Artículo en PDF
Cómo citar el artículo
Número completo
Más información del artículo
Página de la revista en redalyc.org
Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 30 (1) 7-13, 2014
CONTAMINACIÓN POR MERCURIO EN AIRE DEL DISTRITO MINERO DE SAN MARTÍN DE
LOBA EN EL DEPARTAMENTO DE BOLÍVAR, COLOMBIA
Jesús OLIVERO-VERBEL*, Fredys YOUNG-CASTRO y Karina CABALLERO-GALLARDO
Grupo de Química Ambiental y Computacional, Facultad de Ciencias Farmacéuticas, Universidad de Cartagena,
Cartagena, Colombia
*Autor responsable; joliverov@unicartagena.edu.co
(Recibido enero 2013, aceptado diciembre 2013)
Palabras clave: minería aurífera, amalgamación, toxicidad, efectos en la salud
RESUMEN
El mercurio (Hg) es un metal pesado, considerado un contaminante altamente tóxico.
En su estado elemental es volátil, lo cual facilita su transporte a largas distancias a
través de la atmósfera, por lo que la contaminación ambiental causada por el mismo
representa un grave problema a nivel mundial. Actividades como la minería de oro, en
donde es empleado el Hg metálico, han contribuido con su distribución global, afectando
los ecosistemas y la salud del hombre. El objetivo de este estudio fue determinar los
niveles de mercurio total (Hg-t) en aire en zonas de minería aurífera del sur de Bolí-
var, en particular en el Distrito Minero de San Martín de Loba, en los municipios de
San Martín de Loba y Barranco de Loba (Mina Santa Cruz), Colombia. El análisis
in
situ
fue realizado por espectroscopía de absorción atómica, empleando un analizador
portátil de mercurio RA 915+. En Mina Santa Cruz, uno de los asentamientos mineros
más importante de Colombia, los niveles de Hg-t en aire variaron entre 163.7 ± 6.6 y
40 455 ± 2154 ng/m
3
, mientras que en la cabecera municipal de San Martín de Loba
oscilaron entre 223.6 ± 20.8 y 27 140 ± 212.5 ng/m
3
. En aquellos sitios en los que hubo
proceso de quema de amalgama al momento de las mediciones, las concentraciones de
Hg alcanzaron valores de 40 455 ± 2154 ng/m
3
. Estos datos implican una exposición
ocupacional severa al Hg para los operadores, y ambiental para los ciudadanos que
habitan en poblaciones cercanas a las minas. En consecuencia, es de importancia regular
y controlar el uso del Hg en la minería del oro, evitando un impacto crónico del metal
sobre la salud de las personas y el ambiente.
Key words: gold mining, amalgamation, toxicity, health effects
ABSTRACT
Mercury (Hg) is a heavy metal, considered a highly toxic pollutant. In its elemental
state is volatile, making it easy to transport over long distances through the atmosphere,
so that environmental pollution caused by it is a serious problem worldwide. Activi-
ties such as gold mining, where metallic Hg is used, have contributed with its global
distribution, affecting ecosystems and human health. The aim of this study was to
determine the levels of total mercury (T-Hg) in air in gold mining areas in Southern
Bolivar, particularly in the mining district of San Martín de Loba, in the municipali-
ties of San Martín de Loba and Barranco de Loba (Mina Santa Cruz), Colombia. In
J. Olivero-Verbel
et al.
8
situ analyses were performed by atomic absorption spectroscopy, using a portable
RA-915+ Zeeman mercury analyzer. In Mina Santa Cruz, one of the most important
gold mines in Colombia, concentrations of Hg in air ranged between 163.7 ± 6.6 and
40 455 ± 2154 ng/m
3
, while in the urban area of San Martin de Loba varied from
223.6 ± 20.8 to 27 140 ± 212.5 ng/m
3
. In those places where an amalgam burning
process was taking place at the time of the measurements, Hg concentrations reached
values of 40 455 ± 2154 ng/m
3
. These data imply a severe occupational exposure to Hg
for operators and citizens living in cities located near mines. Therefore, it is important
to regulate and control the use of Hg in gold mining, avoiding a chronic impact of the
metal on the health of people and the environment.
INTRODUCCIÓN
El mercurio (Hg) es un metal tóxico que puede
causar una variedad de efectos adversos dependiendo
de la especie (elemental, orgánico o inorgánico), así
como de la vía, cantidad y duración de exposición
(Yard
et al
. 2012); siendo un contaminante ambiental
persistente en el ambiente y distribuido globalmente
en la atmósfera (Baya y Van Heyst 2010, Falandysz
et al
. 2012). Está presente de forma natural en los
ecosistemas debido a procesos geológicos como la
erosión, la desgasifcación de la corteza terrestre,
las emisiones volcánicas (Gustin
et al
. 2000, Gustin
2003, Nriagu y Becker 2003, Gustin
et al
. 2008), y
como resultado de procesos antrópicos (Berg
et al
.
2006, Jiang
et al
. 2006, Bone
et al
. 2007, Bookman
et al.
2008, Streets
et al
. 2009, Cheng y Hu 2010),
incluyendo las actividades industriales y la minería
artesanal del oro. En esta última, el Hg metálico es
utilizado en el proceso de amalgamación para extraer
el oro. Aunque el uso comercial e industrial del Hg
es regulado en muchos países, debido a su bioacu-
mulación en sistemas biológicos y efectos sobre los
ecosistemas, la amalgamación con este metal sigue
siendo una de las técnicas preferidas en la minería
artesanal en muchos países en desarrollo, la mayoría
ubicados en zonas tropicales (Lacerda y Salomons
1998, Veiga
et al
. 2006).
Actualmente existen entre 10 y 15 millones de
mineros artesanales en todo el mundo, y sus opera-
ciones abarcan más de 70 países, con una producción
alrededor de 350 toneladas de oro al año (Telmer
y Veiga 2008). Además, esta actividad constituye
una importante fuente de ingresos, algunas veces la
única, para muchas familias en más de 55 países en
desarrollo en África, Asia y América del Sur (Li
et
al
. 2009). El Hg usado en la minería artesanal aurí-
fera es liberado al ambiente, alrededor de un 70 %
es emitido a la atmósfera durante la quema de la
amalgama sin el uso de retortas y aproximadamente
el 30 % de este último es depositado en los ríos
(Lacerda y Salomons 1998). Ha sido estimado que
el Hg liberado a la atmósfera por fuentes antrópicas
oscila entre 2200 y 2900 Mg por año (Pacyna
et al
.
2006, Pirrone
et al
. 2009), mientras que las naturales
alcanzan anualmente de 800 a 5200 Mg (Seigneur
et al
. 2001, Mason 2009). Este Hg es transportado a
sitios remotos mediante deposición húmeda y seca,
afectando ecosistemas a escala local, regional y
global (Gustin
et al.
2000, 2008, Selin
et al.
2007,
Watras
et al.
2009).
En Colombia, según los datos del Sistema de
Información Minero Colombiano, los departamentos
con mayor producción de oro (kg) para el año 2012
fueron: Antioquia (21 590), Chocó (17 079.07), Bo-
lívar (3322.17), Cauca (2320.10)
y Caldas (1281.82)
(SIMCO 2013), siendo el sur de Bolívar una de las
zonas de mayor explotación aurífera en el país. A
pesar de la amplia riqueza que deja esta actividad,
la misma arrastra consigo graves problemas de
contaminación (Passos y Mergler 2008), debido a la
liberación de Hg al ambiente, luego de su utilización
en los procesos de extracción. No obstante lo anterior,
en Colombia existen pocos reportes que evidencien el
impacto de la minería de oro sobre el aire que respiran
diariamente los habitantes de las zonas mineras del
sur de Bolívar. Por ello, el objetivo de este estudio
fue determinar las concentraciones de Hg total (Hg-t)
en aire en dos localidades mineras de importancia en
la región norte del país.
MATERIALES Y MÉTODOS
Área de estudio
Las mediciones de Hg-t en aire fueron realizadas
en dos de las zonas de mayor inFuencia de minería
aurífera en el norte de Colombia (San Martín de Loba
y Barranco de Loba-Mina Santa Cruz), municipios
que hacen parte del Distrito Minero de San Martín
de Loba, ubicado al sur del Departamento de Bolívar,
Colombia (
Fig. 1
).
CONTAMINACIÓN POR MERCURIO EN SAN MARTÍN DE LOBA, BOLÍVAR, COLOMBIA
9
Determinación de mercurio total en aire
Las determinaciones
in situ
fueron desarrolladas
empleando un analizador de Hg en aire (Atomic Ab-
sorption Mercury Spectrometer RA-915+, LumexL-
td, Rusia), de acuerdo con lo sugerido por Sholupov
et al
. (2004). El límite de detección del equipo es
2 ng/m
3
(tiempo promedio de 1 s) y 0.3 ng/m
3
(tiem-
po promedio de 30 s), para las medidas en tiempo
real. El monitoreo fue llevado a cabo en horas de la
mañana, a una distancia no superior a un metro de la
fuente, y realizando al menos cinco mediciones por
sitio (Olivero
et al
. 2006, González-Carrasco
et al
.
2011). En total fueron tomadas mediciones en ocho
sitios diferentes en San Martín de Loba, teniendo
en cuenta la entrada al municipio (P1 y P2), entrada
a minas (P3), entables mineros (P4-P7), y canal de
drenaje (P8).
Análisis de datos
El resultado del análisis para cada sitio de mues-
treo es presentado como la media ± error estándar
(SEM), para determinaciones por quintuplicado
realizadas de forma consecutiva en el mismo sitio, a
intervalos de 25-35 segundos.
RESULTADOS
Las concentraciones de Hg-t medidas en el aire del
municipio de San Martín de Loba son presentadas en
la
fgura 2
. Los resultados muestran que los habitan-
tes de esta localidad están expuestos a altos niveles
del metal en el aire. Resaltando que las concentra-
ciones más elevadas fueron encontradas alrededor de
Mina Catanga (P4-P8), la cual está localizada dentro
del área urbana del
municipio.
Los resultados de los niveles de Hg-t en aire
para Mina Santa Cruz (Barranco de Loba) son
presentados en la
fgura 3
. Es evidente que existe
una exposición ambiental por Hg a través del aire,
no sólo derivada del proceso de extracción del
oro, sino desde los sitios en donde es procesado
y comercializado el metal precioso. Además, los
niveles de Hg varían considerablemente de acuer-
do con la ubicación y tipo de proceso minero. Las
concentraciones más altas de Hg-t en aire fueron
encontradas en una tienda de oro en el que esta-
ba siendo quemada una amalgama. En este caso,
cuando la medición fue realizada a 1 m de distancia
del quemador, los niveles alcanzaron los 20 089.4
± 1943.2 ng/m
3
, mientras que a 20 cm, estos se
duplicaron (40 455.4 ± 2154.2 ng/m
3
)(
Fig. 3 A
,
B
).
Por su parte, en los entables mineros activos fueron
registrados valores de 10 747.8 ± 1180.7 ng/m
3
(
Fig. 3 C
). El monitoreo de aire en varias zonas de
la mina reveló una contaminación generalizada.
Por ejemplo, en el centro educativo 223.4 ± 26.6 y
163.7 ± 6.6 ng/m
3
(
Fig. 3 O
,
P
) y cerca de la iglesia
(278.0 ± 9.3 ng/m
3
) (
Fig. 3 N
), las concentraciones
de Hg en aire superaron los límites permisibles in-
ternacionales (200 ng/m
3
) (ATSDR 2013).
DISCUSIÓN
Los resultados de este trabajo mostraron que en
el Distrito Minero de San Martín de Loba existe un
alto grado de exposición a Hg, particularmente como
resultado del proceso de amalgamación de oro, el cual
ha sido ampliamente utilizado por más de 180 años
(Zhang
et al
. 2012). Lo anterior concuerda con estu-
dios realizados en cabello humano proveniente de 12
sitios del sur del Departamento de Bolívar, los cuales
revelaron que los niveles más altos fueron observados
en personas que habitan áreas cercanas a las zonas mi-
neras (Olivero-Verbel
et al
. 2011). Asimismo, Marrugo
et al
. (2008) detectaron evidencia de biomagnifcación
de este elemento en muestras biológicas de la Ciénaga
Grande, también impactada por minería aurífera. Por
su parte, Olivero y Johnson (2002), reportaron en esta
misma Ciénaga, que varias especies de peces sobre-
pasaron el límite aceptado a nivel internacional para
Hg en músculo (0.5
μg
/g) (WHO 1990). Estos datos
igualmente coinciden con investigaciones que sugieren
que los habitantes mineros y pescadores del sur de
Bolívar presentan síntomas de intoxicación mercurial,
tales como temblores en las manos, alteraciones neu-
rológicas y problemas de visión, entre otros (Olivero
et al
. 1995, Olivero-Verbel
et al
. 2011).
Fig. 1.
Ubicación geográfca del área de estudio
San Martín de Loba
Mina Santa Cruz
Zona de
Minería Aurífera
COLOMBIA
Departamento
de Bolívar
Cartagena
Escala gráfica
04
0km
(Barranco de Loba)
J. Olivero-Verbel
et al.
10
San Martín de Loba
Sur de Bolívar
250
240
230
220
Hg-t (ng/m
3
)
210
P1
P3
250
240
230
220
Hg-t (ng/m
3
)
210
P2
250
240
230
220
Hg-t (ng/m
3
)
210
P4
30000
20000
10000
Hg-t (ng/m
3
)
0
P5
30000
20000
10000
Hg-t (ng/m
3
)
0
P6
30000
20000
10000
Hg-t (ng/m
3
)
0
P7
30000
20000
10000
Hg-t (ng/m
3
)
0
P8
30000
20000
10000
Hg-t (ng/m
3
)
0
Fig. 2.
Mapa del casco urbano de San Martín de Loba (SML) mostrando las concentraciones de
Hg-t en aire en diferentes puntos (P) de muestreo; P1. Entrada a SML (Laguna el Puerto);
P2. Carretera entrada a SML; P3. Entrada a Mina El Caño; P4; Entable minero molinos
amalgamadores “durante el lavado” (Catanga); P5. Molino californiano o mortero Kendal
“sin actividad” (Catanga); P6. Entable minero molinos amalgamadores “sin actividad”
(Catanga); P 7. Entable minero con molinos amalgamadores “en actividad” (Catanga);
P 8. Canal de drenaje (Catanga)
45000
40000
30000
20000
10000
5000
Concentraciones de Hg-t en aire (ng/m
3
)
4000
3000
2000
1000
0
ABCDEF GH
IJKL
M
Límite permisible
internacional (200 ng/m
3
)
(ATSDR 2013)
Sitio de muestreo
NO
P
Fig. 3.
Niveles de Hg-t en aire de Mina Santa Cruz (Barranco
de Loba). A. Almacén de variedades (quemador 15-20 cm); B.
Almacén de variedades (quemador 1 m); C. Entable minero con
molinos amalgamadores “en actividad”; D. Almacén de varie-
dades (quema de amalgama); E. Corriente de amalgamación
central mixta; F. Corriente de amalgamación salida de minas;
G. Horno de fundición (sin actividad); H. Pozo profundo de
retro- excavadora; I. Corriente de amalgamación; J. Vertedero
en un entable pequeño; K. Puesto de fundición; L. Almacén; M.
Drenaje de aguas mixtas entre las casas; N. Cerca de la Iglesia;
O. Centro educativo (Salón 3A); P. Centro educativo (Salón 5A)
CONTAMINACIÓN POR MERCURIO EN SAN MARTÍN DE LOBA, BOLÍVAR, COLOMBIA
11
La mayor contribución de Hg liberado al ambiente
en el sur de Bolívar es el resultado de actividades
mineras, lo cual aparece refejado en los valores
elevados de Hg determinados en los entables de
amalgamación y en los sitios en donde se realiza
quema de amalgamas de oro (
Fig. 3
), los cuales por lo
general poseen niveles por encima del valor máximo
permisible (200 ng/m
3
) (ATSDR 2010). Estos datos
son similares a los reportados en el departamento de
Antioquía, otra zona de gran desarrollo aurífero en
Colombia, donde en áreas urbanas fueron encontra-
das concentraciones de Hg en aire que oscilaron entre
300 y 1 millón de ng/m
3
en tiendas de oro, con niveles
de 10 000 ng/m
3
en zonas residenciales (Cordy
et al
.
2011).
Además, el Hg también puede dispersarse a
otras localidades distantes no contaminadas, afec-
tando los ecosistemas acuáticos, generando efectos
nocivos en organismos del ecosistema, así como en
los seres humanos (Ogola
et al
. 2002, Lombe 2003).
El impacto ambiental del Hg en el aire, causado
por la extracción de oro utilizando Hg para el pro-
ceso de amalgamación, también es común en otras
zonas geográFcas del globo (
Cuadro I
). En zonas de
minería aurífera de países como China e Indonesia,
los niveles de Hg en aire que han sido reportados
son relativamente bajos, en comparación con los
registrados en países latinoamericanos como Ecua-
dor, Brasil y Colombia, por lo que el sector minero
ha sido identiFcado como una importante ±uente
antrópica de emisiones de Hg (Larceda 1997, Villas
Boas
et al
. 2001).
Los resultados presentados en este artículo clara-
mente demuestran un proceso de contaminación con
Hg en el distrito Minero de San Martín de Loba. Para
prevenir esta situación es necesario el apoyo directo
del gobierno y el compromiso de todos para cambiar
las tecnologías existentes en la extracción del oro,
aunque esto implique detener o controlar las fuentes
contaminantes capaces de inducir efectos perjudi-
ciales sobre los ciudadanos. Por ello, disminuir los
riesgos sobre la salud de los habitantes de la región
o sus descendientes, debe constituir una prioridad
de investigación e implementación en materia de
salud pública para los municipios mineros del sur
de Bolívar. Mientras ocurre el cambio hacia nuevas
tecnologías para la minería aurífera, amigables con
el ambiente, es necesario desarrollar estrategias para
mitigar la contaminación ambiental, la cual contribu-
ye a incrementar la pobreza de la población debido
a los altos costos asociados con los problemas de
salud que genera, impactando negativamente sobre
la pesca, principal fuente de proteínas en esta región.
CONCLUSIONES
En el Distrito Minero de San Martín de Loba,
sur de Bolívar, Colombia, los niveles de Hg-t en
aire son elevados, no sólo en las minas de oro, sino
en las comunidades aledañas. Mientras que en los
sitios de extracción del metal precioso las concen-
traciones pueden superar los 40 000 ng/m
3
, en el
área urbana de San Martín de Loba, en donde existe
tanto minería como extracción y puriFcación de oro,
los valores oscilan entre 223.6 ± 20.8 y 27 140 ±
212.5 ng/m
3
. Lo anterior evidencia una exposición
generalizada a este metal para los habitantes del
distrito minero, por lo que las autoridades deben
CUADRO I.
REPORTES DE NIVELES DE Hg-t EN AIRE PROVENIENTE DE ZONAS DE MINERÍA AURÍFERA EN
VARIOS PAÍSES
Sitio
Niveles de Hg-t en aire
Observación
Referencia
China
71.1 ± 38.2 ng/m
3
Zona cercana a fuentes de amalgamación
Zhang
et al
. (2012)
Indonesia
1800 ± 1600
ng/m
3
Sitios de alta actividad minera
Kono
et al
. (2012)
China
79-240 ng/m
3
Reportes para cuatro estaciones. Las
concentraciones más altas fueron
encontradas en verano
(240.0 ± 20.0 ng/m
3
).
Tian
et al
. (2009)
Ecuador
Época seca
(3699.5±1225.3 ng/m
3
)
Época húmeda
(2356.7±1807.6 ng/m
3
)
Zona con aproximadamente el 70 %
de todos los amalgamadores de oro
en la región
González-Carrasco
et al
. (2011)
Brasil
380 a 3700 ng/m
3
Tiendas de oro
Hachiya
et al
. (1998)
Colombia
300 a 1 millón ng/m
3
Tiendas de oro
Cordy
et al
. (2011)
J. Olivero-Verbel
et al.
12
desarrollar programas para minimizar el uso del Hg
en la minería del oro, con el fn de que las Futuras
generaciones tengan una mejor calidad de vida, ase-
gurando al tiempo disponibilidad y sostenibilidad
de los recursos naturales del país.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo fue desarrollado en el marco del
proyecto “Reducción del uso del Mercurio de la
Producción y la Sostenibilidad en el Distrito Minero
de San Martín de Loba, Departamento de Bolívar”,
ejecutado por Alexis Turizo Tapia EU (Empresa Uni-
personal) y la Gobernación de Bolívar. Los autores
agradecen a Wilson Maldonado por su colaboración
durante el monitoreo de mercurio en aire ejecutado
por la Universidad de Cartagena.
REFERENCIAS
ATSDR (2013) Minimal Risk Levels (MRLs) for Haz-
ardous Substances. Agency for Toxic Substances and
Disease Registry [en línea]: http://www.atsdr.cdc.gov/
mrls/mrllist.asp. 28/10/2013.
Baya A.P. y Van Heyst B. (2010). Assessing the trends and
effects of environmental parameters on the behaviour
of mercury in the lower atmosphere over cropped land
over four seasons. Atmos. Chem. Phys. 10, 8617-8628.
Berg T., Fjeld E. y Steinnes E. (2006). Atmospheric mer-
cury in Norway: contributions from different sources.
Sci. Total Environ. 368, 3-9.
Bone S.E., Charette M.A., Lamborg C.H. y Gonneea M.E.
(2007). Has submarine groundwater discharge been
overlooked as a source of mercury to coastal waters?.
Environ. Sci. Technol. 41, 3090-3095.
Bookman R., Driscoll C.T., Engstrom D.R. y EF±er S.W.
(2008). Local to regional emission sources affecting
mercury ±uxes to New York lakes. Atmos. Environ.
42, 6088-6097.
Cheng H. y Hu Y. (2010). China needs to control mercury
emissions from municipal solid waste (MSW) incinera-
tion. Environ. Sci. Technol. 44, 7994-7995.
Cordy P., Veiga M.M., Salih I., Al-Saadi S., Console S.,
García, O., Mesa, L.A., Velásquez-López, P.C. y Ro-
eser M. (2011). Mercury contamination from artisanal
gold mining in Antioquia, Colombia: The world’s high-
est per capita mercury pollution. Sci. Total Environ.
410-411, 154-160.
Falandysz J., Widzicka E., Kojta A.K., Jarzynska G.,
Drewnowska M., Danisiewicz-Czuprynska D., Dryza-
lowska A., Lenz E. y Nnorom I.C. (2012). Mercury in
common Chanterelles mushrooms:
Cantharellus
spp.
uptake. Food Chem. 133, 842-850.
González-Carrasco V., Velásquez-Lopez P.C., Olivero-
Verbel J. y Pájaro-Castro N. (2011). Air mercury
contamination in the gold mining town of Portovelo,
Ecuador. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 87, 250-253.
Gustin M.S. (2003). Are mercury emissions from geologic
sources signifcant? A status report. Sci. Total Environ.
304, 153-167.
Gustin M.S., Lindberg S.E., Austin K., Coolbaugh M.,
Vette A. y Zhang H. (2000). Assessing the contribution
of natural sources to regional atmospheric mercury
budgets. Sci. Total Environ. 259, 61-71.
Gustin M.S., Lindberg S.E. y Weisberg P.J. (2008). An
update on the natural sources and sinks of atmospheric
mercury. Appl. Geochem. 23, 482-493.
Hachiya N., Takizawa Y., Hisamatsu S., Abe T., Abe Y. y
Motohashi Y. (1998). Atmospheric mercury concen-
trations in the basin of the Amazon, Brazil. Environ.
Health Prev. Med. 2, 183-187.
Jiang G.B., Shi J.B. y Feng X.B. (2006). Mercury pollu-
tion in China. Environ. Sci. Technol. 40, 3672-3678.
Kono Y., Rahajoe J.S., Hidayati N., Kodamatani H. y
Tomiyasu T. (2012). Using native epiphytic ferns to es-
timate the atmospheric mercury levels in a small-scale
gold miningarea of West Java, Indonesia. Chemosphere
89, 241-248.
Lacerda L.D. y Salomons W. (1998). Mercury from gold
and silver mining: A chemical time bomb? Springer-
Verlag, Berlín, Heidelberg.
Larceda L.D. (1997). Global mercury emissions from gold
and silver mining. Water, Air, Soil Poll. 97, 209-221.
Li P., Feng X.B., Qiu G.L., Shang L.H. y Li Z.G. (2009).
Mercury pollution in Asia: a review of the contami-
nated sites. J. Hazard Mater. 168, 591-601.
Lombe W.C. (2003). Small scale mining and the environ-
ment: Bloom beyond the doom and gloom? J. Cleaner
Prod. 11, 95-96.
Marrugo-Negrete J., Benítez L.N. y Olivero-Verbel J.
(2008). Distribution of mercury in several environmen-
tal compartments in an aquatic ecosystem impacted
by gold mining in northern Colombia. Arch. Environ.
Contam. Toxicol. 55, 305-316.
Mason R.P. (2009). Mercury emissions from natural
processes and their importance in the global mercury
cycle. En: Mercury fate and transport in the global
atmosphere: measurements, models and policy im-
plications (N. Pirrone y R. Mason, Eds.). Springer
Science+Business Media. Nueva York, pp. 173-191.
Ogola J.S., Mitullah W.V. y Omula M.A. (2002). Impact
of gold mining on the environment and human health:
A case study in the Migori Gold Belt, Kenya. Environ.
Geochem. Health 24, 141-158.
CONTAMINACIÓN POR MERCURIO EN SAN MARTÍN DE LOBA, BOLÍVAR, COLOMBIA
13
Olivero J. y Johnson B. (2002). El lado gris de la minería
del oro: la contaminación con mercurio en el norte
de Colombia. Universidad de Cartagena – Editorial
Universitaria. Cartagena.
Olivero J., Mendoza C. y Maestre J. (1995). Hair mercury
levels in people from the gold mining zone in Colom-
bia. Rev. Saude Publica 29, 376-379.
Olivero J., Ropero J., Ortiz W., Vera P., Torres N. y Mon-
toya N. (2006). Air mercury levels in a pharmaceutical
and chemical sciences school building. Bull. Environ.
Contam. Toxicol. 76, 1038-1043.
Olivero-Verbel J., Caballero-Gallardo K. y Marrugo-
Negrete J. (2011). Relationship between localization
of gold mining areas and hair mercury levels in people
from Bolivar, north of Colombia. Biol. Trace Elem.
Res. 144, 118-132.
Pacyna E., Pacyna J., Steenhuisen F. y Wilson S. (2006).
Global anthropogenic mercury emission inventory for
2000. Atmos. Environ. 40, 4048-4063.
Passos C.J.S. y Mergler D. (2008). Human mercury ex-
posure and adverse health effects in the Amazon: a
review. Cad. Saúde Publica 24, S503-S520.
Pirrone N., Cinnirella S., Feng X., Finkelman R.B., Friedli
H.R. y Leaner J. (2009). Global mercury emissions
to the atmosphere from natural and anthropogenic
source. En: Mercury fate and transport in the global
atmosphere: measurements, models and policy im-
plications (N. Pirrone y R. Mason, Eds.). Springer
Science+Business Media. Nueva York, pp. 3-49.
Seigneur C., Karamchandandi P., Lohman K., Vijayara-
havan K. y Shia R. (2001). Multiscale modeling of
atmospheric fate and transport of mercury. J. Geophys.
Res. 106, 27795-27809.
Selin N.E., Jacob D.J., Park R.J., Yantosca R.M., Strode
S., Jaeglé L. y Jaffe D. (2007). Chemical cycling and
deposition of atmospheric mercury: Global constraints
from observations. J. Geophys. Res. 112, D02308.
Sholupov S., Pogarev S., Ryzhov V., Mashyanov N.
y Straganov A. (2004). Zeeman atomic absorption
spectrometer RA – 915+ for direct determination of
mercury in air and complex matrix samples. Fuel
Process. Tecnol. 85, 475-485.
SIMCO (2013). Sistema de Información Minero Colom-
consultas/Consulta_Series.aspx?idModulo=4&tipoS
erie=116&grupo=356&Fechainicial=31/12/1990&F
echafnal=30/09/2012. 16/01/2013.
Streets D.G., Zhang Q. y Wu Y. (2009). Projections of
global mercury emissions in 2050. Environ. Sci. Tech-
nol. 43, 2983-2988.
Telmer K. y Veiga M.M. (2008). World emissions of
mercury from small scale artisanal gold mining and
the knowledge gaps about them. En: Mercury fate
and transport in the global atmosphere: measurements
models and policy implications. (N. Pirrone y R. Ma-
son, Eds.) United Nations Environment Programme.
pp. 96-129.
Tian L., Guo H.F., Gao A., Lu X.T. y Li Q.Y. (2009).
Effects of mercury released from gold extraction by
amalgamation on renal function and environment in
Shanxi, China. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 83,
71-74.
Veiga M.M., Maxson P.A. y Hylander L.D. (2006). Origin
and consumption of mercury in small-scale gold min-
ing. J. Clean. Prod. 14, 436-447.
Villas Boas R.C., Beinhoff C. y da Silva A.R. (2001).
Mercury in the Tapajos basin. UNIDO Workshop in
Belem, Para, Brazil.
Watras C.J., Morrison K.A., Rubsam J.L. y Rodger B.
(2009). Atmospheric mercury cycles in northern Wis-
consin. Atmos. Environ. 43, 4070-4077.
WHO (1990). Methylmercury. Environmental Health Cri-
teria 101. World Health Organization. Geneva. 19 pp.
Yard E.E., Horton J., Schier J.G., Caldwell K., Sanchez
C., Lewis L. y Gasta┼łaga C. (2012). Mercury expo
-
sure among artisanal gold miners in Madre de Dios,
Peru: A cross-sectional study. J. Med. Toxicol. 8,
441-448.
Zhang G., Wang N., Wang Y., Liu T. y Ai J.C. (2012). Char-
acteristics of mercury pollution in soil and atmosphere
in Songhua River upstream Jia-pi-gou gold mining
area. Huan Jing Ke Xue. 33, 2953-2959.
logo_pie_uaemex.mx