se acepta la hipótesis nula
y se aplican pruebas paramétricas de ANOVA con el fin de
establecer si existen diferencias significativas en los valores de
absorbancia en términos de linealidad instrumental. Se aplicó la
prueba ANOVA para conocer la existencia de diferencias
significativas entre los valores de absorbancia en función del
nivel de concentración. Se planteó como hipótesis nula, H
o
:
“No existe diferencia significativa entre los promedios de
grupos de datos” y como hipótesis alternativa, H
a
: “Si existe
diferencia significativa entre los promedios de grupos de
datos”. El resultado obtenido indicó que las absorbancias
difieren significativamente al presentar un valor de
significancia 0,000 (p<0,05) entre cada nivel de concentración
rechazándose la hipótesis nula. Para saber entre cuáles niveles
de concentración hay diferencia significativa, se aplicó la
prueba de Tukey. La prueba de Tukey indicó siete grupos en
donde cada absorbancia es significativamente diferente, lo que
muestra que la absorbancia de cada nivel de concentración tiene
un valor de significancia de 1,000 (p>0,05), es decir, el
incremento en el nivel de concentración produce un aumento
significativo y proporcional en el valor de la absorbancia,
indicando que hay una relación lineal directa entre la
absorbancia y la concentración en los niveles de las curvas de
calibración para mercurio. Cada uno de los 7 subconjuntos
homogéneos está dentro de las medias en que difieren. La
prueba de ANOVA para los valores de absorbancia de los
diferentes niveles de concentración en función del día, mostró
que no existe diferencia significativa entre los valores de
absorbancia con un valor de significancia p de 1,000 (p >0,05)
en función del día, y se concluye que la absorbancia de cada
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
169
concentración no presenta variación con el tiempo indicando su
reproducibilidad. El coeficiente de correlación para las curvas
de calibración se evaluó estadísticamente mediante correlación
de Pearson teniendo como hipótesis nula Ho: “No existe
correlación significativa entre la abscisa (x) y la ordenada (y)”.
Se rechaza la hipótesis nula y se llega a la conclusión que existe
correlación significativa entre la concentración y la
absorbancia, con una correlación de Pearson de 0,997 [15.16].
Se calculó el coeficiente de variación (CV) en términos de
porcentaje por nivel de concentración de mercurio bajo
condiciones de repetibilidad y precisión intermedia. Los
resultados se presentan en la Tabla I.
TABLA I
REPETIBILIDAD Y PRECISIÓN INTERMEDIA PARA DETERMINACIÓN DE HG
Nivel
Repetibilidad Precisión Intermedia
Desv. est % C.V Desv. est % C.V
N1
0,0010
7,69
0,0008
6,281
N2
0,0006
2,34
0,0005
2,175
N3
0,0010
2,13
0,0009
1,920
N4
0,0010
1,41
0,0011
1,503
N5
0,0006
0,61
0,0011
1,201
N6
0,0015
1,30
0,0013
1,082
N7
0,0015
1,09
0,0015
1,071
El primer nivel (1,0 µg/L) presenta mayor variabilidad tanto en
condiciones repetibilidad como en condiciones de precisión
intermedia, sin embargo, el CV en ambos casos es inferior al
8% debido a que los datos de absorbancia a esta concentración
son muy bajos, se debe tener en cuenta que el Standard Methods
al igual que el laboratorio ambiental de la CRC establecen
coeficientes de variación inferiores a 10% [13]. Para los otros
niveles no se observa una mayor variabilidad en los resultados
obtenidos en cuanto a precisión intermedia y repetibilidad, en
ambos casos los CV son inferiores al 3% lo que demuestra la
precisión y reproducibilidad del método implementado.
B.
Determinación de Límites Críticos.
Se calcularon empleando el método de mínimos cuadrados,
calculando el promedio de las pendientes (m
prom
) y aplicando
las (1) y (2) para establecer teóricamente los valores para el
límite de detección (LOD) y el límite de cuantificación (LOQ)
[9,11], los resultados se muestran en la Tabla II.
TABLA II
LÍMITE DE DETECCIÓN Y LÍMITE DE CUANTIFICACIÓN PARA HG
El límite de cuantificación LOQ teórico se evaluó de forma
experimental preparando 3 réplicas de una solución al nivel de
concentración LOQ calculado. Estas soluciones se analizaron
de acuerdo a la metodología descrita para el método. Las
absorbancias obtenidas para cada solución se promediaron e
interpolaron en una curva de calibración preparada y analizada
el mismo día, con estos resultados se halló la precisión y la
exactitud al LOQ encontrándose un porcentaje de recuperación
de 108,57% con un CV de 5,81 para una concentración de 0,35
µg/L de Hg. Un LOD de 0,10 µg/L fue determinado. Un método
desarrollado para determinar mercurio en suelos y aguas
afectados por procesos de minería de oro presentó un LOD de
1 µg/L [17].
C.
Precisión y exactitud de la metodología analítica
implementada.
Los coeficientes de variación (%CV) obtenidos fueron menores
del 5%, demostrando alta reproducibilidad y se demuestra que
a medida que la concentración de analito disminuye, mayor es
la variación en el coeficiente de variación. Los resultados se
presentan en la Tabla III. También se puede observar que los
porcentajes de recuperación son apropiados y se encuentran
dentro de un rango adecuado (95 – 105%).
TABLA III
PRECISIÓN Y EXACTITUD PARA LA DETERMINACIÓN DE HG
Nivel
Precisión intermedia
La exactitud y precisión se determinaron aplicando la prueba
estadística de homogeneidad de varianzas (Estadístico de
Levene), planteando la hipótesis nula: “El nivel de
concentración no afecta la variabilidad en los porcentajes de
recuperación”. Se obtuvo que la significancia estadística
basándose en la media para el estadístico de Levene fue de
0,039 siendo menor a 0,05, por lo que se concluye que el nivel
de concentración sí afecta la variabilidad en los %R obtenidos.
Es decir, para cada nivel de concentración se debe tener en
cuenta su porcentaje de recuperación, siendo lógico puesto que
a concentraciones bajas hay mayor variación en los volúmenes
tomados para la preparación de las curvas [18,19]. Por otro
Parámetro Curva 1 Curva 2 Curva 3 S
Interc
m
prom
LOD
(µg/L)
LOQ
(µg/L)
lado, la significancia estadística, basándose en la mediana para
el estadístico de Levene es mayor a 0,05 (Sig = 0,211), por lo
Pendiente 0,0116 0,0117 0,0115 0,0116 0,10 0,35
Intercepto 0,0008 0,0015 0,0015 0,00040415
que la prueba estadística es no significativa y por lo tanto se
acepta la hipótesis nula, concluyendo que el nivel de
concentración no afecta la variabilidad en los % R obtenidos.
Los %R obtenidos con base a la mediana y el %R promedio
fueron aceptables, encontrándose dentro del intervalo normal
Desv. est
%C.V
%R
N1
0,00055
4,722
97,26
N2
0,00055
2,245
101,62
N3
0,00182
3,892
98,25
N4
0,00114
1,597
100,83
N5
0,00167
1,769
100,40
N6
0,00089
0,755
100,67
N7
0,00152
1,086
98,99
170
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
del 95% al 105%, de igual forma los %CV fueron inferiores al
5%. Recuperaciones del 98% han sido alcanzadas en la
determinación de mercurio en muestras de sedimentos tomados
del río San Jorge en la zona de la Mojana en el nororiente
colombiano, presentando CV menores al 5% [20,21].
D.
Validación del método para las muestras líquidas y
sólidas.
Los resultados para muestras líquidas corroboran que los
métodos implementados generan resultados exactos, con
porcentajes de recuperación entre el 95 – 105%. El error
relativo es bajo, < a 2 %. Los bajos coeficientes de variación en
términos de precisión intermedia, cumplen con el criterio de
aceptación de Horwitz (%CV < %CV Horwitz) [17,22],
demostrando que no existe variación entre los ensayos,
confirmando las adiciones efectuadas. Además, se comprueba
que a concentraciones bajas el coeficiente de Horwitz tiende a
ser mayor, dado que se requieren volúmenes muy pequeños
para la preparación. Para muestras sólidas observamos que los
resultados tienen un coeficiente variación inferior al 5%, lo que
nos indica que son resultados confiables y que a su vez tienen
un porcentaje de recuperación entre los intervalos de confianza
globales del método, establecido en la validación de la técnica.
En la Tabla IV se presentan los resultados del análisis de
muestras líquidas y sólidas. Muestras líquidas ML1 y lixiviados
de muestras sólidas LMS1, las cuales presentaron
concentraciones de mercurio por debajo de 1µg/L, fueron
empleadas para evaluar la robustez del método, teniendo en
cuenta el efecto de matriz. Las muestras fueron dopadas con
concentraciones de mercurio de 4 y 10 µg/L respectivamente y
se determinaron coeficientes de variación por debajo del 5%
(4,50% y 2,16%) para los dos tipos de muestras, demostrando
la robustez del método.
TABLA IV
RESULTADOS ANÁLISIS DE MUESTRAS LÍQUIDAS Y SÓLIDAS
Muestras
líquidas
concentraciones desconocidas de mercurio. Se determinó una
concentración promedio de Hg en la muestra líquida
(codificación interna 0013) de 8,64 µg/L (Día 1: 8,83 µg/L; Día
2: 8,45 µg/L; Día 3: 8,60 µg/L) y en la muestra de sedimento
(codificación interna 0012) de 4,62 µg/Kg (Día 1: 4,68 µg/Kg;
Día 2: 4,87 µg/Kg; Día 3: 4,30 µg/Kg). El resultado de la prueba
de desempeño emitido por el IDEAM fue confidencial y se
manejó de forma interna con el laboratorio de la C.R.C.
F. Estimación de la incertidumbre en la determinación de Hg
mediante fuentes globales.
Se determinó la incertidumbre a partir de estándares preparados
internamente y muestras de residuos líquidos y sedimentos con
concentraciones cercanas al nivel bajo, intermedio y alto de la
curva de calibración. En el cálculo de incertidumbre para la
determinación de Hg en muestras líquidas (ML1AD1),
muestras sólidas (MS1AD1) y lixiviado de muestras sólidas
(LMS2AD1) se obtuvieron valores de t experimental (2,044;
0,642; 0,158) y valores de t crítico (2,16; 2,16; 2,16), precisión
(fuentes aleatorias) (0,0302; 0,0206; 0,0159), sesgo (fuentes
sistemáticas) (0,0107; 0,0078; 0,0130), incertidumbre
combinada total (µ
ctotal
) (0,032; 0,0220; 0,0205) y una
incertidumbre expandida del método (U) de ±0,064, ±0,0440 y
±0,0410 respectivamente. En la Fig 2 se observan las fuentes de
incertidumbres para muestras líquidas y sólidas. Para el cálculo
de la incertidumbre combinada empleando la metodología de
fuentes globales se tuvieron en cuenta los estándares preparados
internamente, las muestras de residuos líquidos y sólidos con
concentraciones cercanas a nivel bajo, intermedio y alto de la
curva de calibración. Para calcular las fuentes de incertidumbre
se determinaron las desviaciones estándar de las mediciones
realizadas, teniendo en cuenta las fuentes sistemáticas de la
incertidumbre del método con los porcentajes de recuperación
baja, media y alta y finalmente aplicando la prueba t se
determinaron las diferencias significativas para el nivel
evaluado a un 95% de confianza, calculando la incertidumbre
expandida, observando el efecto por las limitaciones del
Muestra
Promedio
S %CV
Exactitud
instrumento para el análisis de muestras y la poca influencia de
Hg (µg/L) (% R)
STDB 2,11 0,062 2,94 105,5
STDA 10,02 0,266 2,69 99,1
ML1AD1 4,10 0,185 4,50 102,5
ML1AD2 8,09 0,336 4,16 101,13
ML2 5,52 0,258 4,67 100,36
ML2AD1(+2) 7,47 0,214 2,86 98,68
STDCh 6,14 0,191 3,11 102,33
Muestras
sólidas
LMS2
6,80
0,10
1,26
NA
LMS1AD1
10,14
0,22
2,16
101,40
LMS2AD1
8,78
0,15
1,74
NA
MS1AD1
9,87
0,18
1,85
98,7
E. Pruebas de desempeño para análisis de mercurio con
muestras certificadas.
Para la acreditación del laboratorio de calidad ambiental de la
C.R.C en Popayán-Colombia se analizaron muestras
certificadas suministradas por el IDEAM. Las muestras
certificadas tanto de agua como de sedimento presentaron
fuentes sistemáticas, confirmando que el valor verdadero de
concentración de una muestra se encuentra dentro del intervalo
del valor obtenido y su respectiva incertidumbre.
Fig. 2. Fuentes de incertidumbre para muestras líquidas a) y sólidas b).
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
171
Se observa que la principal fuente de incertidumbre en la
medida del análisis de las muestras, es por fuentes aleatorias las
cuales deben estar asociadas a la sensibilidad del instrumento
de medida y otras variables inevitables que están fuera de
control del experimentador, mientras que las fuentes
sistemáticas que pueden ser las del equipo como pequeñas
desviaciones con respecto a la calibración, desgaste de la
lámpara o las del operario en la preparación de patrones y
muestras no presentan un efecto mayor en la medida. Con los
datos de las incertidumbres para las muestras de residuos, se
observa que hay aproximadamente un 95% de probabilidad de
que el valor verdadero de la concentración de mercurio en una
muestra de residuo, se encuentre dentro del intervalo dado por
el valor obtenido al analizar la muestra y su respectiva
incertidumbre.
IV.
CONCLUSIONES
Se realizó la implementación y estandarización de la
metodología 1311 (TCLP) de la EPA US para la determinación
de Hg en aguas y sedimentos por EAA-GH. Se implementó el
proceso de digestión según el SM para las diferentes muestras
por TCLP. Los resultados de las muestras estuvieron dentro de
los intervalos del porcentaje de recuperación del método global
con %CV dentro del rango permitido por la EPA (<20%). El
método implementado para determinación de mercurio en
aguas y sedimentos demostró ser robusto, sensible, preciso,
lineal y reproducible. Los resultados obtenidos permiten la
determinación de Hg en aguas y sedimentos en el laboratorio
ambiental de la C.R.C de Popayán-Colombia.
V.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen al laboratorio ambiental de la
Corporación Autónoma Regional del Cauca (CRC), al grupo de
investigación AGROQUÍMICA y al Departamento de Química
de la Universidad del Cauca por su colaboración en el desarrollo
de este trabajo.
REFERENCIAS
[1]. F. Khan, S. Momtaz and M. Abdollahi, “The relationship between
mercury exposure and epigenetic alterations regarding human health, risk
assessment and diagnostic strategies”, Journal of Trace Elements in
Medicine and Biology, vol. 52, p.p. 37-47, 2019. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.jtemb.2018.11.006.
[2]. O. García y J. Molina, 2010. Introducción de tecnologías más limpias en
la minería y la extracción del oro artesanales, en el Nordeste Antioqueño
y Bajo Cauca Antiqueño, Colombia. En: Técnicas aplicadas a la
caracterización y aprovechamiento de recursos geológicos mineros. Ed.
E. Berrezueta y M. J. Domínguez. Red Minera XXI. CYTED., 2010.
Disponible en:
http://www.sedpgym.es/descargas/libros_actas/POTOSI_2011/17_OSE
AS_271-280.pdf Consultado: 26-03-2020.
[3]. O. Gyamfi, P.B. Sorenson, G. Darko, E. Ansah, J.L. Bak, “Human health
risk assessment of exposure to indoor mercury vapour in a Ghanaian
artisanal small-scale gold mining community”, Chemosphere, vol. 241,
125014, 2020, DOI: https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2019.125014.
[4]. J. Gallo, E. Pérez, R. Figueroa, A. Figueroa, “Water quality of streams
associated with artisanal gold mining; Suárez, Department of Cauca,
Colombia”, Heliyon, vol 7, 6, 2021. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.heliyon.2021.e07047.
[5]. US Environmental Protection Agency, 1996. Toxicity characteristic
leaching procedure (TCLP): method 1311. In: Test Methods for
Evaluating Solid Waste, SW-846, 3rd Edition. (Revision III, December
1996).
[6]. CENAM. Métodos Analíticos Adecuados a su Propósito. Guía de
Laboratorio para la Validación de Métodos y Temas Relacionados (J.
Guardado; F. Mercader, Trads.). 2
da
Ed. México. 2005. (Trabajo original
publicado en 1998).
[7]. US Environmental Protection Agency, 1996. Toxicity characteristic
leaching procedure (TCLP): method 1311. In: Test Methods for
Evaluating Solid Waste, SW-846, 3rd Edition. (Revision III, December
1996).
[8]. US Environmental Protection Agency. Method 7470A – mercury in liquid
waste (manual cold-vapor technique), 6 p, September 1994.
[9]. J. Miller y J. Miller, Estadística y Quimiometría para Química Analítica.
4ª Edición. Editorial Prentice Hall. España. 2000. 278p.
[10]. S.S. Sorini and L.P. Jackson “Evaluation of the toxicity characteristic
leaching procedure (TCLP) on utility wastes”, Nuclear and Chemical
Waste Management, vol. 8, p.p. 217–223, 1988. DOI:
https://doi.org/10.1016/0191-815X(88)90029-0.
[11]. SKOOG, D. Principios De Análisis Instrumental. 5ª Edición. Editorial
Mcgraw Hill. España. 2001.
[12]. Instituto de Hidrología, Meteorología y Estudios Ambientales IDEAM.
“Determinación de Metales Pseudototales en Suelos y Bioabonos y
Metales Totales en Forrajes, por Espectrofotometría Atómica - Llama
Directa, Espectrofotometría Atómica – Horno de Grafito y Emisión por
Plasma – (Digestión Abierta a Reflujo)”. 31/01/2008.
[13]. A.D. Eaton. Standard methods for the examination of water &
wastewater. Centennial edition. 21
st
Edition. 2005. SM 3030 E, SM 3112
B, SM 3111D.
[14]. J. Hansen, C. Reed, M. Scudese, L. Lazarus, F. Park, Technical Assistance
Document for Complying with the TC Rule and Implementing the
Toxicity Characteristic Leaching Procedure (TCLP), Report No. EPA-
902-B-94-001, United States Environmental Protection Agency, 1994.
[15]. T. Jong and D.L. Parry, Evaluation of the stability of arsenic immobilized
by microbial sulfate reduction using TCLP extractions and long-term
leaching techniques.Environmental Analytical Chemistry Unit, School of
Science and Primary Industries, Faculty of Education, Australia.14
December 2004.
[16]. Organización mundial de la salud. Guías para la calidad del agua potable,
Vol. 1: Recomendaciones. 3
ra
Ed. ISBN 92 4 154696 4.
[17]. W. Horwitz and R.J. Albert, The Horwitz Ratio (HorRat): A Useful Index
of Method Performance with Respect to Precision. Assoc. Off. Anal.
Chem., Vol 89, No. 4, pp. 1095-1109, 2006. DOI:
https://doi.org/10.1093/jaoac/89.4.1095.
[18]. [18] J. Mantey, K.B. Nyarko, F. Owusu-Nimo, K.A. Awua, C.K. Bempah,
R.K. Amankwah, W.E. Akatu, E. Appiah-Effah, “Mercury contamination
of soil and water media from different illegal artisanal small-scale gold
mining operations (galamsey)”, Heliyon, vol. 6, 6, 2020. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.heliyon.2020.e04312.
[19]. C.E. Halim, R. Amala, D. Beydoun, J.A. Scott, G. Low. Evaluating the
applicability of a modified toxicity characteristic leaching procedure
(TCLP) for the classification of cementitious wastes containing lead and
cadmium. Centre for Particle and Catalyst Technologies, School of
Chemical Engineering and Industrial Chemistry, Australia 11 July 2003.
DOI: https://doi.org/10.1016/S0304-3894(03)00245-0.
[20]. J. Marrugo-Negrete, J. Pinedo-Hernández, S. Díez, “Geochemistry of
mercury in tropical swamps impacted by gold mining”, Chemosphere,
vol. 134, p.p. 44-51, 2015. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2015.03.012.
172
Scientia et Technica Año XXVIII, Vol. 28, No. 03, julio-septiembre de 2023. Universidad Tecnológica de Pereira
[21]. L. Mancini, R. Miniero, E. Beccaloni, K. di Domenico, I. Lacchetti, C.
Puccinelli, M. R. Cicero, F. Scaini, M. Carere, “Mercury (Hg) and
methylmercury (MeHg) in sediment and biota: A case study in a lagoon
in Central Italy”, Marine Pollution Bulletin, vol. 175, 2022, DOI:
https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2021.113308.
[22]. P. Sueli, N. Silva, W. Moura, C. Carvalhinho. “Quantification and
speciation of mercury in streams and rivers sediment samples from
Paracatu, MG, Brazil, using a direct mercury analyzer®”, Microchemical
Journal, Vol. 140, 2018, Pp. 199-206. DOI:
https://doi.org/10.1016/j.microc.2018.04.006.
Edier Humberto Pérez: Químico,
Magister y Doctor en Ciencias Químicas
de la Universidad del Valle. Profesor
titular de la Universidad del Cauca,
adscrito al Departamento de Química.
Implementó y desarrolló el área de
química analítica aplicada a estudios
ambientales y creó el grupo de
investigación en Química Ambiental, vigente en esta institución
universitaria. Cuenta con publicaciones a nivel nacional e
internacional. Miembro active de la Sociedad Colombiana de
Ciencias del Suelo y desde 2004 editor de la revista Suelos
Ecuatoriales. Asimismo, es professor del Doctorado en
Ciencias Ambientales y director del grupo de Investigación
Agroquímica de la Universidad del Cauca.
ORCID: http://orcid.org/0000-0002-4169-0082
Rodrigo Andrés Sarria Villa:
Investigador del Grupo de Investigación en
Química Analítica Ambiental y el grupo
Agroquímica de la Universidad del Cauca y
Profesor Ocasional tiempo completo del
Departamento de Química de la
Universidad del Cauca, Popayán,
Colombia. Químico de la Universidad del
Cauca, Popayán, Colombia. Maestría en
Ciencias Químicas de la Universidad del Valle, Cali, Colombia
y Doctor en Ciencias Químicas de la Universidad del Valle,
Cali, Colombia, cuenta con 6 años de experiencia como
docente, 10 años de experiencia como investigador y es
miembro de la sociedad ambiental SETAC. Sus áreas de interés
son: Química ambiental, toxicología y recursos renovables.
ORCID: https://orcid.org/0000-0003-1295-7865.
Fabian Andrés Muñoz Perdomo:
Químico recientemente egresado de la
Universidad del Cauca. Integrante del grupo
Agroquímica. Le interesan temas de
investigación en el campo de la agroquímica
y química ambiental.
ORCID: N.A