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CAPÍTULO 2
REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA 2.1 Actividad Minera en Sonora y el Municipio de Nacozari de García. El Estado de Sonora, ha forjado una gran tradición minera durante los últimos cinco
siglos. Su minería, prácticamente se inició con el arribo de los primeros pobladores,
cobrando gran auge con la llegada de los españoles debido a que los metales preciosos
que conocieron en sus primeros viajes al territorio sonorense, los motivaron e
impulsaron a la colonización de éstas lejanas tierras, iniciándose en esos tiempos el
descubrimiento y explotación de sus ricos yacimientos minerales, explotación que ha
continuado hasta la fecha prácticamente sin interrupción. La entidad se caracteriza por
su amplia gama de recursos minerales, tanto metálicos como no metálicos, destacando
sus grandes yacimientos de cobre, molibdeno, oro, plata, grafito, barita, tungsteno, etc.,
cuya explotación ha permitido que Sonora ocupe el primer lugar entre los principales
estados mineros productores del país. La actividad minera representa un renglón básico
para la economía del estado y para la economía del país, por la variedad y volumen de
minerales que aporta a la producción minera nacional (Consejo de Recursos Minerales,
1992).
En el caso de Nacozari, su historia minera se remonta a 1688, fecha en que se
descubrieron varias minas con mineralización económica de oro, plata y cobre, tales
como Churunibabi, La Fortuna, El Globo, La Caridad Viejo, Los Pilares, Santo
Domingo, La Guadalupe, La Lily y recientemente, el depósito cuprífero de La Caridad.
Los pilares, fue una mina que se explotó por cobre en 1895, teniendo un gran auge a
principios del siglo pasado, cuando lo adquirió la empresa Moctezuma Copper Co.,
produciendo 3,000 ton/día, parando en 1949, después de producir 40,000,000 toneladas
de mineral (Consejo de Recursos Minerales, 1992).
En 1963, el Consejo de Recursos Naturales No Renovables (CRNNR), en colaboración
con el fondo especial de la ONU, realizó un proyecto de exploración en la zona norte de
Sonora, abarcando minerales ferrosos y otros minerales metálicos. Se localizaron 360
áreas de interés para comprobación de campo, destacándose el descubrimiento del
depósito de La Caridad en 1967 (Consejo de Recursos Minerales, 1992).
2.2 Contaminación por Actividades Mineras
El impacto ambiental que genera la actividad minera tiene que ver en principio con la
modificación que se lleva a cabo sobre los ecosistemas donde se ubican las
explotaciones mineras, y las consecuencias que esto puede tener sobre el medio físico y
la biodiversidad. Además de la agresión física al medio, un aspecto de gran relevancia es
la contaminación de carácter químico sobre el suelo y cuerpos de agua y sobre la salud
humana que significan los procesos de extracción (Zavala, 2001).
Los métodos de extracción de minerales han cambiado a través del tiempo, y por lo tanto
también la cantidad y tipo de residuos generados (Johnson, 2001). Las principales
diferencias entre los métodos utilizados en el pasado y los actuales consisten, por un
lado, en las herramientas de extracción que en un inicio consistían en barretas y palas,
mientras que en la actualidad se utilizan explosivos y maquinaria pesada, lo que ha
traído como consecuencia la extracción de mayores volúmenes de mineral (y, por lo
tanto, generación de residuos mineros) en un mismo lapso (Enkerlin y col., 1997).
En un sitio minero, son dos las principales fuentes de contaminación: el proceso
primario de tratamiento de metales, y la generación de residuos mineros (jales). Las
principales rutas de exposición en éstos sitios pueden ser aire, por el transporte de
material particulado; el suelo contaminado, por el polvo generado desde la mina, por el
material proveniente de los jales o por el depósito de material particulado del aire; y
dependiendo del área geográfica, la contaminación de cuerpos de agua por el lavado de
jales o de suelos contaminados (Mejía y col., 1999).
La palabra jales se deriva de la palabra náhuatl jal, que significa arena y es utilizada para
nombrar a todos los materiales naturales sin valor, vestigios de minerales, reactivos
utilizados en el proceso y productos de la oxidación de los minerales (Gutiérrez y
Moreno, 1995).
2.3 Minas Abandonadas México se ha caracterizado por ser una potencia minera, la minería ha llegado a
convertirse en una actividad de gran importancia en algunos estados de la República
Mexicana como Guanajuato, Sonora, Chihuahua, Zacatecas, San Luís Potosí e Hidalgo.
Por consiguiente, los sitios mineros con sus consecuentes exposiciones químicas
abundan y su impacto en salud merece ser analizado (Mejía y Col., 1999).
Al igual que en el resto del país, en Sonora existen diversos sitios mineros, tanto activos
como inactivos, algunos de los cuales ya han cesado operaciones definitivamente
abandonando instalaciones, equipos, residuos mineros y excavaciones superficiales y/o
subterráneas que son un peligro latente para los habitantes y visitantes del lugar, sobre
todo en aquellas que cerraron décadas atrás, cuando no había regulaciones ambientales
que exigieran la limpieza de esos lugares.
Los problemas de contaminación en una mina abandonada, generalmente son los
mismos que en una mina activa, con la diferencia de que en la primera no hay muchas
restricciones de accesibilidad, mientras que en las minas que están en operación es
difícil el acceso. Otro aspecto importante que necesita ser considerado en el caso de
minas abandonadas es la fuente de recursos para la rehabilitación de la propiedad.
(Vasudevan y col., 2005).
2.4 Contaminación por Residuos Mineros
Existen cientos de sitios mineros inactivos o abandonados, aunque en la mayoría de ellos
no se considera que existan problemas ambientales graves, hay sin embargo, muchos
sitios que presentan impactos significativos. Aunado a los impactos de los sitios
mineros individuales, el impacto acumulativo de múltiples sitios dentro de un distrito
minero frecuentemente tiene el potencial de dañar el agua superficial local y subterránea
para usos urbanos (EPA, 2000). Estos impactos dependen de una variedad de factores,
tales como la sensibilidad del terreno local, la composición de los minerales que están
siendo minados, el tipo de tecnología empleada, las habilidades con que se cuenta, el
conocimiento y el compromiso ambiental de la compañía, y finalmente, la habilidad para
monitorear los desechos y el ambiente, y asegurar la observancia de las normas
ambientales (http://andes.miningwatch.org/andes).
Existen diversos impactos ambientales que los jales de una mina abandonada o en
operación puede generar, los de mayor impacto son el drenaje ácido, contaminación por
metales pesados, contaminación química (cianuración) y sedimentación.
2.4.1 Drenaje Ácido
El drenaje ácido de las minas es producido por la exposición de minerales de sulfuro
como la pirita al aire y agua, resultando en la oxidación del azufre y la producción de
ácido, y concentraciones elevadas de fierro, metales y metaloides (cobre, plomo, zinc,
arsénico, cobalto, mercurio, níquel, molibdeno y antimonio) y sulfatos. Los residuos de
roca carbonatada o jales pueden producir drenaje de pH alcalino a neutral con elevadas
concentraciones de cadmio, zinc, manganeso, arsénico, molibdeno y selenio
(Vasudevan, y col., 2005).
El drenaje ácido de minas, puede degradar y contaminar corrientes fluviales y de agua
freática por lixiviados ácidos. También se drenan las sustancias tóxicas empleadas en la
extracción minera superficial y subsuperficial. Tales sustancias pueden matar peces y
otras formas de vida acuática. En Estados Unidos, el drenado ácido de minas ha dañado
más de 26 000 km de corrientes acuáticas, principalmente en los Apalaches y en los
estados occidentales (Miller, 1994).
2.4.2 Contaminación por Metales Pesados
La contaminación por metales pesados es causada cuando algunos metales como el
arsénico, el cobalto, el cobre, el cadmio, el plomo, la plata y el zinc, contenidos en las
rocas excavadas o expuestos en vetas en una mina subterránea, entran en contacto con el
agua. Los metales son extraídos y llevados río abajo, mientras el agua lava la superficie
rocosa (http://andes. iningwatch.org/andes). La disolución de metales debido a pH bajo
es una bien conocida característica del drenaje ácido, aunque un pH bajo no es siempre
necesario para la movilización de metales y la contaminación del agua, hay una
creciente preocupación por la movilización a pH neutros y altos (EPA, 2000).
Estudios realizados por Gómez-Álvarez y Col. (1990 y 1997) en los ríos San Pedro y
Bacanuchi en el estado de Sonora, encontraron contaminación por metales pesados
como cadmio, cobre, fierro, manganeso, níquel y zinc, en el río San Pedro, y cobre,
plomo, zinc, hierro, manganeso y sulfatos en el río Bacanuchi, en concentraciones que
excedieron los valores máximos permisibles, ambos casos fueron relacionados de forma
directa con los vertimientos e infiltraciones de desechos ácidos provenientes del depósito
de almacenamiento de aguas ácidas ferrocupríferas denominada Concentradora Vieja y
de la Compañía Minera de Cananea, respectivamente.
Los metales disueltos en éstas aguas como cobre, plata, magnesio y zinc a elevadas
concentraciones en agua superficial y subterránea pueden impedir su uso como agua
potable o hábitat acuático (EPA, 2000). Los organismos pueden verse severamente
afectados por pequeñas concentraciones de elementos pesados. En el caso de los
organismos acuáticos, puede que unos determinados valores no induzcan su muerte, sin
embargo desarrollarán una serie de problemas fisiológicos y metabólicos (a estas dosis
se les denomina subletales). Entre estos problemas se pueden mencionar:
• Cambios histológicos o morfológicos en los tejidos.
• Cambios en la fisiología como supresión del crecimiento y desarrollo, torpeza para
nadar, etc.
• Cambios en la bioquímica del organismo, tales como en la actividad enzimática, y
química de la sangre.
• Trastornos del comportamiento.
• Cambios en la reproducción.
Las plantas acuáticas (algas) y los bivalvos (p.ej., mejillones, ostras) no son
capaces de regular con éxito las concentraciones de metales pesados, y de ahí puede
derivarse una serie de problemas. Así por ejemplo, el mercurio puede hacer decrecer
dramáticamente la capacidad de fotosíntesis de un alga (p.ej., Macrocystes). Los
bivalvos por su parte acumulan los metales pesados, pudiendo pasar éstos directamente
al ser humano por ingesta.
http://www.uclm.es/users/higueras/mam/Iniciomam.htm
2.4.3 Contaminación Química
Este tipo de contaminación ocurre cuando algunos agentes químicos (tales como cianuro
y el ácido sulfúrico, utilizados para la separación del material deseado, del material en
bruto) se derraman, gotean, o se trasladan del sitio minero a un cuerpo de agua cercano
(http://andes.miningwatch.org/andes).
La contaminación por agentes químicos como el cianuro y el ácido sulfúrico pueden ser
altamente tóxicos para los humanos y la fauna. El cianuro contenido en estanques y
fosas puede representar un riesgo agudo para la vida silvestre y en particular para las
aves. La exposición corta a niveles altos de cianuro, ya sea que se inhale, se tome, se
consuma en alimentos contaminados, o se absorba a través de la piel, es altamente tóxica
y en algunos casos puede ser mortal. Los niveles bajos (subletal) de exposición, al cabo
del tiempo pueden también causar problemas de respiración, desordenes en el sistema
nervioso y en el tracto digestivo (http://andes.miningwatch.org/andes y EPA, 2000).
2.4.4. Sedimentación
Debido a la gran cantidad de área de tierra impactada por operaciones mineras y la gran
cantidad de materiales expuestos en el sitio, la erosión es la principal preocupación en
las minas. La erosión puede significar descargas de sedimentos y contaminantes a
cuerpos de agua cercanos, especialmente durante tormentas severas y largos períodos de
nevadas. Sitios antiguos de minado y procesamiento de minerales pueden haber
descargado desechos directamente en aguas superficiales. Este ha sido particularmente
el caso de los jales, que en muchas áreas fueron depositados directamente en agua
superficial o colocados en sus bordes, donde la erosión pudo transportarlos dentro de los
cuerpos de agua (EPA, 2000).
La sedimentación excesiva puede obstruir riveras, la delicada vegetación de estas y el
hábitat para la fauna y organismos acuáticos. El aumento de sedimentación dentro del
ambiente acuático tiene el efecto de inhibir el desove y el desarrollo de peces, huevos y
larvas, así como también la fauna béntica. Adicionalmente, la alta turbiedad puede
impedir el paso de luz, la cual es necesaria para la actividad fotosintética de plantas
acuáticas. Los sedimentos contaminados en agua superficial pueden representar un
riesgo para la salud humana y al ambiente como una fuente persistente de químicos a la
vida humana y acuática y aquellos de vida no acuática que consumen vida acuática
(http://andes.miningwatch.org/andes y EPA, 2000).
En los sedimentos de los ríos San Pedro, Sonora y su efluente del río Bacanuchi, se
encontraron concentraciones elevadas de los metales pesados cadmio, cobre, fierro,
plomo y zinc en el primero, y cobre, fierro, y manganeso en el segundo, presuntamente
provenientes de actividades mineras (Gómez-Álvarez y col., 1993; Villalba y col.,
2002).
2.5 Efectos a la Salud por Exposición a Partículas y Metales Pesados.
2.5.1 Partículas
Las Partículas o Materia Particulada, es un término general empleado para describir una
variedad de sustancias que existen como partículas diferenciadas, ya sea como
minúsculas gotas de líquido o materia sólida (Harte y col., 1995).
Las partículas se pueden clasificar en gruesas, finas e inhalables. Como se muestra en la
tabla 1, cada una tiene un diámetro distinto.
Tabla 1. Diámetro de partícula.
Gruesas: >25μm
Finas: 10-25 μm
Inhalables: <10 μm
Fuente: Enkerlin y col., 1997.
Las principales partículas que contaminan el ambiente son:
• Partículas con metales pesados (Pb, Cd, As).
• Asbestos.
• “Partículas” vivas (microorganismos).
• Partículas con metales ligeros.
• H2SO4
• HNO3
Los principales emisores de metales pesados a la atmósfera son la industria metalúrgica
y la química. Muchos son bioacumulables y dañinos a concentraciones tan bajas como
una parte de solvente por mil millones de partes del medio disolvente como el aire. Los
metales pesados fácilmente pueden convertirse en contaminantes del aire y producir
daños severos en la salud (Foin, 1976 en Enkerlin y col., 1997).
Las partículas afectan a la salud humana de varias formas, son de especial interés los
efectos físicos que las partículas sobre el funcionamiento normal del sistema
respiratorio. Para causar daño pulmonar, las partículas deben penetrar al sistema
respiratorio humano. Las partículas mayores de alrededor de 2 μm generalmente no
penetran más allá de la cavidad nasal o traquea. Los vellos nasales los interceptan o
quedan atrapados dentro de la membrana mucosa que cubren las fosas nasales y la
traquea. Una vez que las partículas son capturadas en estas membranas, las partículas
insolubles se mueven rápidamente a la laringe a través de la acción combinada de
células ciliadas y secretoras de moco, desde ahí las partículas pueden ser expectoradas o
deglutidas (National Research Council, 1979).
Las partículas muy pequeñas (menores a 0.1 μm) tienden a depositarse en el árbol
traqueobronquial por difusión browniana. Estas son removidas en la misma manera que
las partículas grandes. Las partículas en el rango de 0.1 a 3 μm penetran profundo dentro
de los pulmones donde sedimentan dentro de los bronquios y los sacos alveolares.
Los efectos en la salud de la contaminación por particulados incluyen la agudización de
la bronquitis en los niños y adultos con males respiratorios preexistentes, así como
cambios menores pero significativos en el funcionamiento pulmonar de los niños. Si los
niveles de contaminación son muy altos ocurren muertes inmediatas entre los ancianos y
quienes sufren de males cardiacos y pulmonares preexistentes. Los asmáticos y quienes
sufren de alergias reaccionan especialmente a los particulados de sulfato. A los niveles
actuales de contaminación por particulados, se incrementa la gravedad y frecuencia de
los síntomas conforme aumenta la cantidad de particulados. Estos son los resultados a
corto plazo de niveles elevados de partículas (Harte y col., 1995).
La exposición a largo plazo a la materia particulada produce daños en los tejidos
pulmonares, que contribuyen a enfermedades respiratorias crónicas, cáncer y a
enfermedades y muertes prematuras. Los niños que viven en zonas con altos niveles de
contaminación por particulados sufren más resfriados, tos y otros síntomas que los niños
que habitan en zonas menos contaminadas. Los particulados emitidos por centros
industriales, especialmente metalúrgicos, contribuyen con altos índices de cáncer
pulmonar (Harte y col., 1995).
2.5.2 Metales pesados
Algunos metales son esenciales para la buena salud y su deficiencia puede favorecer
enfermedades. Otra propiedad importante de los metales es que nunca se degradan. A
diferencia de muchos contaminantes orgánicos que se descomponen con la exposición a
la luz solar o al calor, los metales persisten. Pueden ser enterrados en el suelo o lavados
dentro de sedimentos, pero nunca desaparecen y siempre permanecen como un peligro
que puede volverse a presentar en el futuro (Harte y col., 1995).
Los metales pesados son muy tóxicos porque, como iones o compuestos, son solubles en
agua y pueden ser rápidamente adsorbidos dentro de los organismos vivos. Después de
la absorción, estos metales pueden unirse a componentes de células vivas como
proteínas estructurales, enzimas y ácidos nucleicos, e interfiere con su funcionamiento.
En humanos, algunos de estos metales, aún en pequeñas cantidades, pueden causar
severos efectos fisiológicos y de salud (Landis y Yu, 2004).
2.5.2.1 Plomo
El plomo es el metal pesado contaminante más generalizado en la atmósfera y, además
de unas cuantas industrias asociadas con el plomo, este metal solía proceder de los
escapes de automóviles. El plomo que originan los automóviles se asocia
exclusivamente con partículas dentro del rango de lo respirable, esto es, con un tamaño
predominante de partículas de un micrómetro de diámetro o menos, las cuales pueden
alcanzar más fácilmente la porción inferior del pulmón, los alvéolos, donde el plomo se
encuentra disponible para intercambio dentro de la corriente sanguínea (Strauss y
Mainwaring, 1997).
Una vez que el plomo entra al corriente sanguíneo, cerca del 10% es excretado y el resto
se almacena en los huesos. Los niños de hasta 9 años de edad son particularmente
vulnerables al envenenamiento con plomo, porque sus cuerpos adsorben este metal más
fácilmente que los adultos. Además, las mujeres embarazadas pueden transferir también
niveles peligrosos de plomo a los niños en gestación (Miller, 1994).
La mayoría del plomo en el organismo humano está inicialmente presente en la sangre,
aunque en último término alcanza una saturación y el exceso entra a los tejidos blandos,
incluyendo los órganos, en particular el cerebro. En último término, el plomo se deposita
en los huesos, donde reemplaza al calcio puesto que los iones Pb2+ y el Ca2+ son
similares en tamaño. De hecho, la adsorción del plomo por el organismo aumenta en
personas que tienen deficiencia de calcio (o hierro) y es mucho mayor en niños que en
adultos. La toxicidad del plomo es proporcional a la cantidad presente en los tejidos
blandos y no en la sangre ni en los huesos. El plomo permanece en el cuerpo humano
durante años, por lo que puede acumularse en el organismo. La disolución del hueso, tal
como ocurre en las personas mayores o por enfermedad, da lugar a la movilización del
plomo almacenado en los huesos hacia el flujo sanguíneo, donde produce efectos tóxicos
(Baird, 2001).
Los efectos del plomo son los mismos si entran al cuerpo a través de la respiración o de
la ingestión de alimentos. El principal blanco de la toxicidad del plomo es el sistema
nervioso central, tanto en adultos como en niños. Exposiciones laborales prolongadas a
plomo en adultos han resultado en un decremento en el funcionamiento en algunas
pruebas que miden la función del sistema nervioso. La exposición a plomo también
puede causar debilidad en dedos, muñecas o tobillos. La exposición a plomo también
causa pequeños incrementos en la presión sanguínea, particularmente en personas de
mediana edad y ancianos, así como anemia. En exposiciones a altos niveles, el plomo
causa severos daños en el cerebro y riñones en adultos o niños, hasta llegar a la muerte.
En mujeres embarazadas, altos niveles de exposición pueden causar aborto y en hombres
pueden dañar la producción de espermas (ATSDR, 2005 b).
Los niños son más sensibles al plomo que los adultos. El plomo afecta de diferentes
formas dependiendo que tanto plomo se haya consumido. Un niño que ha consumido
grandes cantidades de plomo puede desarrollar anemia, daño renal, cólicos (daños
estomacales severos), debilidad muscular, y daño cerebral, lo cual finalmente puede
causar la muerte del niño. En algunos casos, la cantidad de plomo en el cuerpo de los
niños puede ser disminuida dándoles ciertos medicamentos que ayudan a eliminar el
plomo del cuerpo. Si el niño consume pequeñas cantidades de plomo, como polvo
proveniente de pintura, es mucho menos severo, pero aún produce efectos importantes
en la sangre, desarrollo y comportamiento. Aún en pequeñas cantidades de exposición,
el plomo puede afectar el crecimiento mental y psicológico de los niños. Fetos expuestos
a plomo en la matriz, porque sus madres tienen mucho plomo en sus cuerpos, pueden
nacer prematuramente y tener bajo peso al nacer. Exposiciones en la matriz, en la
infancia, o en la niñez temprana también puede producir un lento desarrollo mental y
baja inteligencia en la niñez avanzada (ATSDR, 2005 b).
2.5.2.2 Arsénico
El arsénico es un metal de alta distribución en lugares como los estados vecinos de
Sonora y Arizona, debido a que forma parte de su geología. Se utiliza en las aleaciones,
los plaguicidas, los agentes conservadores de la madera y en algunas preparaciones
médicas. Este elemento fue inicialmente usado en los pigmentos para pinturas, pero este
uso cesó, cuando se descubrió que en condiciones húmedas, los mohos convierten el
arsénico en los gases altamente tóxicos arsina y trimetilarsina (Duffus, 1983).
Las fuentes ambientales de arsénico provienen del uso continuado de sus compuestos
como pesticidas, a partir de su emisión no intencionada durante la extracción y fundición
de oro, plomo, cobre y níquel, la producción de hierro y acero, y de la combustión de
carbón, del cual es un contaminante. El lixiviado de minas de oro abandonadas en
décadas y siglos anteriores, pueden aún ser una fuente significativa de contaminación
por arsénico (Baird, 2001).
La inhalación de niveles altos de arsénico inorgánico puede producir dolor de garganta
e irritación de los pulmones. La ingestión de niveles muy altos de arsénico puede ser
fatal. La exposición a niveles más bajos puede producir náusea y vómitos, disminución
del número de glóbulos rojos y blancos, ritmo cardíaco anormal, fragilidad capilar y una
sensación de hormigueo en las manos y los pies. La ingestión o inhalación prolongada
de niveles bajos de arsénico inorgánico puede producir oscurecimiento de la piel y la
aparición de pequeños callos o verrugas en la palma de las manos, la planta de los pies y
el torso. El contacto de la piel con arsénico inorgánico puede producir enrojecimiento e
hinchazón (ATSRD, 2005 a).
Los dos efectos más peligrosos de la exposición al arsénico para la población general
son el cáncer pulmonar por inhalación y el cáncer de piel por ingestión. También es
significativa la intoxicación como resultado de contaminación accidental de productos
comestibles y otros trastornos por exposición crónica de bajo nivel. El cáncer pulmonar
por respirar arsénico es una enfermedad ocupacional para los trabajadores de la industria
fundidora y de la industria de fabricación de pesticidas arsenicales. Asimismo se
observan elevados índices de cáncer de pulmón de personas que viven en la vecindad de
dichas fábricas (Harte y col., 1995).
El arsénico es conocido por ser cancerígeno en seres humanos. La inhalación y,
probablemente también la ingestión de arsénico produce cáncer de pulmón. Por otra
parte, la ingestión de arsénico origina cáncer de piel y de hígado, y quizás cáncer de
vejiga y de riñón. Hay evidencias de que fumar tabaco y la simultánea exposición a
arsénico actúan sinérgicamente para causar cáncer de pulmón, es decir, que su efecto
conjunto es mayor que la que ejercería la suma de los efectos individuales si actuaran
independientemente. No se conoce ningún riesgo sobre la salud humana, en caso de que
lo haya, de las concentraciones de fondo de arsénico que se encuentran en el medio
ambiente (Baird, 2001).
2.6 Índices de Toxicidad y Límites Máximos Permisibles de Partículas y
Metales Pesados (Evaluación de la Toxicidad).
Los Índices de Toxicidad en Evaluación de Riesgos, son los valores de los parámetros
que miden la peligrosidad de las sustancias presentes en el sitio.
A través de las diferentes investigaciones, la EPA ha definido una serie de Dosis de
Referencia (RfD) para diferentes sustancia químicas. De la misma manera, la ATSDR
(Agency for Toxic Substances and Disease Registry) ha definido las Dosis de Riesgo
Mínimo (MRL). Ambas clasificaciones de dosis implican que las sustancias químicas a
estos niveles no son nocivas, es decir, un contaminante a una dosis similar a la RfD o
MRL, no deberá representar un riesgo para la gran mayoría de los individuos (Días,
1999).
Otros índices de toxicidad importantes en la evaluación de la toxicidad son la NOAEL
(la máxima dosis experimental en la cual no se ha observado efecto adverso alguno para
el padecimiento seleccionado) y la LOAEL (mínima dosis experimental en la cual se
observa un efecto adverso), estos pueden obtenerse revisando la literatura científica,
como los perfiles toxicológicos de la ATSDR y el banco de datos IRIS (Días, 1999).
Los Límites Máximos Permisibles son valores de concentración para compuestos o
elementos contaminantes, que han sido establecidos para garantizar que mientras las
condiciones ambientales se encuentran por debajo de estos, no existe riesgo a la salud de
la población (SEMARNAT, 2003).
2.6.1 Partículas
La Organización Mundial de la Salud, en sus Normas de Calidad del Aire, Actualización
Global del año 2005, establece límites permisibles para partículas menores a 10 micras
(PM10) y 2.5 micras (PM 2.5), para medias de 24 horas y medias anuales, los cuales
corresponden a 25 y 10 μg/m3 para PM10; y, 50 y 20 μg/m3 para PM 2.5, respectivamente.
Por su parte la EPA (1990) en sus Estándares Nacionales de Calidad del Aire o NAAQS
(National Ambient Air Quality Standards), establece límites permisibles de material
particulado para PM10 de 50 μg/m3 y PM2.5 de 15 μg/m3, estos son medias aritméticas
anuales y están catalogados como estándares primarios, es decir, permiten proteger la
salud pública, incluyendo la salud de la población sensible como asmáticos, niños y
ancianos.
En México, los límites máximos permisibles de calidad del aire para Partículas
Suspendidas Totales (PST), Partículas Menores a 10 μm (PM10) y Partículas Menores a
2.5 μm (PM2.5), han sido publicados en la Norma Oficial Mexicana NOM-025-SSA1-
1993 (DOF, 2005), en donde se establece para PST un valor de 210 μg/m3 (prom.
diario), para PM10 120 μg/m3 (prom. diario) y 50 μg/m3 (prom. anual), y para PM2.5 65
μg/m3 (prom. diario) y 15 μg/m3 (prom. anual), para efectos de protección a la salud de
la población más susceptible.
Para la materia partículada no se cuenta con información de Índices de Toxicidad ya que
no se trata de tóxicos sino de materia que causa daños debido a acciones físicas, por este
motivo en la base de datos IRIS de la EPA y en los Perfiles Toxicológicos de la ATSDR,
no se presenta información.
Tabla 2. Resumen de límites permisibles de partículas en aire.
Contaminante LMP (μg/m3)
Período de exposición Fuente
PM 10 25 10
Media de 24 Horas Media anual
AQG (WHO, 2005)
PM 2.5 50 20
Media de 24 Horas Media anual
AQG (WHO, 2005)
PM 10 50 Media anual NAAQS (EPA, 1990)
PM 2.5 15 Media anual NAAQS (EPA, 1990)
PST 210 Prom. de 24 horas NOM-025-SSA1-1993 (DOF, 2005)
PM 10 120 50
Prom. de 24 horas Promedio anual
NOM-025-SSA1-1993 (DOF, 2005)
PM 2.5 65 15
Prom. de 24 horas Promedio anual
NOM-025-SSA1-1993 (DOF, 2005)
2.6.2 Arsénico
La base de datos IRIS contiene una descripción para arsénico inorgánico, la cual fue
publicada por primera vez en 1988 y ha sido actualizada en diversas ocasiones. Para esté
compuesto no se tienen datos disponibles de RfD inhalatoria, más sí para RfD Oral, la
cual fue establecida en 1993, con un valor de 0.0003 mg/kg-día, también proporciona
una NOAEL de 0.009 mg/lt convertida a 0.0008 mg/kg-día y una LOAEL de 0.17 mg/lt
convertida a 0.014 mg/kg-día. Se clasifica al arsénico como carcinogénico humano,
clasificación A, según el peso de la evidencia; además, proporciona estimaciones
cuantitativas de riesgo para exposiciones oral e inhalatoria. Para exposición oral un
Factor de Pendiente de 1.5 por mg/kg/día, y una Unidad de Riesgo para agua consumida
de 0.000005 ug/lt, para riesgo por consumo de agua también presenta concentraciones a
niveles de riesgo especificados, para 1 en 10,000, es decir, la posibilidad de que se
presente un caso de riesgo en 10,000 personas, es de 2 ug/lt, para 1 en 100,000 una
concentración de 0.2 ug/lt, y para 1 en 1000,000 de 0.02 ug/lt. Para la vía inhalatoria, se
considera solo Unidad de Riesgo la cual es de 0.00429 μg/cu.m, este valor fue obtenido
de estudios de exposiciones ocupacionales (EPA, 2006).
Por su parte la ATSDR en el Perfil Toxicológico del Arsénico, al igual que en la base
IRIS, no presenta MRL para exposiciones por inhalación para arsénico inorgánico u
orgánico. Para exposición oral, establece un MRL provisional de 0.005 mg/kg/día para
exposición a arsénico inorgánico (14 días de duración o menos), la cual fue obtenida
después de aplicar un Factor de Incertidumbre de 10 al LOAEL que es de 0.05 mg
As/kg/día. Para exposición crónica (365 días o más), se establece un MRL de 0.0003
mg/kg/día, derivado de la aplicación de un factor de incertidumbre de 3 a la NOAEL de
0.0008 mg/kg/día (ATSDR, 2005a).
La Organización Mundial de la Salud (WHO, 2000) presenta en su segunda edición de
las Normas de Calidad del Aire para Europa, estimaciones de riesgo derivadas de
estudios de poblaciones humanas expuestas en Suiza y Estados Unidos de América. En
donde a una concentración de 1 μg/m3, se estima un riesgo vitalíceo de 1.5x10-3, esto
significa que los niveles de riesgo vitalicio son 1:10 000, 1:100 000, o 1; 1 000 000 a
una concentración de aire de alrededor de 66 ng/m3, 6.6 ng/m3 o 0.665 ng/m3,
respectivamente. No se recomiendan niveles de seguridad para exposición por
inhalación, cuando se asumen relaciones lineares de dosis-respuesta.
La normatividad mexicana no cuenta con normas que establezcan Límites Máximos
Permisibles para arsénico en aire.
Tabla 3. Resumen de información toxicológica de arsénico.
EFECTOS NO CANCERÍGENOS
Índices de Toxicidad FUENTE RfD MRL (mg/kg/día) NOAEL
(mg/kg/día) LOAEL
(mg/kg/día)
0.00031 0.00081 0.014 IRIS (EPA, 2006)
0.0051a
0.00031a 0.051b
0.00081b (ATSDR,
2005a)
EFECTOS CANCERÍGENOS
Clasificación Factor de Pendiente
(mg/kg/día)
Unidades de Riesgo
Niveles de Riesgo FUENTE 1:10,000 1:100,000 1:1000,000
A 1.51 0.0000052
0.004293 22
0.22
0.022
IRIS
(EPA, 2006)
664 6.64 0.6654 AQG (WHO, 2000)
1 Dosis orales 2 Por consumo de agua (ug/lt) 3 Vía Inhalatoria (μg/cu.m) 4 Vía Inhalatoria (ng/m3) a Aguda b Crónica A Carcinogénico Humano
2.6.3 Plomo
Para plomo, la base IRIS contiene una descripción para plomo inorgánico, la cual
considera inapropiado el establecimiento de una RfD Oral ya que al parecer algunos
efectos, en particular cambios en los niveles de ciertas enzimas en la sangre y en
aspectos del desarrollo del comportamiento neuronal en niños, pueden ocurrir en niveles
en la sangre tan bajos que no se puede establecer un umbral. Tampoco presenta RfD
para exposición inhalatoria. Para el caso de efectos carcinogénicos, según el peso de la
evidencia se clasifica como carcinogénico tipo B2, es decir, probable carcinogénico
humano con suficiente evidencia en estudios en animales, sin embargo, no se presentan
estimaciones cuantitativas como factores de pendiente y unidades de riesgo orales e
inhalatorias.
En el Perfil Toxicológico del plomo de la ATSDR (2005b), no se establece MRL para
plomo, ya que no se ha identificado un umbral para algunos de los efectos más sensibles
en humanos. Estudios epidemiológicos y observaciones clínicas proveen evidencia para
una progresión de efectos adversos a la salud en humanos que ocurren en asociación con
PbBs en un rango de <10 a >60 g/dL.
La Organización Mundial de la Salud (WHO, 2000), en las Normas de Calidad del Aire
para Europa (AQG), los valores para plomo en aire se basan en la concentración de
plomo en sangre, proponiendo un nivel crítico de 100 μg/lt. Al parecer 1μg de plomo
por m3 de aire contribuye directamente a 19 μg de plomo por lt de sangre en niños y
alrededor de 16 μg por lt de sangre en adultos; sin embargo, es aceptado que la
contribución relativa del aire es menos significante en niños que en adultos. Se considera
que hay situaciones en que un incremento de plomo en el aire contribuye a incrementar
el plomo por vías ambientales indirectamente, para corregir el incremento por otras vías
se asume que 1 μ/m3 de plomo en aire puede contribuir a 50 μg de plomo por m3 de
sangre. En base a un nivel 100 μg/lt, la media anual del nivel de plomo no puede
exceder 54 μg/l, sobre esta base el nivel anual medio de plomo en aire no puede exceder
0.45 μg/m3. A pesar de que algunas sales de plomo han sido encontradas como
carcinogénicas en animales, la evidencia como potencial carcinogénico humano es
inadecuado, por lo que no se considera.
La normatividad Mexicana indica en la norma NOM-026-SSA1-1993 (DOF, 1994), un
valor permisible de 1.5 μg/m3 en un período de tres meses promedio aritmético, como
protección a la salud de la población susceptible.
Tabla 4. Resumen de información toxicológica del plomo.
Carcinogenicidad Nivel crítico
en sangre (μg/lt)
LMP (μg/m3)
Período de exposición Fuente
100 0.45 Media anual AQG (WHO, 2000)
1.5
Tres meses promedio aritmético
NOM-026-SSA1-1993 (DOF,
1994)
B2
(probable carcinogénico
humano)
IRIS (EPA, 2006)
2.7 Legislación Ambiental de Residuos Mineros en México En el período de 1990-1994, se integró el Programa Nacional de Modernización de la
Minería, así como el Manual de Servicios al Público en Materia Minera. Aunado a lo
anterior, en la pasada administración se celebró el Convenio de Concertación en Materia
Ecológica para la Industria Minera Nacional, entre las Secretarías de Desarrollo Social
(SEDESOL), de Energía y Minas (SEMIP) y la Cámara Minera de México. En dicho
Convenio, se definió el tipo de instrumentos requeridos para lograr la protección del
ambiente en las distintas fases que comprende la producción minera, los cuales incluyen
el desarrollo de los Instructivos de Presentación de Manifestaciones de Impacto
Ambiental, así como la participación del sector minero en los estudios de Ordenamiento
Ecológico relacionados con las regiones mineras y la elaboración de normas relativas al
control de las emisiones a la atmósfera, de las descargas al agua y al manejo de los
residuos mineros, en particular en lo que respecta a su depósito en presas de jales o
relaves (INE, 2006).
En cuanto al control de los desechos peligrosos generados por la minería, el Reglamento
de la Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente en Materia de
Residuos Peligrosos estipula que la disposición final de éstos se efectuará en presas de
jales y según lo dispuesto en las Normas Oficiales Mexicanas correspondientes, las
cuales se listan en la tabla 5. Estas presas de jales podrán ubicarse en el lugar en que se
originen o generen dichos residuos, excepto arriba de poblaciones o de cuerpos
receptores ubicados a una distancia menor de 25 kilómetros que pudieran resultar
afectados (DOF, 1988).
Tabla 5. Normas Oficiales Mexicanas en materia de residuos peligrosos.
NORMA CONTENIDO NOM-052-SEMARNAT -93
Establece las características de los residuos peligrosos, el listado de los mismos y los límites que hacen a un residuo peligroso por su toxicidad al ambiente.
NOM-053-SEMARNAT -93
Establece el procedimiento para llevar a cabo la prueba de extracción para determinar los constituyentes que hacen a un residuo peligroso por su toxicidad al ambiente.
NOM-054-SEMARNAT -93
Establece el procedimiento para determinar la incompatibilidad entre dos o más residuos considerados como peligrosos por las Norma Oficial Mexicana NOM-055-ECOL-93
NOM-055-SEMARNAT-2003
Que establece los requisitos que deben reunir los sitios que se destinarán para un confinamiento controlado de residuos peligrosos previamente estabilizados.
NOM-056- SEMARNAT-93
Establece los requisitos para el diseño y construcción de las obras complementarias de un confinamiento controlado de residuos peligrosos.
NOM-057- SEMARNAT-93
Establece los requisitos que deben observarse en el diseño, construcción y operación de celdas de un confinamiento controlado para residuos peligrosos.
NOM-058-SEMARNAT-93 Establece los requisitos para la operación de un confinamiento controlado de residuos peligrosos.
Como todas las empresas que tienen emisiones al aire, descargas al agua y generan
residuos peligrosos, la industria minera requiere obtener licencias de funcionamiento,
permisos de descargas y autorizaciones de manejo de residuos peligrosos, así como
informar de manera regular acerca del cumplimiento de las disposiciones normativas en
la materia. A la vez, estas empresas pueden recurrir a la obtención de una Licencia
Ambiental Única (LAU), lo que reduce a un solo trámite la obtención de todas las
autorizaciones antes mencionadas. Así mismo, en lugar de reportes o manifiestos
semestrales, pueden llenar una Cédula de Operación Anual (COA) (INE, 2006).
La autorregulación, por su parte, es promovida a través de las auditorias voluntarias, la
adhesión a los programas voluntarios de Protección Ambiental y Competitividad
Industrial o de Gestión Ambiental de la Industria en México, actividades todas ellas en
las que se alienta la certificación de conformidad con la normatividad ISO 14000 (INE,
2006).
Recientemente fue aprobada por la Secretaria del Medio Ambiente y Recursos Naturales
(SEMARNAT) la Norma NOM-141-SEMARNAT-2003, que establece el procedimiento
para caracterizar los jales, así como las especificaciones y criterios para la
caracterización y preparación del sitio, proyecto, construcción, operación y
postoperación de presas de jales, la cual sólo aplica para nuevos proyectos (DOF, 2004).
Sin embargo como producto de la actividad minera pasada, existen millones de
toneladas de jales dispersos en el territorio nacional, de los que no se conocen sus
condiciones y sus potenciales afectaciones al ambiente (Ramos-Arroyo y Siebe-
Grabach, 2006).
2.8 Evaluación de Riesgos
La evaluación o análisis de riesgos tiene sus orígenes en el estudio de los efectos de los
contaminantes en la salud humana. Desde hace muchos años, ha existido preocupación e
interés por determinar los efectos negativos que se producen en la salud derivados de la
exposición a distintas sustancias tóxicas (Enkerlin, 1997).
Puede considerarse que la evaluación de riesgos por exposición a compuestos químicos
tóxicos consta de cuatro etapas: 1) identificación del peligro; 2) preparación de un
modelo de dosis-respuesta (evaluación de la toxicidad); 3) evaluación de la exposición, y
4) caracterización del riesgo. La etapa de identificación del peligro responde a la primera
pregunta de la evaluación de riesgos: ¿Qué posibilidades hay de que se presente un
riesgo determinado? Las siguientes dos etapas, la producción de un modelo de dosis-
respuesta y la evaluación de la exposición se combinan para cuantificar el riesgo
relacionado con la exposición actual y la previsible. Finalmente, la fase de la
caracterización del riesgo presenta, al mismo tiempo, las probabilidades cualitativas de
que se produzca un peligro y, suponiendo que así sea, las estimaciones cuantitativas del
riesgo (Anderson, 1993).
La Evaluación de Riesgo tiene sus orígenes en Estados Unidos, en 1980 el congreso
decretó el Acta de Respuesta de Total Compensación y Responsabilidad Ambiental
(CERCLA por sus siglas en ingles), conocida comúnmente como Superfund
(Superfondo), para responder ha amenazas causadas por liberaciones no controladas al
ambiente de sustancias tóxicas. La sección 105 de CERCLA requirió que la EPA
estableciera criterios para determinar prioridades entre liberaciones o posibles
liberaciones de sustancias tóxicas con el propósito de tomar acciones de remediación.
Por esta razón se desarrollo el Sistema de Ordenamiento de Peligro (HRS por sus siglas
en ingles) para evaluar sitios para su posible inclusión en la Lista Nacional de
Prioridades (LNP), en ella, aquellos sitios que tengan la más seria amenaza a la salud
pública y al ambiente serán elegibles para el financiamiento del Superfondo para
acciones de remediación (EPA, 1991).
El proceso de evaluación en el programa Superfund comienza con el descubrimiento del
sitio, o notificación a la EPA de una posible liberación de sustancias tóxicas. Entonces,
la EPA evalúa utilizando una fase de investigación consistente en un Análisis Preliminar
y si es necesario con una Inspección del Sitio. Cuando éstos están completos, la EPA
calcula la calificación del sitio en el HRS, pudiendo recomendar posteriores
investigaciones y una posible propuesta a la LNP (EPA, 1992).
La Evaluación Preliminar (EP) distingue sitios que presentan poca o ninguna amenaza
potencial a la salud humana y el ambiente de sitios que requieren posteriores
investigaciones. La EP es una recopilación de información relativamente rápida y de
bajo costo ya disponible acerca del sitio y sus alrededores. Esta enfatiza la identificación
de poblaciones y otros blancos que podrían ser afectados, incluye el reconocimiento del
sitio y su ambiente circundante pero sin la realización de muestreos ambientales (EPA,
1992).
DESCUBRIMIENTODEL SITIO CERCLIS
EVALUACIONPRELIMINAR
(EP)
INSPECCION DEL SITIO
(IS)
SISTEMA DE POSICIONAMIENTODE PELIGROSIDAD
(SPP)
LISTA NACIONAL DE PRIORIDADES
(LNP)
INFORMACION PROPORCIONADA A ESTADOS Y OTRAS AUTORIDADES REGULATORIAS
ACCIONES DE REMOCION PUEDEN SUSCITASE EN CUALQUIER ETAPA
FASE DE EVALUACION DEL SITIO
FASE DE REMEDIACION
LISTA NACIONALDE PRIORIDADES
(LNP)
INVESTIGACION PARA LA REMEDIACION / ESTUDIO
DE FACTIBILIDAD(IR/EF)
REGISTRO DEDECISION
(RD)
DISEÑO DE REMEDIACION / ACCIONES
DE REMEDIACION(DR/AR)
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO
ACCIONES DE REMOCION PUEDEN SUSCITASE EN CUALQUIER ETAPA
DESCUBRIMIENTODEL SITIO CERCLIS
EVALUACIONPRELIMINAR
(EP)
INSPECCION DEL SITIO
(IS)
SISTEMA DE POSICIONAMIENTODE PELIGROSIDAD
(SPP)
LISTA NACIONAL DE PRIORIDADES
(LNP)
INFORMACION PROPORCIONADA A ESTADOS Y OTRAS AUTORIDADES REGULATORIAS
ACCIONES DE REMOCION PUEDEN SUSCITASE EN CUALQUIER ETAPA
FASE DE EVALUACION DEL SITIO
FASE DE REMEDIACION
LISTA NACIONALDE PRIORIDADES
(LNP)
INVESTIGACION PARA LA REMEDIACION / ESTUDIO
DE FACTIBILIDAD(IR/EF)
REGISTRO DEDECISION
(RD)
DISEÑO DE REMEDIACION / ACCIONES
DE REMEDIACION(DR/AR)
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO
ACCIONES DE REMOCION PUEDEN SUSCITASE EN CUALQUIER ETAPA
Figura 1. Secuencia del proceso Superfund de la EPA.
2.9 Área de Estudio
2.9.1 Localización y Vías de Acceso
El municipio de Nacozari de García, Sonora, se localiza en la porción serrana al noroeste
del estado, colindando con los municipios de Fronteras al Norte; Bavispe y Bacerac al
Este; Villa Hidalgo y Cumpas al Sur, y Bacoachi al Oeste. Las coordenadas geográficas
y altitud de la cabecera municipal son las siguientes: Latitud Norte 30°22’, Longitud
Oeste 109°41’, y Altitud de 1,100 msnm (INEGI, 2004). En el anexo a de cartas
temáticas se presenta un plano de localización del área de estudio.
La ciudad de Nacozari se ubica a 250 km de Hermosillo, se comunica por carretera
pavimentada, así como por medio de una línea ferroviaria. Existe un aeropuerto con
pista de aterrizaje de 2,400 metros de longitud, ubicada a 36 km al norte de Nacozari,
aproximadamente a 500 metros de las instalaciones de fundición de Mexicana de Cobre
S.A. La localidad de mayor importancia la constituye la propia cabecera municipal,
donde se concentra la gran mayoría de la población, ya que en el resto del Municipio
solo se tienen cuatro localidades con más de 100 habitantes y el resto corresponde a
rancherías dispersas, compuestas de 1 a 5 viviendas (Vázquez, 2001).
2.9.2 Clima
De acuerdo al sistema de clasificación climática de Koppen, modificado por Enriqueta
García para adaptarlos a las condiciones de la república Mexicana, el clima en Nacozari
corresponde a una transición entre el grupo de climas secos, tipo semiseco, con variante
en los subtipos semiseco semicálido y semiseco templado. Las claves de los climas que
se definen son las siguientes: Bs, hw (x’)(e’). Semiseco, semicálido, con lluvias de
verano, porcentaje de precipitación invernal mayor a 10.2 mm, con invierno fresco, muy
extremoso, Bs, Kw (x’)(e’) (CNA, 1996).
La transición está condicionada principalmente por la temperatura, correspondiente al
subtipo semicálido, a las partes bajas de la región donde se localiza Nacozari, y
conforme se alcanza mayores elevaciones hacia las montañas circundantes, el clima
semicálido se convierte en templado, al descender gradualmente la temperatura media.
Respecto a la precipitación, el valor promedio anual es de 645.1 mm, en los períodos de
precipitación, el más importante ocurre durante el verano en los meses de julio, agosto y
septiembre, cuando se concentra el 52% de la lluvia anual, lo que define claramente el
período húmedo o de lluvias (CNA, 1996).
El segundo período por volumen precipitado, se presenta durante el invierno, en los
meses de diciembre, enero y febrero cuando se acumula el 26% de la precipitación
anual. Las lluvias de verano se caracterizan por ser torrenciales y de corta duración,
obedeciendo a sistemas convectivos característicos de esta región del Noroeste del país.
Las lluvias de invierno, son generalmente de poca intensidad y larga duración,
provocadas por sistemas atmosféricos, como son frentes fríos y vaguadas polares que
tienen su origen en las regiones cercanas al Polo Norte y que descienden hacia estas
latitudes, cuando las condiciones de corrientes de vientos de altura, presión atmosférica
y humedad la favorecen (CNA, 1996). En la tabla 6, se presentan datos climáticos del
año 2002, proporcionados por la Comisión Nacional del Agua.
Tabla 6. Datos mensuales de temperatura, precipitación y vientos del año 2002.
Mes Temperatura
(°C)
Precipitación
(mm)
Velocidad del
viento (m/s)
Dirección del
viento
Enero 15.0 16.1 ---- ----
Febrero 17.6 73 ---- ----
Marzo 21.8 0.0 6.0 Sur
Abril 27.1 0.0 5.9 Sur
Mayo 30.9 0.0 7.6 Sur
Junio 36.8 2 4.7 Sur
Julio 32.4 118.9 4.0 Sur
Agosto 30.2 123.0 3.5 Sur
Septiembre 30.9 48.7 5.0 Norte
Octubre 24.9 58 5.2 Sur
Noviembre 20.9 14.8 6.1 Norte
Diciembre 15.7 21 7.3 Sur
Fuente: Datos proporcionados por la Comisión Nacional del Agua, Gerencia Región Noroeste.
2.9.3 Hidrografía
Hidrológicamente el Municipio se localiza en la cuenca del Río Yaqui, dividido por las
subcuencas del Río Bavispe al norte y noroeste, el Río Moctezuma en la porción
Sureste, en proporciones de ocupación aproximada del 70% en la primera y 30% en la
segunda. En lo que respecta a la ciudad de Nacozari, este se ubica en la clave 9D-8,
interpretada como Sonora Sur, cuenca del Río Yaqui, subcuenca Río Moctezuma, de
acuerdo a la regionalización de la Comisión Nacional del Agua (CNA, 1996).
La corriente que se aprovecha en el sitio es el Arroyo Nacozari, el cual nace en el
parteaguas común con la cuenca del Río Sonora y la del Arroyo Fronteras, a una altitud
de 2,486 msnm, en la Sierra La Púrica, 20 km al Noroeste de Nacozari. Su curso general
es hacia el sur, desciende rápidamente pasando por la población de Nacozari a una
elevación de 1,100 metros, con una longitud de recorrido hasta éste sitio de 21.7 km
(CNA, 1996).
Aguas abajo, el río pasa por las inmediaciones de Cumpas y Moctezuma, cambiando su
nombre por el de ésta última población, hasta su descarga al vaso de la presa Plutarco
Elías Calles (El Novillo), localizada en su confluencia con el Río Yaqui (CNA, 1996).
2.9.4 Vegetación
2.9.4.1 Tipos de Vegetación (INEGI)
Según la carta Uso de Suelo y Vegetación 1:250 000 para Nacozari de García, el área de
estudio tiene los siguientes tipos de vegetación (Carta de Vegetación en anexo a), los
cuales se describen brevemente según la Guía para la Interpretación de Cartografía de la
Carta de Uso de Suelo y Vegetación (INEGI, 2005):
Bosque Encino (Q)
Este tipo de vegetación se localiza principalmente al norte del poblado de Nacozari de
García, como parte de la Sierra Buenos Aires y El Globo. Al sureste también se puede
encontrar este tipo de vegetación acompañada con Vegetación Secundaria Arbustiva.
Por las características de los encinos, estos bosques han sido muy explotados con fines
forestales para la extracción de madera para la elaboración de carbón y tablas para el uso
doméstico, lo cual provoca que este tipo de vegetación tienda a fases secundarias las que
a su vez sean incorporadas a la actividad agrícola.
Pastizal Natural (N)
El pastizal natural se encuentra ampliamente distribuido en todo el municipio. Es una
comunidad dominada por especies de gramíneas en ocasiones acompañadas por hierbas
y arbustos de diferentes familias, como los son: compuestas, leguminosas, etc. Su
principal área de distribución se localiza en la zona de transición entre los matorrales
xerófilos y la zona de bosques; en sus límites con los bosques de encino forma una
comunidad denominada Bosque Bajo y Abierto por la apariencia de los primeros árboles
de los Encinares de las partes elevadas propiamente dichos.
Por sus características este tipo de vegetación es el más explotado desde el punto de
vista pecuario a base de ganado vacuno, lo que ha provocado que la mayoría de estas
comunidades estén muy perturbadas y algunos casos hayan sido sustituidas por diversos
arbustos y/o hierbas. Muchas áreas de encuentran sobrepastoreadas y otras han sido
ocupadas por agricultura generalmente de temporal.
Pastizal Inducido (I)
Este tipo de pastizal se encuentra localizado en una pequeña porción de terreno al
sureste de Nacozari y surge cuando es eliminada la vegetación original. Este pastizal
puede aparecer como consecuencia de desmonte de cualquier tipo de vegetación;
también puede establecerse en áreas agrícolas abandonadas o bien como producto de
áreas que se incendian con frecuencia.
Matorral Desértico Micrófilo (Dm)
Este tipo de matorral se encuentra ampliamente distribuido en el municipio, una
importante fracción comienza en el poblado de Nacozari de García y continúa en todo el
cause del río, hasta pasar Nacozari Viejo, también se puede encontrar al suroeste del
municipio.
2.9.4.2 Tipos de Vegetación (COTECOCA)
Según la Comisión Técnico Consultiva de Coeficientes de Agostadero (COTECOCA,
1974), en el municipio de Nacozari se pueden encontrar siguientes tipos de vegetación:
Pastizal mediano arbofrutescente: Cb (B), sitio Cb(B)1.
Pastizal amacollado arbofrutescente: Cm (B), sitio Cm(B)1.
Bosque esclerofilo perennifolio: Bfd, sitio Bfd2 y Bfd3.
Matorral mediano subinerme: Db (h).
Matorral alto espinoso: Dak.
Bosque esclero aciculifolio: Bfj, sitio Bfj2 y sitio Bfj3.
Bosque caducifolio: Be.
2.9.5 Fauna
En cuanto a la fauna, se pueden encontrar algunas especies de mamíferos, como: venado
cola blanca (Odocuileus virginianus), puma (Felis concolor), lince (Felis rufus), coyote
(Canis latrans), jabalí (Tayassu tajacu), mapache (Procyon lotor), liebre (Lepus alleni),
conejo (Sylvilagus cunicularius), zorra gris (Urocyon cinerepargenteus), ardilla
(Spermophilus variegatus), zorrillo (Spilogale gracilis) y ratón de campo (Onychomys
spp). Especies de aves, como: tecolote (Asio clamator), cuervo (Curvus coras), zopilote
(Cathartes burrovianos), pato prieto (Ayhtya collaris), gavilan gris, aguililla cola roja y
paloma (Zenaida macroura). De anfibios: sapo (Bufo marmoreus), sapo verde (Bufo
cognatus) y rana (Rana forreri). Y de reptiles: lagartija (Anolis nebuloides), iguana
(Sauromalus obesus), tortuga amarilla (Kinosternon flavescen), tortuga terrestre
(Pseudomys scripta), serpiente coralillo (Micruroides euryxanthus), serpiente cascabel
cola (Crotalus molossus), serpiente cascabel tigre (Crotalus tigris), serpientes cascabel
diamante (Crotalus atrox) y camaleón (CNA, 1996).
2.9.6 Población
El municipio está integrado por 39 localidades, las cuales corresponden a la cabecera
municipal y localidades con un habitante, su población total es de 14,365 habitantes, de
los cuales 7,512 son hombres y 6,853 son mujeres. Tiene una tasa de crecimiento del
0.88 por ciento.
Según los censos de población y vivienda de 1980, 1990 y 2000, elaborados por el
INEGI, el municipio presenta los siguientes resultados.
Tabla 7. Poblaciones y tasas de crecimiento del municipio de Nacozari de García.
POBLACION TASA DE CRECIMIENTO (%)
1980 1990 2000 1980/1990 1990/2000
9,383 13,171 14,365 3.5 0.88
Fuente: INEGI censo de población y vivienda 1980-1990 y 2000.