I
SEMINARIO-TALLER. PROTECCIÓN DE ACUÍFEROS FRENTE A LA
CONTAMINACIÓN: METOLODOGÍA.
Toluca, México. 20-22 de Junio de 2001
VULNERABILIDAD
DE ACUÍFEROS FRENTE AL USO DE AGUAS RESIDUALES Y LODOS EN
AGRICULTURA
 Por: |
Esteller.
M.V |
Centro
Interamericano de Recursos del Agua
Facultad
de Ingeniería de la Universidad Autónoma del Estado de México
Cerro
Coatepec S/N C:U: 50130 Toluca (Edo de México) México
esteller@coatepec.uaemex.mx
(México)
RESUMEN
La vulnerabilidad de acuífero
frente a un foco de contaminación areal como es el uso de
aguas residuales y lodos en agricultura, puede ser muy alta
sobre todo si las características de la zona no saturada no
son las idóneas para que los contaminantes presentes en
estas aguas y lodos sufran procesos que den lugar a una
disminución de su presencia.
Un ejemplo del efecto contaminante
por reuso de aguas residuales en riego es lo ocurrido en el
acuífero del Valle de León (México), el cual ha sufrido un
deterioro de la calidad de sus aguas por presencia de algunos
de los contaminantes que están presentes en el agua
residual.
En otros casos, la zona
no saturada actúa como barrera frente a una contaminación
originada, por ejemplo, por el uso de lodos en agricultura.
Este hecho se ha podido comprobar en una parcela
experimental, localizada en el Valle de Toluca (México), en
la cual se ha estudiado el comportamiento del nitrógeno y
fósforo.
ABSTRACT
The aquifer vulnerability front to
non-point contamination, as it is the reuse of wastewaters
and sludge in agriculture, can mainly be very high if the
characteristics of the vadose zone are not the suitable. This
is carried out that the polluting compounds of these waters
and sludges do not undergo processes that give rise to a
diminution of their presence.
An
example of the polluting effect by reuse of wastewaters in
irrigation is the happened thing in the Valley of Leon
aquifer (Mexico), which has undergone a deterioration of the
quality of its waters by presence of some of the polluting
agents, that are present in the residual water.
In
other cases, the vadose zone act as opposed to like barrier a
contamination originated, for example, by the application of
the sludge in agriculture. This fact has been able to verify
in an experimental site, located in the Valley of Toluca
(Mexico), in which the behavior of nitrogen and phosphorus
has studied.
1.- INTRODUCCIÓN
La
determinación del grado de vulnerabilidad de un acuífero se
lleva a cabo, normalmente, teniendo en cuenta un
contaminante de tipo genérico pero, bajo ciertas
circunstancias, es necesario que este grado de vulnerabilidad
se establezca en función de un contaminante o de un foco de
contaminación específico. Este caso sería aplicable, sobre
todo, a los focos de contaminación areales, los cuales
cubren grandes superficies e implican la presencia de unos
contaminantes específicos.
Un
ejemplo claro de este caso sería la contaminación agrícola
y, en particular, la originada por el reuso de aguas
residuales, practica bastante extendida en varios países de
Iberoamérica, y de lodos residuales, cuyo uso se está
extendiendo.
En el
presente trabajo, se expone un ejemplo de contaminación por
el reuso de aguas residuales para riego, el cual intenta
remarcar aquellos aspectos que más inciden en este tipo de
contaminación. Por otro lado, se expone una metodología
para la evaluación de los efectos que, en el suelo y zona no
saturada, sufren aquellos contaminantes que se lixivian y que
tienen su origen en los lodos residuales que se aplican en
campos de cultivo.
2.- REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES EN
AGRICULTURA
2.1.
GENERALIDADES
La reutilización del agua residual depurada se
basa, esencialmente, en aprovecharla como agua de riego y/o
como agua de recarga con objeto de incrementar los recursos
hídricos de un sistema acuífero. Esta reutilización puede
evitar muchos de los problemas que ocasiona el vertido de
estas aguas en cauces superficiales o en el mar, como son
riesgos sanitarios, cambios en las características
organolépticas, eutrofización, etc.
Esta reutilización representa una forma de
conseguir que los recursos hídricos convencionales se
dediquen a cubrir aquellas demandas que exigen una calidad
más elevada del agua.
En la mayoría de estudios realizados sobre
reutilización del agua residual se presta mayor atención a
su uso como agua de riego (Pescod y Arar, 1988; Mujeriego,
1990; Foster et al., 1994; Mujeriego et al., 1996 y Asano y
Levine, 1996), ya que, en comparación con otros tipos de
aplicaciones, requiere en muchos casos un nivel de calidad
menos estricto lo cual implica, a su vez, que el nivel de
depuración que se debe alcanzar durante el tratamiento no
sea tan elevado. Además, la aplicación del agua depurada en
el terreno supone una fase más del tratamiento de
depuración del agua residual ya que al infiltrarse el agua a
través de la zona no saturada se producen numerosos procesos
tanto físicos, químicos como biológicos que dan lugar a la
disminución de su carga contaminante (Oron, 1996; Esteller
et al, 2001).
El interés por la reutilización de aguas
residuales tratadas en riego se centra en las ventajas que
representa, las cuales se pueden resumir en las siguientes:
1. El agua
tratada representa una fuente constante y segura de agua
aún en los años más secos.
2. Es un
aporte continuo de nutrientes para las plantas.
3. El
contenido de nutrientes del agua residual (N, P, K y
microelementos) representa un ahorro en gastos de
fertilización.
4. Se
contribuye a la conservación de los recursos hídricos.
5. Representa
una posible reducción del coste económico del agua
destinada a riego ya que aguas de otra procedencia pueden
resultar a mayor precio.
Frente a estas ventajas hay que tener en cuenta sus
desventajas, que se centran principalmente en dos apartados;
los riesgos sanitarios derivados del uso de aguas residuales
y la contaminación de aguas superficiales y subterráneas,
así como de suelos y cultivos.
2.2. ALGUNAS EXPERIENCIAS
En la actualidad, la reutilización de aguas
residuales tanto urbanas como industriales para riego es un
tema de gran interés a nivel mundial tanto desde el punto de
vista práctico como de investigación, sobre todo en
regiones de clima árido o semiárido donde los recursos
hídricos son un bien escaso, de ahí que la mayoría de
experiencias se hayan realizado en países tales como Israel,
Estados Unidos (California, Texas, Florida, Arizona), Oriente
Próximo, España, México, etc.
La reutilización agrícola y forestal está basada
en aprovechar los nutrientes contenidos en el agua para el
desarrollo de los cultivos, además este riego preserva la
fertilidad y la estructura de los suelos. Por otro lado, en
muchos países en vías de desarrollo, es la única opción
de fertilización agrícola y además permite la disminución
de los organismos patógenos en las aguas excedentes de riego
por el proceso de retención que se produce en el suelo, con
lo cual resulta un tratamiento adicional de depuración de
las aguas.
Las aguas residuales empleadas para riego abarcan
todos los posibles grados de depuración, desde aguas no
tratadas hasta las procedentes de tratamientos
terciarios, y han sido utilizadas para el riego de todas las
especies vegetales y con todos los sistemas de riego
existentes.
En Estados Unidos ha sido donde un mayor número de
proyectos de reutilización de aguas residuales se han
llevado a cabo, empleándose un caudal de 2.6 106 m3/día
(riego, procesos industriales, recarga de acuíferos,
acuicultura, uso recreacional), y en el caso concreto de
California esta reutilización representa 0.9 106 m3/día,
con un elevado porcentaje de este caudal dedicado al riego.
Un caso ejemplar, son los países localizados en el
Oriente Próximo. En Egipto, por ejemplo, se ha puesto bajo
riego con aguas residuales depuradas unas 33200 ha, cerca de
El Cairo y en la región oeste del Delta del Nilo,
cultivándose cítricos, dátiles y cacahuetes, existiendo
planes para otras 69000 ha. En Kuwait, 0.3 106 m3/día de
aguas depuradas son empleadas para el riego de alfalfa,
cereales y vegetales, y en menor medida en zonas verdes,
mientras que en Libia se utilizan 0.1 106 m3/día para el
riego de cereales, sorgo, patatas y diversos vegetales. En el
caso de Arabia Saudita en 1991 se empleaban en riego 1.106
m3/día de aguas residuales tratadas. En todos estos países
se ha planificado la instalación de plantas de tratamiento
con depuración a nivel terciario para que el agua una vez
tratada sea reutilizada tanto en agricultura como en
industria, fundamentalmente (Arar, 1991).
En México se han llevado a cabo algunos estudios
para determinar la calidad del agua residual empleada para
riego y el efecto que este riego produce en el ambiente. Cabe
destacar los trabajos que se han llevado a cabo en el Valle
del Mezquital donde se riega con aguas residuales procedentes
de la Ciudad de México, como son los de Cifuentes et al.
(1992), Siebe y Cifuentes (1993), Cortés (1993), Chilton et
al. (1996) y Jiménez y Chavéz (1998).
En el Valle de León, donde se riega con aguas
residuales con altos contenidos en cromo, también se han
desarrollado algunas investigaciones como las de Castañon et
al. (1995) y Chilton et al. (1996). En estos casos se
presentan impactos ambientales negativos como son la
contaminación de las aguas subterráneas, la de los suelos y
el incremento de las enfermedades infecciosas entre la
población debido a que las aguas residuales son utilizadas
sin ningún tratamiento de depuración, lo que implica una
alta carga contaminante en el agua residual. Como aspecto
positivo hay que señalar el incremento de la producción
agrícola en estas áreas y la mejora de las características
de los suelos.
En otros estudios realizados como los de Westcot y
Ayers (1990) y Cooper (1991) se hace referencia tanto a las
implicaciones sanitarias como medioambientales de la
reutilización de aguas residuales tratadas.
2.3. CONTAMINACIÓN DE AGUAS
SUBTERRÁNEAS. EL CASO DEL VALLE DE LEÓN
(GUANAJUATO, MÉXICO)
2.3.1.
Descripción general del Valle de León
El Valle de León se localiza en el sector
occidental del Estado de Guanajuato, en el centro de México;
abarcando parcialmente los municipios de León, San Francisco
del Rincón y Purísima de Bustos (Figura 1). El área tiene
un clima semiárido con una precipitación media de 600
mm/año, las lluvias se presentan en verano con cierta
irregularidad. La temperatura media anual es de 18 ºC, con
un valor máximo de 35 ºC en verano y mínimo de 3 ºC en
invierno.
En el Valle de León existe un total de 1340
sondeos, que extraen un volumen 204 Hm3/año, provocando una
sobreexplotación de 108 Hm3 anuales, ya que la recarga es de
solamente 96 Hm3/año. En esta zona sólo existe una unidad
hidrogeológica, la cual está constituida por rocas
volcánicas, depositadas en un ambiente lacustre,
intercaladas con sedimentos aluviales formados por gravas,
arenas, arcillas y tobas, predominando el paquete de las
tobas volcánicas. La transmisividad de los materiales que
integran el acuífero es baja, sobre todo en las zonas
cercanas a la ciudad, donde varía de 80 a 450 m2/día
(Castañón et al., 1995).
La ciudad de León ha alcanzado una población de
1.100.000 habitantes y es uno de los centros más importantes
de fabricación de calzado en América Latina. El
abastecimiento urbano depende, en gran parte, del agua
subterránea que se extrae de unos 80 pozos, distribuidos
dentro de la mancha urbana y agrupados en seis campos al SW y
S de la ciudad.
Figura 2:
Localización
geográfica de los estados de Guanajuato y México
2.3.2.
Problemática de las aguas residuales en el Valle de
León
La ciudad cuenta con una amplia red de
alcantarillado (aunque no cubre toda la ciudad) y produce
alrededor de 0.35 Hm3/día de aguas residuales, parte de los
cuales se descargan sin tratamiento en el río Turbio, el
cual está controlado por pequeños embalses. Este caudal
incluye 0.08 Hm3/día de aguas residuales industriales,
procedentes principalmente de las fabricas de cuero, la
mayoría de las cuales están dispersas dentro la ciudad. La
presencia de estas fabricas se refleja en las
características químicas de las aguas residuales con altos
contenidos en cromo y cloruros.
Las aguas residuales se utilizan desde hace más de
30 años para riego en un área cercana a la ciudad de León,
comprendida entre la presa El Mastranzo y la población de
Plan de Ayala. La zona de influencia de riego con aguas
residuales se ha ido desplazado hacia el sur, conforme el
área urbana se ha extendido, identificándose otras dos
áreas con diferente tiempo de riego; un área comprendida
entre la población de Plan de Ayala y Puerta de San Germán,
que es regada desde hace 20 años y otra área en la zona
conocida como El Monte, que fue puesta en regadío hace 10
años (Figura 2).
La rotación de cultivos en la zona es de sorgo en
el ciclo primavera-verano y trigo en el ciclo
otoño-invierno; en algunos terrenos se siembra alfalfa, la
cual queda como un cultivo perenne por siete años en
promedio. En esta zona no se cultivan hortalizas. Hacia el
oriente del valle, donde se riega con agua subterránea, los
cultivos principales son la patata, col y cebolla, que se
alternan con sorgo o trigo según la temporada.
Figura 2:
Mapa de
localización de las áreas regadas con aguas
residualesinmediaciones de
la ciudad de León. y de los pozos de agua
potable en las
2.3.3.
Efecto del riego con aguas residuales
Recarga del acuífero: Como resultado
del rápido crecimiento de la ciudad el uso del agua
subterránea se ha incrementado de tal forma que el caudal
extraído del acuífero es aproximadamente el doble de la
recarga media anual. El estudio de la evolución de la
piezometría en el valle permite comprobar que en el área de
mayor explotación, al sur de la ciudad, el nivel
piezométrico ha descendido a un ritmo de 1 a 5 m/año
(Chilton et al., 1996) y el descenso total en el centro de
esta área es del orden de los 90 m, para el periodo
comprendido entre 1959 y 1995.
En contraste, dentro del área regada con aguas
residuales, al SE de León, ha parecido un acuífero somero
colgado con un nivel piezométrico que se encuentra a una
profundidad comprendida entre los 5 y 10 metros. Se ha
comprobado que este nivel permanece bastante estable en el
tiempo y que la infiltración de las aguas residuales es una
fuente importante de recarga para este acuífero.
Impacto en la calidad de las aguas
subterránea: Los niveles de fondo de los principales
parámetros físico-químicos a nivel regional son bajos, lo
cual permite distinguir fácilmente entre el agua
subterránea afectada por infiltración de aguas residuales y
el agua no contaminada (Figura 3), ya que el agua contaminada
presenta elevadas concentraciones de la mayoría de los iones
mayoritarios (Ca2+, Na+, HCO3-, Cl-, SO42- y NO3-) y bajo
contenido en oxígeno disuelto.
Figura 3: Representación en el diagrama de Piper de la
composición química del agua subterránea
en el Valle de
León (Chilton et al., 1996)
sondeos electromagnéticos La
interpretación y modelación de las secciones transversales
del acuífero mediante transitorios (EMT) en la zona de riego
con aguas residuales sugieren que la profundidad de
penetración del agua de baja calidad alcanza por lo menos
los 40 metros, con una salinidad lo suficientemente alta como
para proporcionar un contraste marcado de conductividades,
con una amplia zona de transición por debajo de ésta. La
zona más profunda y la mayoría de las zonas someras con
agua de baja calidad se localizan en las áreas más antiguas
de riego con aguas residuales, mientras que por debajo de las
áreas de riego más recientes, sólo se observaron pequeños
y menos constantes contrastes de conductividad.
En los perfiles verticales de
calidad del agua subterránea realizados en varios pozos
ubicados en el área de riego con aguas residuales se pudo
comprobar como las concentraciones de cloro en la parte
superior de los pozos oscilaban entre los 800 y 1000 mg/L, en
contraste con los valores inferiores a 100 mg/l que se
detectan en áreas regadas con agua subterránea (Figura 4).
A partir de estos perfiles, también se constato que la
materia orgánica presente en el agua infiltrada se oxida a
profundidades someras, transformándose en bicarbonato, y que
el nitrógeno orgánico se oxida a nitrato. El sodio es
intercambiado por el calcio y ciertas cantidades de sulfato
de calcio precipitan. Estas procesos se producen en los
primeros 40 metros del acuífero (Chilton et al., 1996).
Figura 4:
Evolución
con la profundidad de las características químicas del agua
interstical en dos puntos de muestreo localizados en el área
de riego con aguas residuales (A, B) y en otro punto
localizado fuera del área (C) (Chilton et al., 1996)
El agua residual contiene
concentraciones significativas de metales pesados y el agua
subterránea bajo el área de riego presenta concentraciones
más elevadas de metales pesados que en el resto del valle.
Sin embargo, la concentración de cromo en el agua
subterránea es baja, a pesar de las grandes cantidades
presentes en el agua residual, lo cual es debido a que el
cromo se ha acumulado en el terreno, al igual que otros
metales pesados. En el perfil del suelo la concentración de
cromo decrece rápidamente con la profundidad; encontrándose
poco cromo por debajo de los 0.3 m de profundidad (Figura 5).
También se ha constatado que las concentraciones de cromo en
el suelo presentan un alto grado de correlación con el
periodo de tiempo de riego en cada área.
Así mismo, se ha comprobado
que el agua residual contiene altas concentraciones de
coliformes, las cuales se han detectado frecuentemente en el
agua del acuífero somero. La penetración profunda de estas
bacterias a través de la gruesa secuencia de estratos
lacustres y volcánicos parece poco probable.
Figura 5: Concentración de cromo en suelo a distintas
profundidades (Chilton et al., 1996).
2.- USO DE LODOS RESIDUALES EN AGRICULTURA
3.1. MARCO TEÓRICO
La mayor parte de los sistemas de
tratamiento de aguas residuales municipales e industriales
instalados en Latinoamérica no incluyen el manejo y
disposición de los lodos residuales que generan. Los
métodos de disposición utilizados actualmente son,
esencialmente, basureros a cielo abierto, vertidos al drenaje
o a corrientes superficiales, rellenos sanitarios e
incineración. Esto provoca contaminación ambiental debido a
los altos contenidos de patógenos, metales pesados y
tóxicos orgánicos que presentan estos lodos.
Las tecnologías más utilizadas
hasta el momento para evitar esta problemática comienzan a
ser reemplazadas por nuevos procedimientos tales como la
digestión alcalina, el composteo y la aplicación del lodo
de manera directa al suelo, previa estabilización con cal o
digestión aerobía o anaerobia. Estos procedimientos
permiten emplear lodos en agricultura con el fin de
aprovechar sus características ya que los lodos puede
utilizarse como acondicionadores de suelos, fertilizantes, en
la recuperación de suelos erosionados, en parques, áreas
forestales y jardines, así como en viveros (Hilleboe,
1974).*
Cuando se realiza un estudio sobre
la utilización de lodos en agricultura se debe prestar
atención a los siguientes aspectos:
*Características del lodo
residual.
Aspectos sanitarios y
ambientales.
*Efecto sobre la explotación
agrícola.
Aspectos institucionales y
legales.
Aspectos económicos.
En la presenta investigación
solamente se incidirán sobre el primer punto y algunos
aspectos referidos al segundo y tercero, ya que los restantes
apartados van más allá de lo que representa este trabajo.
Como primer paso, hay que realizar
un estudio de las características físicas, químicas y
biológicas del lodo que permitirá conocer su aptitud o
inadecuación por posibles afecciones al suelo, cultivo y
agua, así como su capacidad como fertilizante y
acondicionador de suelos.
*Los criterios que se utilizan para
determinar la calidad del lodo para agricultura están
basados, fundamentalmente, en el contenido de humedad,
sólidos suspendidos volátiles, carbono orgánico total,
nitrógeno total Kjendhal, potasio, calcio, magnesio,
fósforo, nitratos, metales pesados (Cd, Pb, Zn, etc), cuenta
total de bacterias, coliformes totales y fecales y pH. La
elección de estos parámetros se basa en los posibles
problemas que pueden producir su presencia y/o elevados
contenidos sobre cultivos, suelos y aguas, y en que permiten
caracterizar sus propiedades como fertilizante y
acondicionador.
A continuación, se debe de
estudiar las características de la zona no saturada,
incluido suelo, siendo los aspectos más importantes a tener
en cuenta (Crites, 1990):
1. *Características físicas
del suelo: Textura, estructura y espesor del suelo, que
inciden en la permeabilidad al aire y al agua y en otros
parámetros hidráulicos.
2. *Características químicas:
Fundamentalmente el pH, conductividad, capacidad de
intercambio catiónico, cationes intercambiable y materia
orgánica. Estas características tienen incidencia sobre
la fertilidad del suelo y su capacidad de fijar metales
pesados.
3. *Características
hidráulicas: Velocidad de infiltración y permeabilidad,
que inciden en la rapidez con la que el agua puede ser
absorbida.
Una vez conocidas las
características tanto de los lodos como del suelo y zona no
saturada, el siguiente paso es determinar los efectos tanto
beneficiosos como perjudiciales que puede provocar la
aplicación de estos compuestos.
3.2. ALGUNAS EXPERIENCIAS
Hasta el momento se han llevado a
cabo varios estudios en suelos enmendados con lodos
residuales para determinar la presencia de metales pesados en
el suelo (Ramachandran y D´Souza, 1997a, 1997b, Bell et al.,
1991; Williams et al., 1985, Chang et al., 1984;
Sposito et al., 1982), así como en el sistema suelo-planta
(Dudka y Chlopecka, 1990; Lane, 1988; Mahler et al., 1982;
Jones et al., 1973). También se han realizado estudios sobre
el efecto de la disposición de lodos en la concentración de
nitratos en aguas subterráneas (Spalding et al., 1993). En
estos trabajos se hace especial incidencia en la
contaminación por metales en suelos y plantas pero no se
evalúan que procesos se dan en la zona no saturada ni cual
es la relación entre estas practicas agrícolas y la
lixiviación de contaminantes hacia las aguas subterráneas.
Se tienen una serie de estudios (en
prensa), realizados en la Facultad de Ciencias de la
Universidad Autónoma del Estado de México, referentes a la
aplicación de lodos residuales en suelos agrícolas. Estos
trabajos se han llevada a cabo en colaboración con Operadora
de Ecosistemas, empresa que opera las plantas de tratamiento
Toluca Norte y Oriente. Estos estudios se han basado en la
disposición de lodos prensados en cultivos de pasto
forrajero, maíz y haba; teniendo como resultado un beneficio
de índole productivo con la aplicación de los lodos en los
tres cultivos, de igual manera se ha observado mayor
respuesta de concentración de nitrógeno y fósforo en la
planta, y no se presentan problemas de toxicidad por metales
pesados; sin embargo, se observó en el cultivo de haba una
disminución en la cantidad de almidón de manera cualitativa
a mayor dosis de aplicación de lodos residuales; por lo que
es necesario realizar estudios respecto a la calidad
nutrimental de las plantas.
3.3.
CONTAMINACIÓN DE SUELOS Y AGUAS. EL CASO DEL VALLE DE
TOLUCA (ESTADO DE MÉXICO, MÉXICO)
3.3.1. Generación de
lodos en el Valle de Toluca
La utilización en la agricultura
de lodos residuales, representa una fuente adicional de
nutrimentos para los cultivos en el Valle de Toluca, México,
(Figura 1) donde el uso de suelo destinado a la agricultura
es del 55.63% y donde se encuentran instaladas dos grandes
plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas, que
generan una gran cantidad de lodos residuales (5,304 Ton
año-1, base seca). Si la utilización agrícola de los lodos
se lleva a cabo bajo un control, se pueden evitar muchos de
los problemas que esta práctica ocasiona, como puede ser la
lixiviación, a través del suelo, de los contaminantes
presentes en los lodos.
Durante esta lixiviación tiene
lugar diferentes procesos bio-físico-químicos que implican
la movilización, a diferentes grados, de los contaminantes
en función de sus propias características y las del medio
sólido, por tanto, puede existir cierta movilidad de estos
elementos y, en consecuencia, pueden llegar a las aguas
subterráneas produciendo su contaminación e inutilizando
los recursos hídricos subterráneos para abastecimiento
público. Ello representa un gran problema en esta zona de
estudio, ya que todas las poblaciones del Valle de Toluca se
abastecen de aguas subterráneas.
Cabe señalar que la profundidad a
la cual se encuentran las aguas subterráneas en el área de
estudio es muy pequeña, entre los 9 y 16 metros (UNITECNIA,
1996), y por tanto, el tiempo necesario para que un
determinado elemento alcance el nivel piezométrico puede ser
relativamente corto. Por otra parte, los contaminantes que se
van fijando en los materiales sólidos a lo largo del perfil
de la zona no saturada, provocan su contaminación, siendo
máxima en los niveles más superficiales y mínima en los
niveles más profundos (Alberto, 1993).
Por lo anterior, en el
presente estudio, se ha propuesto analizar algunos
parámetros fisico-químicos del agua infiltrada en suelos
enmendados con lodos residuales, con el objeto de evaluar el
impacto que tiene el uso de dichos lodos en la agricultura,
sobre el agua subterránea. De esta manera, se intenta
comprobar que dicha disposición no implica una
contaminación del agua y del suelo lo cual permitiría dar
una solución al problema de disposición de lodos. De todos
los posibles contaminantes que pueden presentarse en los
lodos, para este estudio se han elegido el nitrógeno y el
fósforo, ambos nutrimentos de las plantas y potenciales
contaminantes de las aguas subterráneas.
3.3.2.
Estudio en una parcela experimental
La parcela experimental se
encuentra dentro de las instalaciones de la Planta de
Tratamiento de Aguas Residuales “Toluca Oriente”,
donde se trazaron 6 parcelas de 2 X 3 m distribuidas en
cuadrado latino, 3 son parcelas testigo (PT) y las restantes
(PE) fueron acondicionadas con 4.5 ton ha-1 de lodos
residuales en base seca. En estas parcelas (PE), se manejó
un cultivo de haba (Vicia faba). Las muestras de suelo se
obtuvieron utilizando una barrena de tipo helicoidal, tomando
muestras a cuatro diferentes profundidades: 5, 15, 30 y 60 cm
con tres repeticiones, y en dos diferentes periodos, uno
antes de incorporar el lodo residual al suelo y otro al final
del periodo de cultivo.
Los lodos residuales municipales
con los que se enmendó el suelo se obtuvieron de la
Macroplanta “Toluca Oriente”, que es una planta de
lodos activados de variante convencional. El muestreo de
lodos se realizó según la metodología que marca la EPA
(1988), tomando una muestra individual de lodos prensados de
aproximadamente 3 Kg durante 7 días. Estos se colocaron en
bolsas de polietileno, se secaron al aire y a la sombra,
mezclándose para formar una muestra compuesta.
Posteriormente, se cuartearon y se molieron finamente, y se
tamizaron en una malla de 2 mm para los análisis físicos y
químicos (Ortíz,1994). Los análisis de lodos y suelo se
realizaron por triplicado, determinándose los siguientes
parámetros: pH 1:2.5 agua destilada y 1:5 KCl (Jackson,
1982); textura, método de Bouyoucos (1963); materia
orgánica, pérdida por ignición para lodo (Krosshavn et
al., 1993) y por el método de Walkley-Black (1947)
modificado para suelo (Jackson, 1982); capacidad de
intercambio catiónico (Jackson, 1982); nitrógeno total,
método Kjeldahl (Bremmer, 1965); fósforo disponible,
método de Bray I (Bray, 1966) y conductividad eléctrica
(Porta et al., 1999).
El muestreo del agua intersticial
sólo se llevo a cabo en las parcelas PE. Se realizaron 9
campañas durante el periodo junio-octubre del año 2000.
Para este muestreo se utilizaron tomamuestras de succión con
cápsulas de cerámica porosa. El uso de estos tomamuestras
presenta el inconveniente de provocar cambios en la
composición química del agua, para evitarlos, las cápsulas
de porcelana se sometieron a un tratamiento previo con
ácido clorhídrico 1N y agua destilada, lo que permite
eliminar ciertas impurezas y liberar algunos iones presentes
en las paredes de las cápsulas (Sánchez y Morell, 1994). Se
instalaron dos de éstas cápsulas por cada profundidad: 15,
30 y 60 cm. El análisis del agua intersticial se realizó
siguiendo las Normas Oficiales Mexicanas. Los parámetros
analizados fueron: pH, conductividad eléctrica, nitratos,
nitritos, nitrógeno amoniacal, fosfatos, cloruros,
bicarbonatos, sulfatos, calcio, magnesio, sodio y potasio. El
tratamiento de datos se basó en el cálculo de valores de
media y desviación estándar para los diferentes análisis y
la evaluación de gráficas de profundidad contra
concentración.
3.3.3.
Efectos del uso de los lodos en el suelo y en el agua
intersticial
El lodo residual presenta un contenido de N, P y
materia orgánica semejante a los abonos agrícolas por lo
que en efecto, constituye una fuente alternativa de estos
elementos para el suelo y las plantas (Tabla 1).
Tabla 1: Comparación del contenido nutrimental de
abonos comunes (Ramírez et al., 1991)
con el
lodo residual producido por la Macroplanta “Toluca
Oriente”
El suelo estudiado es, de acuerdo a
sus características fisico-químicas (Tabla 2) excelente
para el cultivo, presenta un pH ligeramente ácido, un alto
porcentaje de materia orgánica (MO), que incrementa el poder
tampón del suelo, y tiene una textura limosa-arenosa. Las
características de este suelo cambian una vez aplicado el
lodo y desarrollado el cultivo de haba (Vicia faba).
En el caso de la PT (sin lodo) se
observa un ligero descenso en el contenido de los nutrientes
ya que estos pueden ser absorbidos por las plantas y la
variación de la textura es mínima y puede ser considerada
natural por la propia variabilidad del suelo en el espacio.
Para las PE (con lodo) se aprecia, en el caso de la textura,
una ligera variación en cuanto al contenido de arcillas, lo
mismo cabe decir para el pH, pero estas variaciones no son
estadísticamente significativas. Por otro lado, las
concentraciones de nutrientes se mantienen, lo cual indica
que las plantas han absorbido los compuestos del lodo
aplicado.
Tabla 2: Características de los suelos (muestreo I
antes de la aplicación de los lodos, muestreo II después de
la aplicación de los lodos)
Por otra parte, un porcentaje de
estos nutrientes podría haber sido lixiviado por
efecto del arrastre del agua de lluvia. Para comprobar
la presencia de estos nutrientes en el agua que se infiltra,
se analizó la concentración de N-NO3-, N-NO2-, N-NH4+ y PO43- en el agua intersticial a diferentes
profundidades.
La evolución del nitrato con la
profundidad para las diferentes campañas de muestreo (Figura
6a) permite apreciar un comportamiento generalizado para todo
el periodo de estudio observándose un máximo a los 15 cm
para después producirse una ligera disminución y finalmente
volver a incrementarse a los 60 cm de profundidad. También
se aprecia que al inicio del estudio, las concentraciones de
nitratos en el agua intersticial eran bastante elevadas, con
valores de 10 mg N-NO3- L-1; durante las siguientes
campañas se produce un proceso de lavado en los primeros cm
de suelo como consecuencia de la infiltración del agua de
lluvia, obteniéndose en la última campaña un valor
aproximado a 1 mg N-NO3- L-1. La infiltración del agua de
lluvia produce un efecto de desplazamiento del nitrato desde
los niveles más superficiales hacia los más profundos. Los
elevados contenidos que se aprecian a los 60 cm de
profundidad también podrían ser consecuencia de la
nitrificación del amonio y el nitrito. Este proceso se puede
comprobar cuando se estudia la evolución de estos iones con
la profundidad ya que simultáneamente al incremento del
nitrato se produce un descenso en estas formas nitrogenadas.
En cuanto al ión nitrito, cabe
señalar que su presencia está ligada a la nitrificación
del amonio así como a la nitrificación del nitrógeno
orgánico. En la figura 6b se muestra la disminución
del contenido de nitritos a lo largo del perfil del suelo. Se
observa un comportamiento general similar al del amonio,
aunque en algunas campañas se observa un incremento en
su concentración entre los 30 y 60 cm. El proceso que da
lugar a la presencia del nitrito es fundamentalmente la
nitrificación, ya que esta especie nitrogenada es muy
inestable y fácilmente oxidable a nitrato.
En la figura 6c se presenta la
evolución del amonio. El primer hecho a destacar, es el
drástico descenso de este ión, que se explica esencialmente
por procesos de volatilización y nitrificación pues las
condiciones para que se den estos fenómenos son las
adecuadas: pH superior a 7, presencia de materia orgánica y
textura limosa. También interviene la fijación del ión
amonio a los minerales de la arcilla o a la materia
orgánica.
Figura 6: Comportamiento de las formas nitrogenadas y
del fósforo a lo largo del perfil de suelo, durante el
periodo de estudio( junio-octubre 2000)
En el caso del fósforo (figura 6c)
se aprecia, a lo largo del perfil del suelo durante el
periodo de estudio, una reducción en el contenido de
fosfato, desde concentraciones que oscilan entre los 5 mg L-1
a menos de 1 mg L-1en el agua intersticial muestreada a los
60 cm de profundidad. Es de esperar que el principal proceso
causante de este descenso sea el efecto combinado de la
adsorción del fosfato y su posterior precipitación.
Asimismo, también se puede producir una inmovilización
biológica.
Todos estos procesos
bio-fisico-químicos que afectan tanto a las formas
nitrogenadas como al fosfato dan lugar a que los compuestos
químicos que se presentan en el agua de infiltración a los
60 cm, presenten concentraciones por debajo de los valores
máximos permisibles para el agua potable con base a la
normativa existente en México (NOM-127-SSA1, 1994), por lo
cual no es de esperarse una contaminación del agua
subterránea.
4.- CONCLUSIONES
La necesidad de llevar a cabo
estudios sobre vulnerabilidad de acuíferos frente a
contaminantes específicos es de gran importancia, sobre todo
en el caso de los focos de contaminación areal, un ejemplo
de este tipo de contaminación es el reuso de aguas
residuales y lodos en zonas agrícolas.
En estos casos, el suelo y la zona
no saturada juegan un papel de gran relevancia al actuar como
“barrera” frente a los contaminantes. Pero esta
capacidad de atenuación tiene un limite ya que con el tiempo
disminuye su efecto. Este ha sido el caso que se ha podido
observar en el Valle de León, donde en aquellas areas
regadas con aguas residuales desde hace más de dos décadas,
la contaminación del agua subterránea es muy elevada.
Otro problema que empieza a
plantearse es el efecto contaminante por el uso de lodos
residuales en agricultura. Para valorar este efecto, en el
caso concreto del acuífero del Valle de Toluca, se ha
realizado un estudio sobre el movimiento de nitrógeno y
fósforo en el suelo, comprobándose la oxidación de
nitritos y amonio y la lixiviación de nitratos. En el caso
del fósforo, se ha constada la disminución de su
concentración con la profundidad por efecto de un posible
proceso de fijacion-precipitación.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Alberto, V. J. M. (1993). Simulación
de flujo y transporte de contaminantes en la zona no
saturada. Tesis de Licenciatura, Departamento de Ciencias
Experimentales. Universidad Jaume I. Castellón. España.
Arar, a (1991). Wastewater reuse for
irrigation in the Near East Region. Water Sci. and Tech 23:
2127-2134.
Asano, T. y Levine A.D. (1996).
Wastewater reclamation, recycling and reuse: past, present
and future. Water Sci. and Tech. 33(10-11): 1-14
Bell, P.F.; James, B.R. y Chang, R.L.
(1991). Heavy metal extractability in long-term sewage sludge
and metal salt-amended soils. J. Environmental Quality 20,
481-486
Bouyucos, G. V. (1963). Directions for
making mechanical analysis of soil by hydrometer method. Soil
Sci., 42:23-30.
Bray, R.H. and Kurt, L. T.
(1966). Determination of total, organic and available forms
of phosphates in soils. Soil Sci. 59:39-45.
Bremmer, J. M. (1965). Total nitrogen.
pp. 1149-1178. In C. A. Black (ed.), Methods of soil
analysis. Part 2. Agronomy 9. America Society of Agronomy.
Madison. Wisconsin
Castañón, V.M.; Morales, A. y
Pérez-Hernandez, H. (1995). “Efectos del reuso de
aguas residuales sobre los recursos de agua subterránea para
uso urbano en el Valle de León, Guanajuato”. Reporte
técnico GSA/95/2. Comisión Nacional del Agua, British
Geological Survey y Sistema de Agua Potable y Alcantarillado
de León.
Chang, A.C. Warneke, J.A.; Page, A.L. y
Lund, L.J., (1984). Accumulation of heavy metals in
sewage sludge-treated soils. J. Environmental Quality 13,
87-91.
Chilton, P.J.; Morris, B.L. y Foster, S.
(1996) “Los recursos hídricos subterráneos y la
disposición de aguas residuales urbanas, interacciones
positivas y negativas”. VII Curso Internacional
OMS-PNUMA-GEMS/OPS-CEPIS/ODA-BGS. 42 pp.
Cifuentes, E.; Blumenthal, M.J., Ruiz
Palacios, G. y Beneth, S. (1992). “Health impact
evaluation of wastewater in Mexico”. Public. Health
Revue 19:243-250.
Cooper, R.C. (1991). Public helath
concerns in wastewater reuse. Wat. Sci. Tech. 23(9): 55-66
Cortés, M.J.E. (1993). “Metales
pesados en agricultores expuestos a aguas residuales en el
Distrito 03 - Tula”. Tesis de Maestría en Ciencias en
Salud Ambiental. Instituto nacional de salud Pública.
México.
Crites, R.W. (1990). Características
de la zona de riego. In: Mujeriego, R. (Edit). Manual
práctico de riego con agua residual municipal regenerada.
Univ. Politécnica de Catalunya. Barcelona. pp: 69-86.
Dudka, S. y Chlopecka, A. (1990)
Effect of soil-phase speciation on mobility and
phytoavailability in sludge amended soil. Water, Air and Soil
Pollut. 51, 153-160
Esteller, M.V.; Morell, I, Almeida, C.
(2001) Physico-chemcial processes in a vadose zone during the
infiltration of treated wastewate used for irrigation.
Application of the NETPATH model. Environmental Geology. En
prensa
Foster, S.; Gale, I. y Hespanhol, I. (1994).
“Impacto del uso y disposición de las aguas residuales
en los acuíferos con referencia a América Latina”.
British Geological Survey y Organización Mundial de la
Salud. 77 pp.
303 Hilleboe, H. E. (1974). Manual de
tratamiento de aguas negras. Departamento de Sanidad
del Estado de Nueva York. Limusa. México. pp.
Jackson, M. L. (1964). Análisis
químico de suelos. Traducción al español por J. Beltrán
M. Barcelona, España. Omega.
Jiménez, B y Chávez A., (1998)
“Posibilidades de reuso en el Distrito Federal y el
Valle de Mezquital”. 1er Simposio Latinoamericano de
Tratamiento y Reuso del Agua y Residuos Industriales.
Memorias Tomo II: 58.1-58.13.
Jones, R.L.; Hinesley, T.D. y Ziegler, E.L.
(1973). Cadmium content of soybeans grown in sewage sludge
amended soil. J. Environmental Quality 2(3):351-353.
Krosshavn, M., Steinneds, E. and Varskog,
P. (1993). Binding of Cd, Cu, Pb and Zn in soil organic
matter different vegetational bakgrownd. Wat. Air
and Soil Pollut., 71:185-193.
Lane, R. (1988). The effects of
sewage sludge application to Bermudagrass on forage
quality production, and metal acumulation. Agriculture
Ecosystems and Enviroment. 20: 209-219 .
Mahler, R.J., Bingham, F.T.; Page, A.L. y
Ryan, J.A. (1982). Cadmium-enriched sewage sludge
application to acid and calcareous soil: Effect on soil and
nutrition of lettuce, corn, tomato and swiss chard. J.
Environmental Quality 11,694-700
Mujeriego, R.; Sala, l.; Carbo, M. y
Turet. J. (1996). Agronomic and public health assesment
od reclaimed water quality for landscape irrigation. Wat.
Sci. and Tech., 33 (10-11): 335-344.
Mujeriego, R. (1990). Manual práctico
de riego con agua residual municipal regenerada. Edit:
Universitat Politécnica de Catalunya. Barcelona. España.
481 pp.NOM-127-SSA1, 1994
Oron, G. (1996). Soil as a
complementary component for simultaneous wastewater disposal
and reuse. Water Sci. and Tech. 33(10-11):243-252
Pescod, M.B. y Arar, A. (1988).
Treatment and use of sewage effluent for irrigation. Edit:
Butterworths. London. 388 pp.
Porta, J., López, A. M. y Roquero,
C. (1999). Edafología para la agricultura y el medio
ambiente. (2ª ed.) Mundi Prensa. España. pp 195-799.
Ramachandran, V. y D´Souza, T.J. (1997a).
Chemical speciation of cadmiun in contrasting Indian soil
types Chemical speciation and Bioavailability 9(4) 121-129.
Ramachandran, V. y D´Souza, T.J. (1997b).
Extractable zinc and manganese as related to applied cadmiun
in contrasting Indian soil. Chemical speciation and
Bioavailability 9(4) 131-143.
Ramírez, E., Cardoso, L. and López, S.
(1991). Composteo en pila estática: desarrollo experimental.
Informe interno. Institu,to Mexicano de Tecnología del
Agua, México.
Sánchez, P. J. M. and Morell I.
(1994). Precauciones de usos de los tomamuestras de succión
equipados con cápsulas de porcelana porosa. In:
Investigación en zona no saturada: aspectos metodológicos y
algunos ejemplos. Universidat Jaume I., Castellón, España.
Siebe, C. y Cifuentes, E. (1993).
“Environmental impact of wastewater irrigation in
Central Mexico, an overview”. Inter. J. of Environmental
Health Research, 3(4):28 pp.
Spalding, R.F.; Exner, M.E.; Nartin, G.E.
y Snow, D.D. (1993). Effects of sludge disposal on
groundwater nitrate concentrations. J. of Hydrology
142:213-228
Sposito, G.; Lund, L.J. y Chang A.C.
(1982). Trace metal chemistry in arid zone field soils
amended with sewage sludge: I. Fractionation of Ni, Cu, Zn,
Cd and Pb in solid phase. Soil Sci. Soc. Am. J. 46, 260-264
UNITECNIA. (1996). “Estudio
para el diseño de redes de monitoreo de los acuíferos de
los valles de Toluca y Atlacomulco- Ixtlahuaca, en el Estado
de México”. CNA. México.
Walkley, A. L. and Black, A.
(1947). A rapid determination of soil organic matter. J.
Agric. Sci. 25: 563-568.
Wescot, D.W. y Ayers R.S. (1990).
Criterios de calidad del agua de riego. In Mujeriego, R.
(Edit). "Manual práctico de riego con agua residual
municipal regenerada". Univ. Politécnica de Catalunya.
Barcelona. pp: 35-68.
Williams, D.E., Vlamis, J.; Pukite, A.H. y
Corey J.E. (1985). Metal movement in sludge treated soils
after six years of sludge addition. 2: Nickel, cobalt, iron,
manganese, chromium and mercury. Soil Sciece 140,120-125
| Indice | Presentación | Contenidos
Didácticos | Investigación |
| Noticias | Sitemap | Master | Redes
de Control | Enlaces | Actualizaciones |
| Ponencias en
esta web | Bases de Datos | Foro | Punto
de Encuentro |
| Inicio Página | Volver a Tierra | I
Seminario-Taller |
Ultima actualización: 14
Febrero de 2004.©
Paginas elaboradas por J.
Martínez-Frías y F. López Lunar
Pagina actualizada y corregida por A.
Pelayo Martínez
HidroRed 