1. 1
ESTUDIO DEL COMPORTAMIENTO DE LOS METALES EN EL
MATERIAL EN SUSPENSION DE LAS AGUAS SUPERFICIALES
DEL RIO MANZANARES, VENEZUELA.
William Senior1, Aristidez Marquez2, Gregorio Martinez1
1
Departamento de Oceanografia, Instituto Oceanografico de Venezuela, Universidad de
Oriente (wsenior @raudo.udo.edu.ve), 6101, Cumana, Venezuela.
2
Instituto Limnologico de Venezuela, Universidad de Oriente. Caicara del Orinoco,
Estado Bolivar.
RESUMEN
Se investigó la distribución y evolución de los metales pesados (Fe, Mn, Cd, Zn, Pb, Cu,
Ni y Cr) en el material en suspensión de las aguas superficiales del río Manzanares, Edo.
Sucre, Venezuela, se realizó un plan de monitoreo mensual comprendido entre los meses
de febrero y noviembre de 1995. Para este fin, se fijaron un total de veintidós estaciones
en la cuenca baja del ecosistema, las cuales cubrieron un gradiente salino entre el agua
dulce y las 36 unidades de salinidad. Durante todos los muestreos se realizaron
determinaciones de los parámetros fisicoquimicos (temperatura, salinidad, oxígeno
disuelto, pH amonio, metales pesados y material en suspensión). Los resultados
obtenidos indican que la temperatura presentó un comportamiento relacionado con la
época del año, dominados por los periodos de insolación y surgéncia costera. Los
valores de oxígeno disuelto y pH mostraron sus mínimos en el extremo fluvial del
ecosistema, y el amonio por el contrario sus máximos en esta misma zona, debido a los
procesos de degradación de la materia orgánica y al cambio de la fuerza iónica
provocada por la mezcla de las aguas dulces con las aguas marinas. Los metales en la
fracción suspendida exhibieron un comportamiento no conservativo, con remoción a
bajas salinidades, lo cual es asociado a los procesos floculación y/o precipitación de las
partículas en suspensión debido a los cambios de pH y la fuerza iónica que ocurren en
los primeros inicios de la mezcla de las aguas dulces con las marinas. Las
concentraciones de metales en suspensión, al igual que el material en suspensión, se
incrementaron desde la época de sequía hasta el período de lluvia, existiendo así mismo,
gran correlación entre los elementos mencionados y estos compuestos suspendidos, esto
estaría indicando, que los metales son introducidos en casi su totalidad al ecosistema
estudiado en forma suspendida. Las concentraciones de metales en esta fase fueron
mayores que las de la fracción disuelta, observándose la ausencia de los elementos Cr,

2. 2
Pb y Cd disueltos, sin embargo se observó la presencia de los elementos Mn, Fe, Ni, Cu
y Zn en esta fase, siendo así mismo, mayores las concentraciones en el extremo fluvial y
en los primeros meses del año, posiblemente debido a los procesos de desorción desde el
material suspendido debido a la descomposición de la materia orgánica suspendida o por
los procesos de liberación y difusión desde los sedimentos de fondo, que se favorecen
por el mayor tiempo de residencia de las aguas y las mayores temperaturas. Igualmente
las concentraciones de metales encontradas en este estudio violan las normas nacionales
establecidas para aguas de consumo humano, hecho que pone de manifiesto el peligro
para la salud de las personas que se encuentran acentuadas a las márgenes de la
desembocadura del río.
INTRODUCCIÓN
En los años recientes las investigaciones sobre el estudio de los metales pesados en los
ecosistemas acuáticos, han sido de gran interés, debido a la preocupación de proteger el
medio ambiente y a causa del papel que algunos de estos elementos juegan en los seres
vivos. En la actualidad, existe la imperiosa necesidad de profundizar las investigaciones
que permitan conocer el origen y destino de estos elementos para así poder determinar y
cuantificar los efectos ecotoxicológicos que tienen sobre toda la biota que habita en
estos medios (Morse et al., 1993; Rainbow, 1993; Rainbow; 1995).
Existe una amplia gama de productos derivados de las actividades humanas, que una vez
vertidos a los ríos, costas y estuarios, causan alteraciones ecológicas especificas, tal es el
caso de los metales pesados. Al respecto, el Grupo de Expertos Sobre Aspectos
Científicos de Contaminación Marina (GESAMP) advierte la imperativa y urgente
necesidad de crear programas de monitoreos continuos en los ríos, estuarios y zonas
costeras, para obtener información que permita diseñar planes de control, ordenación,
manejo y uso de esos cuerpos de aguas (Taylor, 1993; Rees, 1993; David & Phillips,
1995; León.,1995; Rainbow, 1995; Salinas et al.,1996); de igual manera, el Comité Para
la Investigación de la Contaminación en Ambientes Marinos (GIPME) y la Comisión
Intergubernamental de Oceanografía (C.I.O), han establecido esta prioridad en los
océanos abiertos (Landing et al., 1995).

3. 3
De gran interés en estos ambientes, es el estudio de los metales pesados puesto que en
comparación con otros contaminantes, no son biodegradables y sufren un ciclo
ecológico global en el cual las aguas naturales son las principales vías (Hardstedt &
Laumond, 1980; Tam & Wong, 1995), siendo críticos los efectos negativos que ellos
ejercen, debido a la toxicidad y acumulación en la biota acuática y en la población
humana, cuando se encuentran en concentraciones superiores a los niveles
reglamentados (Morse et al., 1993; Rainbow, 1993; Rainbow, 1995).
La presencia de trazas metálicas en sistemas acuáticos naturales, es originada por las
interacciones entre el agua, sedimentos y la atmósfera con los cuales el agua está en
contacto. Las concentraciones de metales pesados en el agua fluctúan como resultado de
las fuerzas hidrodinámica naturales, biológicas y químicas. El hombre a través de la
industrialización y desarrollo tecnológico, ha acelerado, quizás sin darse cuenta, la
capacidad de alterar esas interacciones, por el extenso uso y variedad de las aguas. La
reactividad de estos elementos en estos medios y su impacto en la vida acuática varía de
acuerdo a la especiación del metal. La mayor importancia en cuanto a esto, es la
habilidad para asociarse con otros componentes disueltos y suspendidos en el sistema,
así como, las asociaciones con los compuestos orgánicos presentes en el agua.
Muchas de estas especies orgánicas, ya sean originadas desde los procesos naturales,
como la descomposición de vegetales o resultado de la contaminación a través de las
descargas de fuentes municipales e industriales, tienen gran afinidad de enlazarse a los
metales, un fenómeno que podría naturalmente alterar la actividad de ellos en los
ambientes acuáticos (Singel, 1973; David & Phillips, 1995; Pereira et al., 1995;
Rainbow, 1995; Salinas et al., 1996; Schneider & Davey, 1995; Song & Muller; 1995;
Tam & Wong, 1995; Yeats et al., 1995; Zhang, 1995).
En los sistemas estuarinos y costeros se ha incrementado la acumulación de metales
pesados como consecuencia de la agricultura, actividades humanas y el acelerado
crecimiento demográfico, los cuales favorecen las descargas hacia la atmósfera, suelos y

4. 4
aguas, constituyendo de esta forma, reservorios de elementos disueltos y suspendidos,
acelerados por efectos de la biota y los mecanismos in situ que allí ocurren (Adriano,
1986; Sadid, 1992, David & Phillips , 1995; Zhang, 1995).
Zhang et al. (1992), Davis (1993),Yeats (1993); Zhang ( 1995) y Elbaz-Poulichet et al.
(1996), sostienen que los ríos son los principales vehículos de transporte de los
elementos metálicos hacia el ambiente marino, aunque las deposiciones atmosféricas en
cierto modo contribuyen con un flujo de ellos en forma de partículas hacia las cuencas
lacustres y ríos. Una vez dentro del sistema la distribución de ellos va a depender de los
procesos estuarinos que los controlan (Elbaz-poulichet et al., 1991); tales como
floculación geoquímica, adsorción y desorción de las partículas en suspensión y los
procesos biológicos de asimilación, bioturbación, diagénesis, bioacumulación además de
otros parámetros y condiciones físico-químicas tales como :pH, temperatura, contenido
de oxigeno disuelto, salinidad, fuerza iónica, condiciones redox, mezclado de las aguas y
las interacciones de las mismas con los minerales (Bilinski et al., 1991; Brian &
Langston, 1992).
El transporte a los estuarios de los elementos metálicos se efectúa a través de cada uno
de los siguientes mecanismos: asociaciones inorgánicas, especies iónicas disueltas,
complejación con moléculas orgánicas disueltas, adsorción, precipitación y
coprecipitación sobre el material suspendido, incorporaciones en materiales biológicos y
estructuras cristalinas. De igual manera, las reacciones en las cuales pueda participar el
elemento juegan un papel importantísimo en el comportamiento dentro del estuario
debido, a que pueden ocurrir procesos de movilización, remoción, diagénesis, difusión y
reciclación en la columna de agua y en algunos sedimentos, disminuyendo las
concentraciones de ellos en una fase e incrementándolas en la otra (Miskiewicz &
Gibbs, 1994; Cheevaporn et al., 1995; Schneider & Davey 1995; Schneider & Davey
1995).
El comportamiento y distribución de los metales pesados no son tan fáciles de entender,
puesto que la conducta de ellos varía de un estuario a otro (Zhang, 1995; Elbaz-

5. 5
Poulichet et al., 1996). Esto es debido al fuerte gradiente en la composición química del
agua, variabilidad en las concentraciones en el material en suspensión y a los complejos
procesos hidrodinámicos (León, 1995), así mismo, Balls et.al. (1994) señalan que los
ciclos de las mareas influyen en la repartición y proceder de estos elementos en dichos
medios.
En estudios anteriores, se han puesto de manifiesto las divergencias en el
comportamiento de algunos metales entre un estuario y otro, así como, las condiciones
y características que contribuyen a dicha conducta (GESAM, 1987, Elbaz-Poulichet et
al., 1996). Investigaciones realizadas por Frenet (1981), Frenet & Mougani (1982) en el
estuario de La Loire (Francia) sugieren que las concentraciones, comportamiento y
distribuciones de los metales pesados están en función de los parámetros hidrodinámicos
del estuario, de la granulometria, niveles de carbonato de calcio, composición
mineralógica y contenido de materia orgánica en el sedimento.
Bewers & Yeats (1983) señalaron en sus estudios, que el hierro disuelto presenta un
comportamiento no conservativo en todos los estuarios debido a la remoción a bajas
salinidades causados por los mecanismos de floculación de la mezcla de óxido de hierro
y/o materia orgánica coloidal de origen fluvial. El manganeso fue reportado
conservativo por Bender et al. (1977) en el estuario del río Newport (U.S.A), pero no
conservativo en Bristol Channel por Addullah & Royle en 1974.
Un cuadro confuso presenta otros metales; distribuciones conservativas de Cu y Zn han
sido observadas en el estuario de Tamar por Morris et al. (1978) y por Boyle et al. (1982
) en el Amazonas, así como, por Shiller & Boyle (1991) en el estuario del río Mississipi,
pero no conservativas han sido reportadas en otros pequeños estuarios (Windom et al.,
1983). Wilke & Dayal (1982), encontraron que el Fe, Mn y Si en el estuario del río
Peconic (New York), afectan los ciclos y transporte de otros metales tales como Co, Cu,
Ni, y Cd. Boyle et al. (1982) reportaron conservatividad en la pluma del río Amazonas
para el Cu y Zn. Martin & Windon (1990), han sugerido un comportamiento
conservativo para el plomo, pero comportamiento contrario se ha encontrado en el

6. 6
sistema del río Gota (Danielsson et al., 1983), en Gironde (Elbaz-Poulichet et al., 1984 ),
Savannah (Windon et al., 1985), Bang PaKong (Windon et al., 1988).
Brent & Landing (1992) reportaron que los factores físicoquímicos pH y salinidad
controlan la evolución de elementos como Fe, Ni, Mn y Zn. Sin embargo Shumilin et al.
(1993) indicaron que la disponibilidad bajo condiciones óxicas del Pb y Co , esta
afectada por los procesos de adsorción y desorción. Windom et al. (1991) estudiaron el
comportamiento de los metales pesados Cu, Cd y Zn en los estuarios de Medway
(Canadá), Savannah (U.S.A) y Maeklong (Tailandia), encontrando influencia de los
procesos biológicos en el comportamiento tipo nutriente que ellos presentan, poniendo
en evidencia la gran relación entre estas evoluciones y dichos elementos. Estudios
realizados por Sigg (1986) en fitoplancton y en donde se reportó la presencia de metales
en su composición fisiológica, la cual corresponde a la estequiometría ( CH2O )113
(NH3)15 ( H3PO4 ) Zn 0.60 Cu 0.008 Pb 0.004 Cd 0.00005, refleja la actividad fisiológica y la
posible remoción del Cu y Zn de la columna de agua, como elementos esenciales para la
biota (Song & Müller, 1995).
Estudios más recientes expresan un comportamiento no conservativo en el Zn, Pb y Cu
en el disuelto y suspendido en la bahía de Galveston y es asociada a la formación de
hidróxidos y complejos solubles y a la resuspensión de los sedimentos de fondo,
partición entre la fase sólida y liquida (Morse et al., 1993). Landing et al. (1995)
reportaron de igual manera un comportamiento tipo nutriente para el Co y
conservatividad para el Cu y Cd en el Océano Atlántico. Zhang (1995), encontró que los
elementos Co, Cu, Pb y Zn en fase disuelta pueden ser conservativos o cuasi
conservativos en los estuarios chinos Changjiany, Minjian y Jiulongjiany pero no
conservativos en Huanghe. Similarmente Elbaz-Poulichet et al. (1996), informaron sobre
la conducta conservativa del Cd, Cu, Ni y Pb en el estuario del río Rhöne (Francia).
Estudios realizados en el río Manzanares por Hurtado (1986) arrojaron un
comportamiento no conservativo en la fracción suspendida para el Mn, Fe, Cr, Zn, Cd,
Cu. Señala Hurtado, que en el mismo estudio, fue encontrado un comportamiento

7. 7
conservativo en los elementos Cd, Cu y Zn y no conservativos para el Mn, Cr y Fe en la
fase soluble. En estudios efectuados por León (1995), se consiguió de igual manera en el
Manzanares, un comportamiento no conservativo para el Cu, Zn, Mn, Fe, Cr, Pb, Ni y
Cd total, presentando remociones a bajas salinidades, esto se atribuyo a la floculación
geoquímica debido a los cambios de pH y fuerza iónica que ocurren en la zona de
mezcla.
El río Manzanares constituye un cuerpo de agua muy importante en la región Nor-
Oriental del país; hasta la actualidad se han realizado diferentes estudios en el
mencionado cuerpo fluvial, que hacen énfasis en la geología (Maloney, 1966), material
orgánico e inorgánico (Alvarado, 1976; Senior y Godoy, 1991), demanda química de
oxigeno (D.Q.O), demanda biológica de oxigeno (D.B.O) , bacteriología (Aguilera De
Léon y Rojas 1976; Fernández, 1984; Godoy, 1991, Iabichella,1993), sedimentos
(Krishna et al., 1987), contaminación y muerte de peces (López y Fernandez , 1966),
variabilidad de concentraciones y flujo de nitrógeno y fósforo (Alvarado 1976, 1979).
Sin embargo, existe una necesidad de seguir aumentando las investigaciones sobre el
comportamiento y distribución de metales pesados, ya que, son muy pocos los trabajos
que se encuentran hasta el presente relacionados con dichos elementos. León. (1995)
trabajo sobre este aspecto en metales totales, Krishna et al. (1987) en sedimentos
superficiales y Hurtado (1986) evalúo los elementos Fe, Zn, Mn, Cr, Cu y Cd disueltos,
en suspensión y en sedimentos pero solo en dos muestreos y en quince estaciones.
Estudios recientes ponen en evidencia una alteración de la calidad de las aguas de este
río en su cuenca baja desde Cumanacoa hasta su desembocadura, como consecuencia del
desarrollo de las actividades industriales, agrícolas y antropogénicas, generando un
progresivo aumento en los niveles de materia orgánica, organismos coliformes y metales
pesados en las aguas costeras de Cumaná (Senior y Godoy, 1991; Iabichella, 1993;
León, 1995), hecho que pone de manifiesto la necesidad de un monitoreo continuo de
sus aguas (Senior y Godoy, 1991; Senior, 1994; León, 1995).

8. 8
En vista de todo esto y con el propósito de establecer una línea base con respecto a la
concentración, distribución y evolución de dichos elementos en las fracciones disueltas
y en la suspendida en la cuenca baja y pluma del río Manzanares que permitan aportar
información actual sobre la calidad de su agua, parte de la cual es usada para el consumo
humano y en actividades domésticas en la ciudad de Cumaná, Islas de Margarita y
Coche, se realizó este estudio y se propusieron los siguientes objetivos.
Los objetivos de esta investigación fueron: Como objetivo general, determinar los
procesos que gobiernan la distribución y comportamiento de los metales pesados (Cd,
Cu, Ni, Zn, Fe, Mn, Cr y Pb) en fase disuelta y suspendida en las aguas superficiales del
río Manzanares. Como objetivos específicos: Determinar los niveles de concentración de
estos elementos en las fracciones disuelta y en suspensión en el área de estudio, Evaluar
la variabilidad temporal de los parámetros físicoquímicos (pH, temperatura, salinidad y
oxigeno disuelto), estudiar las interrelaciones entre los diferentes parámetros analizados,
examinar las influencias de las propiedades físico-químicas sobre los metales disueltos y
en suspensión y por ultimo, aportar información sobre la calidad ambiental actual de las
aguas de la cuenca baja del río Manzanares de forma que permita proponer un plan de
recuperación, si los resultados obtenidos fueran superiores a los limites permitidos por
los organismos competentes.
METODOLOGÍA
ÁREA DE ESTUDIO
El río Manzanares con sus afluentes constituye una cuenca aislada, perteneciente a la
gran cuenca del Caribe (figura 1). Nace en el cerro Turimiqire a una altura superior a
2000 m sobre el nivel del mar y desemboca en la entrada del Golfo de Cariaco,
ejerciendo una gran influencia hacia el lado oeste de la costa de Cumaná, la cual se
encuentra ubicada entre los 64º 24' latitud Norte, 64º 10' longitud Oeste y los 10º 30'
latitud Norte y 64º 20' longitud Oeste. Su hoya hidrógrafica cubre una extensión
aproximada de 165.210 hectáreas.

9. 9
Este cuerpo fluvial de gran importancia en la región Nor-Oriental del país, recibe por su
margen derecho 9 ríos, 13 riachuelos y quebradas y por el izquierdo 14 ríos principales y
6 secundarios (Senior, 1994). El aporte anual de su escorrentia se estima en 600 millones
de m3, la cual se reparte entre la zona del aliviadero, sector donde se produce una gran
sedimentación y su desembocadura original, pero en los últimos años (1980-1991), se ha
incrementado en más de un 20% (770.689 x 106 m3; (Aguilera,1976; Alvarado, 1976;
Senior, 1994; León 1995 ).
Las descargas del río Manzanares, originan una pluma laminar cuyos límites forman un
sistema semejante a un frente. La pluma se dirige hacia el sur oeste como consecuencia
de la intensidad de los vientos alisios predominantes. Desde el Distrito Montes, en
Cumanacoa el mencionado río recibe las descargas de desechos químicos del central
azucarero y de las aguas domesticas de la región que son vertidas al río Guasdua,
afluente del Manzanares. Por otra parte, en su cuenca alta de han desarrollado una serie
de talas y quemas indiscriminadas, prácticas agrícolas inadecuadas que causan erosión y
disminución progresiva del caudal del río en épocas de sequía (Senior, 1994; León.,
1995).
Cerca de su desembocadura cerca de recibe las descargas industriales de una
procesadora de pescado y los desechos sólidos y líquidos del Mercado Municipal. De
igual manera se encuentran ubicados a su alrededor una estación de servicios, un
astillero naval, una planta de hielo que utiliza amoniaco para el proceso de refrigeración
y una serie de ranchos que podrían constituir una fuente potencial de incrementos de
metales pesados hacia las aguas del río.

10. 10
Figura 1. Cuenca hidrógrafica del río Manzanares.
DISEÑO DEL MUESTREO
El presente trabajo se realizó en muestras de aguas superficiales del río Manzanares que
fueron recolectadas mediante un plan de monitoreo comprendido en el período entre los
meses de febrero a noviembre del año 1995.
Las muestras se recolectaron mediante la utilización de un envase plástico de 20 litros
de capacidad para asegurar que las muestras destinadas a evaluar los diferentes
parámetros pertenecieran a la misma parcela de agua y así tener una uniformidad en
todas las muestras, estas tomas se hicieron en 22 estaciones diferentes y mediante una
embarcación tipo peñero perteneciente al Instituto Oceanográfico de Venezuela;
siguiendo el gradiente salino; comenzando desde 0 unidades de salinidad, en el puente
Raúl Leoni, sector Las Palomas, hasta alcanzar salinidades superiores a 36 (figura 2).

11. 11
Figura 2. Área especifica de estudio y estaciones fijas
Para el análisis de los metales, las muestras fueron recolectadas en envases de
poliestireno previamente lavados con ácido nítrico y agua desionizada según la
recomendación de método descrito por el Standard Methods Examination of Water and
Wastewater (Greenber , 1992). Posteriormente fueron conservadas a pH menores a 2 y
en un congelador - 4 °C para evitar la precipitación, la adsorción y prevenir cambios
en el volumen por evaporación.

12. 12
ANÁLISIS DE METALES EN EL MATERIAL EN SUSPENSION
Los metales de la fracción suspendida, fueron determinados según el método descrito
por el Standard Methods Examination of Water and Wastewater (Greenber,1992). Las
muestras de aguas recolectadas se filtraron inmediatamente en el laboratorio en un
equipo Millipore utilizando membranas de celulosa tipo HA con poros de 0,45µm de
diámetro, los cuales fueron previamente lavados con una solución de ácido clorhídrico
diluido y agua desionizada, luego secados en una estufa. El material suspendido
retenido, posteriormente se lavó con agua desionizada, y se secó en una estufa a 80 °C
durante 24 horas.
La fracción en suspensión retenida en el filtro se colocó en un enlermeyer de 125 ml y se
sometió a digestión con 3 ml de ácido nítrico concentrado, en una plancha de
calentamiento, impidiendo la ebullición (aproximadamente 80 ºC), posteriormente se
adicionaron 3 ml de HNO3 más, se incrementó la temperatura, hasta completar la
digestión. Luego se enfrío la muestra, se añadieron 2 ml de ácido clorhídrico en solución
acuosa en proporción de 1:1, y se calentó nuevamente por un período adicional, hasta
permitir que toda la materia orgánica fuera oxidada.
Las muestras se dejaron en reposo, se filtraron en frío en papel de filtro Whatmann # 42,
se enrrasaron a 25 ml en matraces aforados y se midieron en un espectrofotómetro de
absorción atómica Perkin Elmer modelo 3110, en una llama de aire-acetileno en las
respectivas longitudes de onda de cada metal (Manual guía de uso de la corporación
Perkin Elmer, 1992). Los blancos recibieron el mismo tratamiento que las muestras.

13. 13
REPRODUCIBILIDAD DE LOS MÉTODOS DE ANÁLISIS DE METALES
PESADOS EN LAS DOS FRACCIONES.
En vista que los resultados encontrados en esta investigación para algunos metales y en
especial para el hierro, fueron muy superiores en la fracción suspendida a los reportados
por León en 1995 (16,30 µ mol/l Fe) en el mismo río y en aguas sin filtrar, se efectuaron
análisis en dos muestras de agua con cinco replicas. El objetivo fue determinar las
concentraciones en fase pariculada y disuelta y compararlo con las concentraciones
obtenidas haciendo el ensayo con la muestra sin filtrar.
Tabla 1. Reproducibilidad y precisión de los métodos de análisis utilizados en la
determinación de los metales pesados en las fracciones disueltas y suspendidas.
Muestra Fe Mn Zn Cr Cd Pb Cu Ni
METALES EN SUSPENSION (µ mol / l )
1 72,6510 0,9199 0,1938 0,0433 0,0251 0,0552 0,0511 0,0937
1 72,6631 0,9283 0,1930 0,0433 0,0251 0,0554 0,0511 0,0937
1 72,6410 0,9206 0,1929 0,0420 0,0240 0,0556 0,0520 0,0930
1 72,6662 0,9230 0,1923 0,0421 0,0261 0,0555 0,0518 0,0927
1 72,6931 0,9240 0,1936 0,0430 0,0256 0,0551 0,0520 0,0923
Promedi 72,6630 0,9231 0,1931 0,0427 0,0251 0,0553 0,0516 0,0931
o
DS 0,01960 0,0033 0,0006 0,0006 0,0008 0,0002 0,0005 0,0018
Precisió 0,01840 0,0195 0,2382 1,2115 1,0992 0,0047 0,7752 0,5370
n

14. 14
HIERRO EN SUSPENSION
Los resultados de esta investigación se muestran en la figura 4. Las concentraciones de
hierro suspendido son superiores a las reportadas por León (1995) para hierro total en
este mismo río (16,30 µ mol/l). Variaron entre 8,82 y 122,67µ mol/l en el extremo
fluvial entre los meses de febrero a junio, para luego incrementarse en el periodo de
lluvia a valores comprendidos en un rango de 75,68 y 405,29µ mol/l, obteniéndose sus
máximos en el mes de agosto. Como se puede apreciar, los aportes de hierro se
incrementan en los periodos de mayor gasto del río, ya que este elemento suele aumentar
en la época de mayor pluviosidad en los sistemas estuarinos bajo la influencia de los ríos
(Wells & Mayer, 1991) por estar asociado preferencialmente al material en suspensióno
que se encuentra en suspensión, como lo demuestra la relación positiva altamente
significativa con el material en suspensión durante todo el estudio (figura 5 ).
De igual manera la figura 4 muestra un comportamiento no conservativo con remociones
a bajas salinidades, con excepción del mes de agosto en donde tuvo un comportamiento
cuasi-conservativo, lo cual refleja el mezclamiento casi total de las aguas del río con las
del mar.
Las remociones variaron entre 12 y 53 % en la época de sequía y 15 a 67 % en la de
lluvia. Remociones entre 60-70% en época de sequía y menores de 40 % en la de lluvia
fueron reportadas por León (1995) en el mismo río para el hierro total. Martin et al
(1990) observó incrementos del Fe en los revestimientos de las partículas de arcillas en
el estuario Gironde (Francia), atribuyendo esto a la túrbidez máxima en el estuario y a la
asociación del metal con compuestos orgánicos y partículas de arcilla que floculan a
salinidades entre 6 y 8. Coonley et al. (1971) encontraron remoción del hierro a bajas
salinidades en el estuario del río Mullica y Bay Great (New Jersey ) debidos a cambios
en el pH e incremento de la salinidad. Duinker & Nolting (1978) indicaron que el hierro
fue removido del río Rhine en un porcentaje de 94 %. Por otra parte; Hart & Davis,
1981 reportaron perdidas de hierro de 50% a salinidades entre 0 y 2 psu en el río Yarrah

15. 15
(Australia) debido a que este elemento se encontraba ligado a complejos húmicos y al
material en suspensión, produciéndose la floculación del mismo debido a pequeños
cambios del pH y de la fuerza iónica.
Martin et al. (1993) indicaron que la remoción del hierro a bajas salinidades ocurre por
la floculación y precipitación de los oxihidróxidos coloidales por cambios en el pH y la
fuerza iónica. Igualmente las cantidades de este elemento siempre fueron mayor en el
extremo fluvial, indicando que el manzanares por su drenaje, constituye la principal
fuente de este metal al ecosistema estudiado, Zhang (1995), señaló que las trazas de
metales pueden enrriquecerse por reacciones químicas y por procesos biológicos.
El comportamiento del hierro en forma de partícula está asociado al pH, sugiriendo que
los procesos de desorción, floculación o formación de coloides tienen influencia en los
procesos de precipitación a pH mayores de 8, puesto que a valores menores el
permanece en solución (fig. 6). En otros escenarios, por ejemplo, en el río Jiulugjiang y
Changjian el hierro en suspensión es removido a salinidades menores a 20,
atribuyéndose esto a la floculación coloidal, manteniendose conservativo a altas
salinidades (Zhang,1995).
450
febrero
400 marzo
abril
350 junio
agosto
300
Hierro (µM)
250
200
150
100
50
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad

16. 16
Figura. 4. Relación entre el hierro suspendido y la salinidad en las aguas superficiales
del río Manzanares en los meses de febrero, marzo, abril, junio y agosto del año 1995.
450
febrero
400 marzo
abril
350 junio
agosto
300
Hierro part (µM)
250
200
150
100
50
0
0 200 400 600 800 1000 1200
MES (mg/l)
Figura 5. Relación entre el hierro en suspensión y el material en suspensión en las aguas
superficiales del río Manzanares durante los meses de febrero, marzo, abril, junio y
agosto del año 1995.

17. 17
450
febrero
400
marzo
abril
350 junio
agosto
300
Hierro part. (µM)
250
200
150
100
50
0
6 6.5 7 7.5 8 8.5 9 9.5
pH
Figura 6. Efecto del pH sobre la concentración de hierro suspendido en las aguas
superficiales del río Manzanares durante el mes de agosto del año 1995
MANGANESO EN SUSPENSION
Los resultados de esta investigación se presentan el la figura 7. Este elemento presentó
comportamiento no-conservativo con remociones entre 14 - 67 % en la época de sequía
y 26 - 55 % en la de lluvia. León (1995) reportó remociones para el manganeso total en
esta misma área de estudio en un rango de 55-74 % en los meses de menor pluviosidad y
86-97 % en los meses de mayor lluviosidad. Los aportes del manganeso suspendido al
río variaron entre (0,14 y 1,80 µ mol/l) en la época de sequía y ( 1,01 y 5,55 µ mol/l ) en
el periodo de mayor caudal del río. Los menores valores en el extremo fluvial fueron
encontrados en el mes de febrero (0,14 µ mol/l), posteriormente hubo un aumento
paulatino en el mes de marzo, encontrándose el primer máximo en las concentraciones
(1,80 µ mol/l), para luego disminuir estas en los siguientes meses, hasta alcanzar sus
valores mayores en el mes de agosto (5,55 µ mol/l), coincidiendo con las
concentraciones máximas de hierro. En este mes el río arrastró una gran carga

18. 18
sedimentaria (880 mg/l) y es muy posible que haya transportado considerables
cantidades de manganeso, puesto que en ese mes hubo gran correlación positiva del
manganeso con el material en suspensión (figura 8) y con las concentraciones de hierro
en suspensión, lo cual esta indicando una gran asociación entre estos metales. Resultado
similar fue encontrado por León (1995) quien reportó alta correlación en los meses de
agosto y noviembre. Otras observaciones similares fueron encontradas por Carpenter et
al. (1975) y Gibbs (1977) en la bahía de Chesapeake y el río Amazonas respectivamente.
De igual manera la relación del Manganeso suspendido con la salinidad (figura 7),
indica que las concentraciones siempre fueron mayores en el extremo fluvial. La
remoción del manganeso es muy parecida a la del hierro en los primeros meses, sin
embargo en los meses de mayor caudal (agosto y noviembre), la remoción del
manganeso se hace mas significativa, si consideramos por ejemplo, el mes de agosto en
donde el hierro es casi conservativo y el manganeso presenta una gran remoción.
Duinker & Nolting, (1978), Morris & Bale (1979), señalaron que el manganeso es muy
reactivo en estos sistemas, por lo que es posible que el manganeso se haya oxidado por
la presencia de los aumentos de las cantidades de oxígeno, produciéndose la floculación
y precipitación del metal. Resultados similares fueron reportados por León (1995) para
el manganeso total en esta misma zona de estudio.
El comportamiento no-conservativo de el manganeso encontrado en este estudio, ha sido
reportado de igual forma en otros sistemas estuarinos. Graham et al. (1976) señalaron
que el comportamiento del manganeso está influenciado por las condiciones fisico-
químicas que prevalecen en cada estación del año. Morris & Bale (1979) indicaron que
la adsorción y coprecipitación de este elemento esta asociado al decrecimiento del pH,
aumento de las concentraciones de oxígeno disuelto y al incremento de la fuerza iónica.
Wollast et al. (1974), señalaron que el manganeso se encuentra en forma de óxidos, que
experimentan reducción cuando disminuyen las concentraciones de oxigeno disuelto y
decrece el pH. Wilke & Dayal (1982) reportaron un comportamiento no-conservativo
para el manganeso en el estuario del río Peconic debido a procesos de remoción a bajas

19. 19
salinidades. Evans et al. (1977) reportaron en el estuario del río Newport perdidas de
Manganeso a salinidades aproximadas de 15 psu y lo asociaron al incremento del
material en suspensióno. Baskaran & Santschi (1992) encontraron que las
resuspensiones de las partículas de fondo eran importantes en las concentraciones de
este metal en la fracción suspendida en la bahía de Galveston, de igual manera Morse et
al. (1993) indicaron que los vientos resuspenden un gran numero de partículas en esta
misma bahía, los cuales están enrriquecidas con el metal.
Las disminuciones del pH a bajas salinidades encontradas en este trabajo, es posible que
estén influyendo en la desorción del manganeso desde el material en suspensión; puesto
que la figura que relaciona al manganeso disuelto con el pH (figura 9), indica que a
valores de pH mayores de 8 comienza a desaparecer el elemento de la columna de agua.
6,0
5,5 febrero
5,0
marzo
abril
4,5
junio
4,0
agosto
Manganeso (µM)
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad

20. 20
Figura 7. Relación entre el Manganeso suspendido y la salinidad en las aguas
superficiales del río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a
noviembre (f ,g, h) del año 1995 (escala diferente para el mes de agosto).
6
febrero
marzo
5 abril
junio
agosto
4
Mn (µM)
3
2
1
0
6 6.5 7 7.5 8 8.5 9 9.5
pH
Figura 9 . Efecto del pH sobre la concentración de manganeso en suspensión en las
aguas superficiales del río Manzanares durante el mes de agosto de 1995

21. 21
6
febrero
marzo
5 abril
junio
agosto
4
Mn (µM)
3
2
1
0
0 200 400 600 800 1000 1200
MES (mg/l)
Figura 8. Relación entre el manganeso suspendido y el material en suspensión en las
aguas superficiales del río Manzanares durante el mes de agosto el año 1995.

22. 22
6
febrero
marzo
abril
5 junio
agosto
4
Mn (µM)
3
2
1
0
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
Fe (µM)
Figura 10. Relación entre el manganeso y el hierro en suspensión en las aguas
superficiales del río Manzanares durante el año 1995.
COBRE EN SUSPENSION
Los resultados de la investigación se muestran en las figura 11. La relación entre el
cobre disuelto y la salinidad (figura 11) indican un incremento en las concentraciones
desde el inicio de los muestreos. Los valores oscilaron entre 0,02 y 0,09 µ mol/l en el
periodo de febrero a junio y de 0,08 a 0,708 µ mol/l en los meses de mayor caudal del
río, alcanzándose el valor máximo en el mes de agosto. El Cobre suspendido presentó
una buena correlación con el material en suspensión (figura 12), lo que podría estar
indicando que el río es el principal medio de aporte de este metal al medio estuarino; al
efecto Moore & Ramamorthy (1984) señalaron que los ríos son principal medio de
aporte de este metal a los medios estuarinos. La figura 11 refleja un decrecimiento de las

23. 23
concentraciones con la salinidad, sin embargo, la variabilidad temporal en las cantidades
no fue muy marcada exceptuando los meses de febrero y agosto cuando se alcanzaron
los valores extremos (0,02 y 0.71 µ mol/l). La figura de igual manera muestra un
comportamiento no-conservativo con remociones a bajas salinidades, estas remociones
estuvieron en un rango de 9 - 40 % en la época de sequía y 15 -44 % en la de lluvia,
apreciándose aportes en la zona de mezcla entre 5 y 15 psu en algunos meses. León
(1995) reportó remociones entre 50-80 % en época se sequía y lluvia, asociando este
fenómeno a los cambios de pH que ocurren por las mezclas de aguas dulce con las
salinas. Los aportes son muy posible que se deban a aportes antropogénicos en la zona
de mezcla debido a las descargas de los desechos industriales y urbanos. Los porcentajes
de remoción del cobre no han sido reportado con mucha frecuencia en la literatura, sin
embargo, las apreciadas en este estudio son mayores que las reportadas por Bewers &
Yeats (1978) en el estuario de St. Lawrence.
Brewer & Yeats (1983) Señalaron que el comportamiento del cobre a en rango de
salinidades entre 0,1-10 psu, es marcadamente diferente en muchas regiones. Indican los
autores que este elemento en algunos estuarios , exhibe un mínimo a salinidades de 1
psu, antes de incrementarse a un máximo a salinidades de 10 psu y que este mínimo en
las distribuciones es debido a la adsorción o cambio en la especiación del elemento en
una forma que es analíticamente indetectable, tal como es el caso de los complejos
órgano metálicos.
En el estuario del río columbia se encontró que el Cu y el Zn fueron adicionados a bajas
y removidos a altas salinidades (Bewers & Yeats, 1983). Moore & Ramamorthy (1984),
Landing et al. (1992) y Schneider & Davey (1995) señalaron de igual manera, que el
cobre se encuentra en los sistemas estuarinos en forma de arseniatos, sulfuros, cloruros y
carbonatos, óxidos de hierro y complejos húmicos, lo que podría estar indicando que por
influencia del pH, este elemento haya podido ser removido desde el material en
suspensión (Elbaz-Poulichet et al., 1996), debido a la gran capacidad para formar

24. 24
complejos solubles; de hecho se puede apreciar que el Cu permanece en solución a pH
menores de 8 y desaparece a valores mayores (figura 13).
Aunque puede estar ocurriendo la desorción desde el material suspendido, la poca
variabilidad temporal de las concentraciones estarían indicando que la desorción no es el
único mecanismo que esta contribuyendo a la deposición del cobre; es muy posible que
las partículas coloidales de hierro y manganeso estén contribuyendo, puesto que este
metal tiene mucha asociación con estas formas químicas.
Comportamiento no-conservativo del cobre en suspensión han sido reportado por Hart
& Davis (1981) en el estuario del río Yarrah (Australia), atribuido a la coagulación y
precipitación de los complejos orgánicos del metal debido a los cambios de pH que
ocurren en la zona. Hurtado (1986) y León (1995) en el río Manzanares, Morse et al.
(1993) y Zhang (1995), en la bahía de Galveston y los estuarios de los grandes ríos
Chinos respectivamente, encontraron comportamiento similar para este elemento en la
fracción suspendida.

25. 25
0.8
febrero
0.7
marzo
abril
0.6
junio
agosto
0.5
Cobre (µM)
0.4
0.3
0.2
0.1
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad
Figura 11. Relación entre el cobre suspendido y la salinidad en las aguas superficiales
del río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a noviembre (f, g,
h) del año 1995 (escala diferente para el mes de agosto).

26. 26
0.8
febrero
marzo
0.7
abril
junio
0.6 agosto
0.5
Cu (µM)
0.4
0.3
0.2
0.1
0
6 6.5 7 7.5 8 8.5 9 9.5
pH
Figura 13. Efecto del pH sobre la concentración de cobre en suspensión en las aguas
superficiales del río Manzanares durante el mes de agosto de 1995
CINC SUSPENDIDO
Los resultados de esta investigación se presentan en la figura 14 , los aportes en la época
de menor gasto del río estuvieron entre 0,43 y 0,56 µ mol/l y 0,56 y 2,14 µ mol/l en los
meses de mayor caudal (agosto- noviembre). Se apreció poca variabilidad en casi todos
los meses del muestreo con excepción del mes de agosto cuando se alcanzaron los
máximos valores en las concentraciones 2,14 µ mol/l . No se aprecian grandes aportes en
la zona de mezcla, sin embargo, los diagramas Zn en suspensión-salinidad indican

27. 27
remociones a bajas salinidades, estas oscilaron entre 8 - 64 % en el periodo de sequía y
28 - 65 % en el de lluvia.
León (1995) reportó remociones para el zinc total en esta misma área de estudio en un
rango de 42-66 % en la época de sequía y 49-71 % en la de lluvia. Este comportamiento
posiblemente es debido a floculación geoquímica, con deposiciones en su totalidad a pH
mayores a 8 unidades. Esto estaría reflejando que al igual que los otros metales el pH
esta contribuyendo a la deposición, sin embargo a pH superiores a 8,5 (figura.15 ), se
observa que el Zn permanece en solución, debido a que el se hidroliza a pH mayores a 7,
formando compuestos coloidales de tipo Zn (OH)2 de gran estabilidad a pH mayores a
8 (Moore & Ramammorthy, 1984).
Hahne & Kroontje (1973) señalaron que, cantidades superiores a 160 mg de Zn2+/l en
forma de Zn (OH)2 pueden existir en solución en los estuarios. La influencia de los
óxidos coloidales de hierro, aluminio y manganeso podrían estar influyendo de igual
forma puesto que este metal presento correlación bastante significativa con el material
en suspensión (figura 36) y con el Fe y Mn suspendido (figura 17). Igualmente el río
transportó grandes cantidades de caolinita, en las cuales el Zn pudo estar adsorbido, ya
que es sabido que este metal esta presente en aguas naturales como resultado del
desgaste de las rocas y minerales (Greenber), 1992).
Grandes cantidades de Zn en suspensión es reportado por Morse et al., (1993) indicando
gran asociación con los finos granos del material transportado por el río, igualmente
Landing et al. (1995) indicó que grandes cantidades de Zn es enlazada en los óxidos de
hierro y manganeso. Comportamiento no conservativo de igual forma fueron reportados
por Hurtado (1986) y León (1995) en el río Manzanares y por Zhang (1995) en el
estuario Jiulongjiang (China). Sin embargo comportamiento contrario ha sido reportado
por Apte et al. (1990) en el estuario Severn (Inglaterra), señalando aportes en la zona de
mezcla a salinidades entre 0-15 psu, debido a los desechos industriales y domésticos.
Song & Müller (1995) indicaron que cantidades considerables de Zn son aportados a la
columna de agua en el río Neckar (Alemania) por la descomposición de la biomasa y

28. 28
que los máximos de este elemento junto con otros como el cobre son productos de la
descomposición del fitoplactón. Estas observaciones de igual forma ya habían sido
señaladas por Sigg en 1986.
2.5
febrero
marzo
2 abril
junio
agosto
1.5
Zn (µM)
1
0.5
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad
Figura 14. Relación entre el cinc suspendido y la salinidad en las aguas superficiales del
río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a noviembre (f, g, h)
del año 1995 (escala diferente para el mes de agosto).

29. 29
NÍQUEL EN SUSPENSION.
Los resultados se indican en la figura 16. Los aportes mensuales del río para el níquel
estuvieron por debajo de 0,2 µ mol/l durante todo el estudio, con excepción del mes de
agosto en donde se alcanzó el valor máximo de 0,71µ mol/l. La figura que relacionan al
níquel suspendido con la salinidad (figura 16) indica remociones a bajas salinidades, con
variaciones un tanto considerables durante el transcurso de la mezcla. Estas remociones
estuvieron en un rango de 11 - 58 % en el período de sequía y 10 - 79 % en el de lluvia.
Las concentraciones siempre fueron mayores en el extremo fluvial, observándose poca
variabilidad excepto, un aumento bastante progresivo en la distribución en el mes de
agosto, en donde el río arrastró mayor cantidad de material suspendido.
León (1995) reportó remociones para el níquel total en esta misma área de estudio en un
rango de 25-86 % en época de sequía y 50-86 % en la de lluvia. Las remociones
posiblemente están influenciadas por la floculación desde los óxidos de Fe y Mn puesto
que este metal puede adherirse a la superficie de los óxidos coloidales de estos dos
elementos (Moore & Ramammorthy, 1984). Estas observaciones se aprecian en este
estudio en la zona estuarina del río Manzanares y se confirman con los estudios de
Zhang (1995) quien señaló que el níquel manifiesta remoción desde el material en
suspensión desorción desde la fase sólida suspendida y desde los sedimentos de fondo,
debido a los procesos inorgánicos; estos resultados fueron reproducidos muy bien
posteriormente en el laboratorio. En este estudio de igual manera puede apreciarse la
alta correlación del níquel con el material en suspensión (figura 42). Morse et al. (1993)
de igual manera, reportó buena correlación del níquel en suspensióno con los óxidos de
hierro y la fracción fina de los granos suspendidos en la bahía de Galveston.
El níquel a diferencia de los otros metales evaluados tiende a ser casi conservativo en
algunos meses, presentando una alta correlación con la salinidad (febrero, r = 0,9059;
abril, r = 0,9532; septiembre, r = 0,8230 y noviembre, r= 0,9363), tal característica
puede ser debida a la poca labilidad que presenta este metal en los sistemas estuarinos
(Zhang, 1995), sin embargo el pH esta influyendo en la deposición del metal (figura 17).

30. 30
La gran remoción que se observa en el mes de agosto (figura 40 f ), posiblemente se
deba a los procesos de mezcla turbulenta que ocurren.
El comportamiento anormal del níquel es bastante complejo en muchos estuarios, debido
a que él participa en los procesos biogeoquímicos. En este estudio se encontró casi
conservativo en algunos meses, sin embargo Martin et al. (1990) reportaron
conservatividad para el níquel en el estuario del río Lena. El comportamiento no
conservativo del níquel ha sido reportado en el estuario Delaware (USA), debido a
floculación geoquímica y a procesos de desorción desde el sedimento a salinidades
entre 0-15 psu (Sharp et al., 1982; Apte et al. 1990). Igual señalamiento a sido revelado
por Elbaz-Poulichet et al. (1990). Windom et al. (1991) quienes encontraron que los
máximos de níquel registrados en los estuarios Medway y Maeklong durante el período
de menor gasto del río, se debió a liberación de este metal desde la materia orgánica
descompuesta. Zhang (1995) indicó que las concentraciones de níquel en el estuario
Jiulungjiang eran mas bajas en agua dulce que en la de mar, y que la distribución
presentó una desviación relativa de la línea teórica de dilución, hallándose
decrecimiento en las concentraciones del metal en los sedimentos suspendidos en la
zona de mezcla de las aguas dulces con las marinas, debido a los procesos de floculación
y precipitación.
Estudios mas recientes señalan, que el níquel puede ser liberado desde los sedimentos a
la columna de agua teniendo, asociaciones y perfiles con los nutrientes especialmente
fosfato y silicatos (Yeats et al., 1995). Así mismo, un comportamiento conservativo
debido a la desorción desde la superficie de los sólidos ha sido señalado para el níquel
por Elbaz-Poulichet et al. (1996) en el estuario del río Rhöne (Francia).

31. 31
0.8
0.7 febrero
marzo
abril
0.6
junio
agosto
0.5
Níquel (µM)
0.4
0.3
0.2
0.1
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad
Figura 18 . Relación entre el níquel suspendido y la salinidad superficial del río
Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a noviembre (f, g, h) del
año 1995 (escala diferente para el mes de agosto).
PLOMO EN SUSPENSION
Los resultados encontrados para el plomo en suspensión se muestran en la figura 21. Los
aportes de plomo en el río estuvieron entre 0,02 -0,1µ mol/l en los meses de menor gasto
del río (febrero-junio) y 0,04 -0,12 µ mol/l en los meses de mayor caudal del río,
encontrándose su máximo en el mes de agosto (0,12 µ mol/l). La relación entre el plomo
suspendido y salinidad (figura 21) reflejan comportamiento no-conservativo con
remociones a bajas salinidades en casi todos los muestreos y cuasi- conservativo en el
mes de agosto (r = 0,8716, n= 22). Estas remociones oscilaron en un rango de 10 - 78 %
en el período de sequía y 33 - 75 % en el de lluvia. León (1995), reporto remociones
para el plomo total en esta misma área de estudio en un rango de 17-40 % en el período
de sequía y 40 % para la de lluvia.

32. 32
Se aprecian de igual manera algunas variaciones en las concentraciones y aportes en la
zona de mezcla, como se observa en el mes de septiembre; sin embargo, a diferencia de
algunos de los otros metales evaluados, los aportes durante el período de mayor gasto
del río (agosto-noviembre), son casi iguales a los del período de menor flujo del río, lo
que estaría sugiriendo que el metal esta siendo introducido por una fuente diferente al
drenaje del río y que posiblemente la deposición de partículas sobre el material
suspendido, generadas por las actividades antropogénicas, tales como, la combustión de
la gasolina que genera especies como di,tri, y tetra alquil y tetra metil de plomo sean los
responsables (Landing et al., 1992, Sadid, 1992), debido a que el plomo está asociado en
adsorción con los óxidos de hierro, carbonatos y la fracción fina del material en
suspensión (Singer, 1973; Morse et al., 1993). Resultado parecido fue reportado por
DeGroot et al. (1976) quienes señalaron que el Pb se encontraba asociado al material
suspendido en grandes proporciones en el río Rhine (Alemania).
Las posibles causas de la remoción del elemento del material en suspensión puede
deberse a los procesos de floculación y /o precipitación, debido a los cambios de pH y la
fuerza iónica, puesto que este elemento es altamente reactivo en los medios estuarinos
(Balistetriery & Murray, 1984; Morse et al., 1993); pudiendo por otra parte haber
precipitado con los óxidos coloidales de hierro y manganeso. Sadid (1992) señaló que, el
plomo puede ser adsorbidos en la superficie de las partículas sólidas de los óxidos de
hierro y manganeso y que en la superficie agua de río-mar, tiende a precipitar debido a
los cambios de pH y la fuerza iónica; esto se confirma con la correlación altamente
significativa de el plomo con el manganeso y el hierro suspendido (figura 49 ).
Mcduffie et al. (1976) en el río Susquehanna (USA) y DeGroot et al. (1976) en el río
Rhine (Alemania) encontraron que el plomo estaba asociado al material en suspensión
en grandes proporciones. Hart & Davis (1981) señalaron que, en el estuario del río
yarrah (Australia) una parte del 45 % del plomo total es transportado asociado al
material en suspensión. En este estudio el plomo introducido al sistema estuarino del
Manzanares parece estar reflejando las observaciones echas por estos autores, puesto

33. 33
que, este metal fue detectado solo en la fracción suspendida (figura 23), presentando
gran correlación con el material en suspensión.
Los diagramas plomo en suspensión-pH revelaron de igual manera, que el elemento
permanece en solución a pH inferiores a 8 y comienza a desaparecer de la solución a pH
cercanos a 8 unidades. Desorciones entre 40-60 % de la concentración total del plomo
han sido reportadas por Zhang (1995) en el estuario Minjiang debido a los cambios de
pH de la solución.
El comportamiento de este metal no esta muy bien documentado en la literatura (Elbaz-
Poulichet et al., 1996), sin embargo algunas remociones han sido encontradas en el
estuario del río Gota (Danielsson et al., 1983), Gironde (Elbaz-Poulichet et al., 1984),
Savannah (Windom et al., 1985), Bang Pakog (Windom et al., 1988), la bahía de
Galvenston (Morse et al., 1993), estuario Jiulugjiang (Zhang, 1995) .Wallman (1992 b)
señaló así mismo, decrecimiento en la suspensión de las concentraciones de plomo en la
solución cuando las concentraciones alcanzan 10-8 M. Una cuasi-conservatividad
también ha sido señalada para este metal en el estuario Minjiang (Zhang, 1995).
Scoullos (1986) reportó no conservatividad del plomo en el Golfo de Elefsis (Grecia)
debido a la remoción de un 30 % del metal por los hidróxidos de hierro.
Salinas et al. (1995) reportaron elevadas concentraciones de plomo debido a la corrosión
de las tuberías de las aguas urbanas, Song & Müller (1995) indicaron que gran cantidad
del plomo encontrado en el río Neckar (Alemania), se debió a la descomposición de la
biomasa; Pereira et al. ( 1995) señalaron que valores de 0,47 y 0,49 mg/l se hallaron en
la columna de agua del río Basin (Portugal) por la resuspensión de los sedimentos
contaminados debido a los bajos valores de pH.
Las concentraciones de plomo encontradas en este estudio deben tenerse en
consideración, puesto que, este metal no cumple ninguna función biológica, y puede en
muy pequeñas concentraciones adsorberse en la superficie de algunas especies marinas
(Song & Müller, 1995), pudiendo causar al mismo tiempo problemas adversos a la biota

34. 34
acuática (Wong et al. 1978) y a la población de Cumaná, dada la gran capacidad para
crear problemas de retardo mental y desordenes metabólicos en los seres humanos,
especialmente en los niños (Nriagu, 1988; Silvany-Neto et al., 1989).
0.14
febrero
0.12 marzo
abril
junio
0.1
agosto
0.08
Plomo (µM)
0.06
0.04
0.02
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad
Figura. 22. Relación entre el plomo suspendido y la salinidad en las aguas superficiales
del río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a noviembre (f, g,
h) del año 1995.
CROMO SUSPENDIDO
Los resultados se indican en la figura 24. Los aportes de cromo oscilaron en un rango de
0,05-0,19 µ mol/l entre los meses de febrero a junio y 0,04 - 0,09 µ mol/l en los meses

35. 35
de mayor caudal del río (septiembre -noviembre). Como se puede apreciar en las figuras,
el Cr guardó un comportamiento diferente a lo que generalmente se aprecia para los
otros metales, es decir, los otros elementos presentaron aumento de las concentraciones
a mayor pluviosidad y caudal del río, el Cr sin embargo no incremento sus
concentraciones en este período. Estos decrecimientos del cromo durante la época de
mayor precipitación atmosférica son generados por los procesos de dilución. Como se
puede apreciar en la figura 25, se observa un comportamiento no -conservativo del metal
con remociones a bajas salinidades. Estas remociones oscilaron en un rango de 28 - 75
% en el período de sequía y 40 -56 % en el de lluvia, sin apreciarse aportes importantes
en la zona de mezcla. León (1995) reportó remociones de este elemento en esta misma
área de estudio en un rango de 33-80 % en la época de sequía y menores a 40 % en la de
lluvia.
El posible incremento en las concentraciones en los primeros meses del año pueden ser
debido a la acumulación de partículas que son vertidas al medio y que se acumulan por
el mayor tiempo de residencia de las aguas. El pH y los mecanismos de floculación y
precipitación son los principales factores que propician la deposición del Cr puesto que
se aprecia que el elemento permanece en solución a pH menores a 8, produciéndose la
precipitación a valores mayores, sin embargo no hay que descartar la posibilidad que
este elemento este precipitando junto con los óxidos de hierro y manganeso, ya que en
estos ambientes el cromo se encuentra adsorbido en sus dos formas, sobre la superficie
de estas dos especies mediante una fase inicial (reacción física), seguida de una
reacción química de penetración en el retículo cristalino de los óxidos de estos dos
elementos (Sadid, 1992).
La alta correlación encontrada entre el cromo con el material en suspensión y las
concentraciones de hierro y manganeso en suspensión (figuras. 52-53), esta sugiriendo
que, este elemento está siendo introducido al sistema estuarino del Manzanares en forma
de suspensión y posiblemente adsorbido a la superficie de los óxidos de hierro y

36. 36
manganeso, ya que este elemento no fue detectado por EAA con llama en la fase
disuelta.
Elbaz-Poulichet et al. (1996) encontró que las concentraciones de algunos metales como
el As, Cr, Ni y Pb tienden a estar inversamente relacionada con la descarga del río
Rhöne (Francia), y lo atribuyó a los mecanismos de dilución y a los impactos
antropogénicos. Morse et al. (1993) señalaron que el Cr exhibe una muy buena
correlación con la fracción fina y que la desorción ocurre por adsorción y desegregación
de coloides. La asociación a partículas reseñadas por estos autores y por otros como
Gibbs (1977) en el río Amazonas, Shuman & Dempsey (1977) en el río Iowa, parecen
confirmarse en este estudio puesto que, este metal presento muy buena correlación con
el material en suspensión (figura 52). Estudios más recientes confirman que este metal
esta asociado al carbono orgánico y a los óxidos de hierro y que es liberado desde ellos
debido a las condiciones de óxido-reducción (Landing et al.,1995, Schneider & Davey,
1995). Los resultados obtenidos en este estudio confirman el comportamiento no-
conservativo reportado por Hurtado (1986) y León (1995) en el río Manzanares.

37. 37
0.2
febrero
0.18
marzo
0.16 abril
junio
0.14 agosto
0.12
Cromo (µM)
0.1
0.08
0.06
0.04
0.02
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Salinidad
Figura 28. Relación entre el cromo en suspensión y la salinidad en las aguas
superficiales del río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a
noviembre (f, g, h) del año 1995.
CADMIO SUSPENDIDO
Los resultados de esta investigación se presentan el la figura 29. Los aportes del río de
este elemento oscilaron entre 0,004 - 0, 018µ mol/l en el período de sequía (febrero-
junio) y 0,025 - 0,028 µ mol/l en la etapa de mayor caudal del río. Desde el inicio de los
muestreos los valores tuvieron una gran fluctuación; en el período de menor gasto del río
las concentraciones de este elemento fueron muy bajas, e incluso llego a no detectarse,
sin embargo posteriormente con el inicio del período de lluvia, las concentraciones

38. 38
comenzaron a incrementarse hasta alcanzar valores máximos entre los meses agosto-
noviembre; esto posiblemente se debió al transporte del material en suspención
arrastrado por el río, lo cual es corroborado por buena correlación existente con el
material en suspensión en estos meses (figura 30).
Se pone en evidencia la existencia de remociones a bajas salinidades. Estas se hacen más
marcadas en los meses de mayor pluviosidad. La perdida o remoción de este metal
osciló en un rango de 18 - 60 % en la época de sequía y 30 - 51 % en la de lluvia. León
(1995) reportó remociones en un rango de 50-80 % para los periodos de lluvia y sequía
en esta misma área de estudio. De igual forma las distribuciones tienden a tener un
comportamiento conservativo de salinidades mayores a 5 psu. Las disminuciones en las
concentraciones del cadmio, al igual que los otros metales evaluados, posiblemente son
debidas a los procesos de floculación, desde los óxidos de hierro y manganeso debido a
los cambios de pH que ocurren en esta región del ecosistema estudiado, ya que este
elemento se encontró en su totalidad en el material en suspensión y en muchos estudios
ha sido asociado a los óxidos de hierro y a la fracción fina del suspendido (Sadid, 1992;
Morse et al., 1993; Zhang, 1995), aunque es asociado frecuentemente con los
compuestos de cinc (Sadid, 1992). En este estudio se encontró una buena correlación del
Cd con el Fe, Mn y Zn en suspensión (figuras 57-58 ), lo que corrobora las
observaciones hechas por estos autores. Estos resultados coinciden con las reseñas de
Song & Müller (1995) quienes señalaron que una gran cantidad de cadmio se encuentra
adherida a los óxidos de Fe y Mn en el río Neckar. En la figura 55 se aprecia que a pH
menores a 8 unidades el metal permanece en solución, mientras que a valores superiores
comienza la deposición del metal. Estudios recientes de desorción realizados por Elbaz-
Poulichet et al. (1996) señalan que el Cd es fijado en el material en suspensión por los
incrementos de la materia orgánica suspendida, de igual forma, Comans & Vandijk
(1988) reseñaron que la desorción de este metal se debería esperar debido a la
complejación con los sulfatos y cloruros y efectos de la fuerza iónica.

39. 39
Distintos comportamientos en otros lugares han sido reportados para este metal. No
conservatividad para este elemento fue reportada debido a procesos de floculación
geoquímica por Hart & Davis (1981) en el estuario del río Yarrah (Australia), Sharp et
al. (1982) en el estuario Delaware (USA) y Shiller & Boyle (1991) en el río Mississipi y
Zhang (1995) en los estuarios Jiunungjiang, Changjian y Minjiang (China) . Song &
Müller (1995) y Yeats et al. (1995) reportaron decrecimiento de las concentraciones con
la salinidad y perfiles de distribución tipo nutriente con asociación a los fosfatos
orgánicos, debido al ciclo biológico en el estuario del río Neckar y en el océano
Atlántico, respectivamente.
La presencia del Cd en las aguas del río Manzanares es preocupante debido a que este
metal es considerado como uno de los elementos más biotóxicos y más contaminantes
(Sadid, 1992) y porque, el ingreso antropogénico es considerado como la principal
fuente de contaminación en los ambientes acuáticos, lo cual estaría poniendo en
evidencia, el peligro para la vida de la biota presente en el río en los próximos años.

40. 40
0.035
febrero
marzo
0.03
abril
junio
0.025
agosto
Cadmio (µM)
0.02
0.015
0.01
0.005
0
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Salinidad
Figura 29. Relación entre el cromo suspendidoo y la salinidad en las aguas superficiales
del río Manzanares en los meses febrero a junio (a, b, c, d, e) y agosto a noviembre (f, g,
h) del año 1995.

41. 41
CONCLUSIONES
Las disminuciones de pH y oxigeno disuelto en los primeros inicios de la mezcla de las
aguas dulces con las salinas dependen en cierto modo de los procesos heterotróficos que
ocurren en esa zona, debido a que generan la descomposición de material orgánico
acumulado, sin embargo, el cambio de la fuerza iónica propiciado por la unión de los
dos tipos de agua contribuyen en forma muy significativa con las observaciones
encontradas en este estudio. Estas apreciaciones favorecen el deterioro de la calidad de
las aguas del río.
Los análisis de rayos X mostraron que el material en suspensión está constituido, entre
otros compuestos por caolinitas, carbonato de calcio y óxidos de silicio. Las
concentraciones de este material están en función del gasto del río y las remociones a
bajas salinidades que se observaron probablemente se deban a los procesos de
floculación geoquímica debido a los cambios de pH y la fuerza iónica.
Los metales presentaron sus mayores concentraciones en la fracción en suspensión,
observándose un aumento progresivo de estas en los meses de mayor precipitación
atmosférica, no siendo así para el cromo, cadmio y plomo lo que podría estar indicando
que estos metales están siendo introducido al ecosistema estudiado por actividades
generadas por el hombre. De igual manera la alta correlación lineal que presentaron los
metales con el material en suspensión, sugieren que las concentraciones de estos
elementos están asociados en su mayoría a las partículas suspendidas.
Las remociones a bajas salinidades apreciadas son debidas a los procesos de floculación,
adsorción a partículas sólidas y precipitación del material en suspensión al cual esta
asociado el metal.

42. 42
Los aportes de los elementos evaluados en las dos fracciones no son continuos, sin
embargo se observaron aportes en algunos meses para Cd, Cr y Pb, estos metales
podrían estar siendo introducidos desde fuentes provenientes del astillero y la bomba de
gasolina ubicados en los alrededores de la desembocadura, en donde dichos elementos
forman parte de las aleaciones (Pb, Cd y Cr), y de los compuestos antidetonantes de la
gasolina (Pb).
Los niveles en las concentraciones totales de Fe, Mn, Cd, Zn, Pb, Ni, Cr y Cu violan las
normas # 34.829 del 29-1-1992 establecidas por la Gaceta Oficial de la República de
Venezuela para aguas de consumo, esto podría estar afectando la estabilidad del
ecosistema poniendo en peligro la vida de la biota acuática y de la población acentuada
en los márgenes del río.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo contó con el financiamiento del Consejo de Investigación de la UDO,
Proyectos CI 5-1801-0693/94; CI -5-019-006921/94 y el Departamento de Oceanografía
mediante los fondos generados en la prestación de servicios, a través de FUNDAUDO.

43. 43
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