tesis - Dirección General de Servicios Telemáticos

UNIVERSIDAD DE COLIMA
DOCTORADO EN CIENCIAS, ÁREA: BIOTECNOLOGÍA
EFECTO DE LA ADICION DE AGUA RESIDUAL URBANA SOBRE LAS
CARACTERÍSTICAS DE UN SUELO AGRÍCOLA
TESIS
QUE PARA OBTENER EL GRADO DE
DOCTOR EN CIENCIAS, ÁREA: BIOTECNOLOGÍA
PRESENTA
JULIAN GONZALEZ TRINIDAD
ASESOR:
DR. JOSE GERARDO LOPEZ AGUIRRE
COASESORES
DR. SERGIO HUGO SÁNCHEZ RODRÍGUEZ
DR. JAVIER FARIAS LARIOS
DR. SERGIO AGUILAR ESPINOSA
DRA. MARIA DEL ROCIO FLORES BELLO
TECOMÁN, COL., MAYO DEL 2003
DEDICATORIA
A mi compañera y esposa Patricia por su apoyo incondicional, para lograr siempre
los objetivos que hemos trazado juntos.
A mis hijos: Irmin, Cipactli y Julián, quienes son mi inspiración para lograr y cumplir
siempre con las metas trazadas. Además de iluminar mi vida con su felicidad
manifestada siempre.
A mis Padres: Jesús González y Andrea Trinidad quienes gracias a su ejemplo y
apoyo recibido he logrado cumplir.
A mis hermanos: Guadalupe, Víctor, Cecilia, Valeriano, Irene, Carmen, Elisa, Raquel,
Mauro, Isabel y Jesús por el aprecio que siempre me han tenido.
A la Familia Martínez Román por su apoyo manifestado siempre.
AGRADECIMIENTOS
A la Universidad Autónoma de Zacatecas a través de la Unidad Académica de Ingeniería, por
el apoyo institucional brindado siempre en mi superación profesional.
A la Universidad de Colima a través de la Facultad de Ciencias Biológicas y Agropecuarias,
por permitirme ser parte de su formación de recursos humanos de alto nivel.
Al programa de Mejoramiento de Profesorado, PROMEP-UAZ, por su apoyo económico para
la realización de mis estudios doctórales.
Al Ing. Rogelio Cárdenas Hernández Rector de la Universidad Autónoma de Zacatecas, por su
apoyo y amistad brindada.
Al Dr. José Gerardo López Aguirre por permitirme ser parte de su equipo de trabajo, además
de su atinada asesoría académica para la realización del trabajo de investigación y tesis.
Al Dr. Sergio Hugo Sánchez Rodríguez por las facilidades mostradas en la elaboración de la
investigación y su asesoría permanente.
A los Drs, Javier Farias Larios, Sergio Aguilar Espinosa, Maria del Roció Flores Bello y al
M.C. Salvador por su conducción académica, sugerencias y asesoría durante la realización de
la investigación así como en la redacción de la tesis.
Al Dr. Octavio Pérez Zamora por sus atinadas sugerencias y revisiones para mejorar el
documento de tesis.
A la M.C. Yolanda Almanza Márquez, por su apoyo en la realización de parte de la fase
experimental del trabajo, además de compartir sus conocimientos.
Al M.C. Javier Reyes Barrios, por compartir sus experiencias sobre el estudio de las aguas
residuales y permitirme utilizar su laboratorio sin ninguna restricción.
Al M.C. José Hernández Martínez quien como siempre esta dispuesto a apoyar.
A la Maestra Ma. Del Refugió Escalante Ortiz por su colaboración en al investigación.
A todas aquellas personas que de alguna manera apoyaron la realización de esta investigación
ÍNDICE
Índice de Cuadros
Índice de Figuras
Resumen
Abstract
INTRODUCCIÓN
II. ANTECEDENTES
2.1 Características de los suelos de zonas áridas
2.2 Agua residual
2.3 Utilización del agua residual en algunos países
2.4 Importancia de la utilización del agua residual en la agricultura
2.5 Efectos negativos del riego con aguas residuales
2.6 Clasificación del agua para riego
2.7 Normas para la reutilización de aguas residuales con fines de riego
2.8 Categorías de los cultivos regados con agua residual
2.9 Tratamientos convencionales del agua residual para riego
2.9.1 Criterios para el establecimiento de plantas de tratamiento
2.10 Efecto del riego con aguas residuales
2.10.1 Efecto en las propiedades físicas
2.10.2 Efecto en las propiedades químicas
2.10.3 Efecto del agua residual en la microbiología del suelo
2.11 Perspectivas
III. MATERIALES Y MÉTODOS
3.1 Lugares de experimentación
3.2 Fuentes de agua residual
3.3 Localización y descripción de la zona de estudio
3.4 Preparación de las columnas de suelo
3.5 Aplicación del agua residual
3.6 Variables evaluadas
3.6.1 Determinación de textura
3.6.2 Determinación de las propiedades químicas
3.6.3 Determinación de la carga bacteriológica
3.6.4 Nitrificación
3.7 Diseño experimental
IV. RESULTADOS
4.1 Determinación de la calidad de los efluentes de agua residual
4.2 Determinación de la textura del suelo después de la aplicación
4.3 Determinación del pH después de la aplicación
4.4 Evaluación de la materia orgánica del suelo
4.5 Carbono orgánico
4.6 Salinidad en el suelo
4.7 Sodio soluble
4.8 Calcio soluble
4.9 Magnesio soluble
i
iii
v
vi
Pág.
1
5
5
6
9
13
15
16
21
25
27
30
33
33
38
48
54
55
55
55
55
56
56
57
57
57
59
61
62
63
63
65
67
69
70
72
74
76
77
4.10 Capacidad de intercambio catiónico
4.11 Nitrógeno
4.12 Fósforo
4.13 Carga Bacteriológica
4.14 Nitrificación
V. DISCUSIÓN
VI. CONCLUSONES
VII. LITERATURA CITADA
ANEXO I.
79
81
83
84
88
91
107
109
125
INDICE DE CUADROS
CUADRO
Pág
1. Clasificación del agua para riego
17
2. Normas para la interpretación de la calidad de agua para fines de riego
18
3. Calidad de los efluentes de agua residual aplicados al suelo
63
4. Metales pesados en los efluentes de agua residuales
65
7. Análisis de varianza para el contenido de carbono orgánico
en suelo regado con agua residual
71
13. Análisis de varianza para el contenido de nitrógeno del suelo
regado con agua residual
77
15. Análisis de varianza para la población bacteriana total del suelo
regado con agua residual
85
16. Análisis de varianza para coliformes fecales del suelo regado con
agua residual y diferentes aplicaciones
87
17. Análisis de varianza para el contenido de nitratos en el suelo
regado con agua residual
89
i
INDICE DE CUADROS DE ANEXO
Cuadro 5. Análisis de varianza para el contenido de arcilla en el suelo
regado con aguas residuales
125
Cuadro 6. Análisis de varianza para el contenido de materia orgánico del suelo
regado con aguas residuales
125
Cuadro 8. Análisis de varianza para el contenido de salinidad del suelo
regado con aguas residuales
125
Cuadro 9. Análisis de varianza para el contenido de sodio del suelo
regado con aguas residuales
125
Cuadro 10. Análisis de varianza para el contenido de calcio del suelo
regado con aguas residuales
126
Cuadro 11. Análisis de varianza para el contenido de magnesio del suelo
regado con aguas residuales
126
Cuadro 12. Análisis de varianza para la capacidad de intercambio catiónico
del suelo regado con aguas residuales
126
Cuadro 14. Análisis de varianza para el contenido de fósforo del suelo
regado con aguas residuales
126
ii
INDICE DE FIGURAS
FIGURA
Pág
1. Relación entre calidad de agua y lámina de riego sobre el porcentaje
de arcilla en al profundidad de 0-20 cm.
66
2. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para el porcentaje
de arcilla en el estrato 20-20 cm.
67
3. Comparación de los efluentes de agua residual y control para pH del suelo 65
4. Comparación de láminas de riego para pH del suelo regado
con agua residual en la profundidad de 20-40 cm.
68
5. Porcentaje de materia orgánica con respecto a la relación entre calidad de
agua y lámina de riego para el estrato de 0-20 cm.
69
6. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para materia orgánica
en la profundidad de 20-40 cm.
70
7. Relación entre calidad de agua de riego para carbono orgánico en
la profundidad de 0-20 cm.
71
8. Comportamiento del porcentaje de carbono con respecto a
calidad de agua y lámina de riego en el estrato de 20-40 cm.
72
9. Relación entre calidad de agua y lámina de riego par C.E.
en el estrato de 0-20 cm.
73
10. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para conductividad
eléctrica del suelo en el estrato de 20-40 cm.
11. Relación entre calidad de agua y lámina de riego en el sodio del suelo
74
75
12. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido de
sodio en la profundidad de 20-40 cm.
75
13. Relación entre calidad de agua y lámina de riego par el contenido
de calcio en el suelo, en el estrato de 0-20 cm.
76
14. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido
de calcio en el suelo.
77
15. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para el contenido de
magnesio en al profundidad de 0-20 cm.
iii
78
16. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para magnesio
del suelo en el estrato de 20-40 cm.
79
17. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para la capacidad de
intercambio catiónico del suelo en la profundidad de 0-20 cm.
80
18. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para capacidad de
intercambio catiónico en el estrato de 20-40 cm.
80
19. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para nitrógeno
del suelo en la profundidad de 0-20 cm.
82
20. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido de
nitrógeno en el estrato de 20-40 cm.
82
21. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para
fósforo en el estrato de 0-20 cm.
83
22. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para
el contenido de fósforo en el suelo para la profundidad de 20-40 cm.
84
23. Población bacteriana del suelo en relación a la calidad de agua y
lámina de riego para la profundidad de 0-20 cm.
85
24. Relación funcional para la población bacteriana total del suelo regado
con agua residual a diferentes niveles de tratamiento y láminas de
riego para el estrato de 20-40 cm.
86
25. Relación entre calidad e agua y lámina de riego para coliformes fecales
en el suelo para la profundidad de 0-20 cm.
87
26. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para coliformes
fecales en el estrato de 20-40 cm.
88
27. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para el contenido
de nitratos en el suelo para la profundidad de 0-20 cm.
89
28. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para
nitratos en el suelo para el estrato de 20-40 cm.
iv
90
RESUMEN
Uno de los mayores retos del siglo XXI consistirá en administrar juiciosamente los
recursos hídricos. El empleo de aguas de baja calidad en la agricultura de riego
(aguas residuales o agua salobre) se convertirá en una práctica común a medida que
las fuentes de agua se vayan haciendo cada vez más escasas en el mundo. Los
objetivos de esta investigación fueron evaluar el efecto de la aplicación del agua
residual urbana con diferente niveles de tratamiento sobre las características del
suelo (pH, textura, M.O, CIC, N, P, Na y C), además de la población bacterial total y
coliformes fecales de un suelo Gipsisol arídico. Los efluentes se aplicaron al suelo en
láminas de riego de 6, 8 y 10 mm/d durante un periodo de siete meses y el cultivo de
referencia fue la avena. Los resultados indican un incremento en la materia orgánica
y acumulación de sedimentos en la capa superficial. Existió además un incremento
en el
contenido de sales, con un aumento en fósforo y nitrógeno mayor a los
requerimientos del cultivo. La contaminación del suelo por coliformes fecales
persistió en pequeñas cantidades (500 a 1800 UFC/g de suelo), sin embargo, no
genera un riesgo para los cultivos. En general
con el efluente de tratamiento
secundario las características del suelo mostraron menos variabilidad con respecto al
tratamiento primario y agua residual cruda.
Palabras claves: Agua residual, coliformes fecales, población bacteriana, salinidad,
nitrificación, lámina de riego.
v
ABSTRACT
One of the biggest challenging problems to face during the present century will
consist of administering the hydric resources judiciously. The use of water missingthe
approved quality standards for agriculture (wastewater or water salinity) nowadays
will become a common practice everywhere, especially in developing countries since
the water sources are becoming scare around the world.
The objectives of this
research were to evaluate the effect of the urban wastewater application with
different treatment levels on some soil characteristics such as (pH, texture, MO, CIC
N, P Na and C) besides to the total bacterial population and faecal coliforms of a
Gipsisol arídico soil. These wastewater effluents were applied in irrigation laminae of
6 mm/d, 8 mm/d and 10 mm/d, during a seven month period, and the reference crop
was oat. The obtained results indicated an increase in organic matter contents,
additionally salts and sediments accumulation in the superficial soil layer was
observed too. It also appeared an increase on the phosphorus and nitrogen content
compare to the normal plant requirements. The soil fecal contamination remained in
acceptable levels (500-800 UFC/ g) so it did not generate a risk for the crop. The soil
characteristics were generally maintained specifically in this type of soil, and the
secondary treatment effluent showed the best results with respect to the primary
treatment and the crude wastewater.
Key words: Wastewater, faecal coliforms, bacterial population, salinity, nitrification,
laminae of irrigation
vi
I. INTRODUCCIÓN
El agua dulce constituye aproximadamente el 0.6% de la cantidad total de agua en el
planeta; el agua esta irregularmente distribuida y la calidad está deteriorándose en
muchas partes del mundo, pero está también mejorándose en algunos lugares a
través del uso eficiente del agua (Hedberg, 1998). En el mundo esta presente una
crisis del agua, la cual, es atribuida a la escasez de precipitación y limitación del
recurso, en adición al aumento en la demanda por los sectores agrícola, urbano e
industrial (Alzaba, 1997; Tajin, 1997). El sector que más consume agua globalmente
es la agricultura, la cual debe transferir volúmenes hacia los sectores urbanos a
cambio de agua residual tratada de calidad aceptable para fines de riego (Pearce y
Tuner, 1990; Naylor, 1996; Tajin, 1997).
En las últimas décadas, el rápido crecimiento urbano de los países en vías de
desarrollo y del primer mundo ó altamente industrializados ha ocasionado un
aumento en la demanda de agua y un incremento en la descarga de aguas
residuales. Mientras que, invariablemente, la instalación de redes de alcantarillado y
de sistemas de tratamiento de aguas residuales queda rezagado con relación al
crecimiento de la población, generando grandes volúmenes de agua residual por la
mayoría de las ciudades (Shuval, 1991; Stott, 1996; Lundin, et al. 1997; Kivaisi,
2002).
Las regiones áridas y semiáridas del mundo son las que más han resentido la
escasez de agua, ocasionando efectos negativos en las actividades agrícolas que el
hombre desarrolla; estas áreas se caracterizan por un clima adverso, con
precipitaciones erráticas en cantidad y oportunidad, suelos poco fértiles, salinos,
erosión hídrica y eólica; consecuentemente se prevé en corto plazo un incremento en
su superficie (Stewart y Robison, 1997; Martínez, 1999). En estas regiones ya se ha
discutido mucho, que para hacer una actividad agrícola es indispensable contar con
el recurso agua, ya que la precipitación no cubre las demandas de los cultivos. Para
satisfacer estas necesidades el hombre ha realizado obras hidráulicas para extraer el
1
agua de los mantos acuíferos provocando en muchas regiones sobreexplotación de
estos (Stewart y Robinson, 1997).
El suelo agrícola apto para la producción de cultivos en el mundo, no puede ya
crecer, lo cual ha provocado que la sustentabilidad de las regiones se encuentre en
riesgo. Además el suelo cultivado percápita
a nivel mundial, esta declinando
rápidamente y este se verá reducido a la mitad en los próximos 50 años (Stewart y
Robinson, 1997; Krattiger, 1998). La utilización de aguas residuales en la agricultura
se ha incrementado considerablemente en las regiones áridas y semiáridas del
mundo. La demanda se ha generado como resultado de los recursos hidráulicos
limitados, el aumento del uso de agua potable en zonas urbanas y la producción local
de alimentos y reconocimiento del valor de los nutrientes en los efluentes residuales
(Strauss y Blumenthal, 1989; Stott, 1996).
El desbalance entre el recurso hídrico y el crecimiento explosivo de las grandes
ciudades, ha obligado a priorizar el uso de aguas superficiales y subterráneas para
abastecimiento público. Como consecuencia lógica, la actividad agrícola ubicada en
la periferia de las ciudades se ha visto seriamente afectada y ha optado por el uso de
aguas residuales como única alternativa de supervivencia (Kivaisi, 2002).
Los nutrientes presentes en las aguas residuales son adiciones económicas e
incentivos para su utilización como fuente de fertilización de los suelos agrícolas,
particularmente para países en vías de desarrollo, donde el costo de los fertilizantes
químicos es importante y donde su adquisición es difícil para obtener altos niveles de
productividad en la agricultura. El ahorro económico de fertilizantes y la protección al
medio ambiente son motivaciones para la utilización del agua residual en agricultura,
particularmente en áreas con poco agua, sin embargo, las costumbres sociales y
culturales en algunos países pueden limitar la posibilidad de introducir esta práctica
(Shuval, 1991; Stott, 1996).
2
Los sistemas de riego con aguas residuales contribuyen a aumentar la producción
agrícola, y en consecuencia, a mejorar la salud, la calidad de vida y las condiciones
sociales a condición de estar bien organizados. Además puede evitar la
contaminación y proteger el abastecimiento de agua potable, preservar las aguas
subterráneas en las zonas donde su empleo agrícola intensivo da lugar a la
salinización u otros tipos de perturbación de los acuíferos. La formación de humus
contribuye a evitar la erosión del suelo. En muchos casos, los nutrientes presentes
en el agua residual tratada, especialmente el nitrógeno y el fósforo, pueden hacer
innecesario el uso de fertilizantes sintéticos. En general se ha demostrado que el
riego con aguas residuales si se supervisa como es debido puede mejorar el
rendimiento de los cultivos (Krattiger, 1998; Armon et al., 1994).
Uno de los mayores retos del siglo XXI consistirá en administrar juiciosamente los
recursos hídricos. El empleo de aguas de calidad inferior en la agricultura de riego
(aguas residuales o agua salobre) se convertirá sin duda en una práctica común a
medida que las fuentes de agua se vayan haciendo cada vez más escasas en todo el
mundo. Como el empleo de esta agua puede tener efectos deletéreos para el suelo,
los cultivos y la salud humana, habrá que realizar los estudios necesarios para
adoptar en consecuencia medidas de protección adecuadas.
La escasez de agua es uno de los mayores obstáculos para la expansión de la
producción agrícola en muchos países, el uso de agua de baja calidad, incluyendo
agua salada, agua de la alcantarilla y el agua residual municipal e industrial con
tratamiento es una alternativa atractiva. En países con gran escasez de agua, el
agua residual representa una fuente de abastecimiento para la agricultura a largo
plazo, las normas para el manejo y la planeación deben ser desarrolladas para cada
región, además tecnologías de tratamiento para eliminar los contaminantes del agua
deben ser desarrolladas y sus costos deben ser competitivos y económicos para los
usuarios rurales. Sin embargo, se tendrá que garantizar que esta agua no cause
daños a la salud, ni contamine los suelos donde se aplique (Safwat, 1999), por lo
cual, se deben realizar aplicaciones considerando los requerimientos de agua de los
3
cultivos para evitar aplicar volúmenes excesivos al suelo que pueden convertirse en
acumular contaminantes potenciales dentro de la matriz del suelo (Tam et al., 1997).
De acuerdo a lo anterior se plantea el siguiente cuestionamiento ¿qué nivel de
tratamiento debe tener el agua residual urbana, para su utilización con fines de riego
sin afectar adversamente las características de un suelo agrícola?.
De igual manera se puede hipótetizar que el agua residual urbana con tratamiento
secundario, utilizada con fines de riego no tiene un efecto adverso en las
características de un suelo agrícola.
Para dar respuesta a la hipótesis se establece el objetivo general: evaluar el efecto
del agua residual urbana con diferentes niveles de tratamiento y láminas de riego
sobre las características físicas, químicas y carga bacteriológica de un suelo
agrícola.
Los objetivos específicos fueron:
1) Realizar una caracterización física, química y bacteriológica de efluentes de agua
residual sometidos a diferentes niveles de regeneración.
2) Evaluar el efecto de la aplicación del agua residual urbana con diferentes niveles
de tratamiento y láminas de riego en las características físicas y químicas de un
suelo agrícola.
3) Evaluar el efecto de la aplicación del agua residual urbana tratada a diferentes
niveles y láminas de riego sobre la población bacteriana y coliformes fecales del
suelo.
4) Evaluar el efecto de la aplicación del agua residual urbana tratada a diferentes
niveles sobre la nitrificación.
4
II. ANTECEDENTES
2.1 Características de los suelos de zonas áridas
De acuerdo a la clasificación de suelos de la FAO/UNESCO, las zonas áridas
presentan una gran variedad de suelos debido a las condiciones climáticas y
fisiográficas. Las principales series de suelos se caracterizan por presentar colores
amarillos, grises, rojos, negros y café.
La serie gris esta compuesta por los suelos Fluvisiol districo y Xerofluvets, los cuales
se caracteriza por tener una profundidad de 1 a 1.5 m, con textura arenosa,
permeabilidad rápida, sus propiedades químicas presentan bajos contenidos de
materia orgánica, pH del orden de 4 a 6 sin problemas de salinidad, y baja fertilidad
natural. En la serie amarilla predomina el suelo Fluvisol, el cual tiene la característica
de tener una textura arenosa, y baja fertilidad. En la serie roja se localizan los suelos
Regosol districo, estos suelos tienen una profundidad de 0.5 a 1 m, presenta de tres
a cuatro horizontes con textura media a arenosa, una alta permeabilidad, bajos
contenidos de materia orgánica, sin problemas de salinidad, el suelo en estudio se
ubica dentro de esta serie, las características generales de este se describen a
continuación.
Se tiene otro grupo de suelos que de acuerdo a la base referencia mundial del
recurso suelo (FAO, 1999) y utilizando los horizontes de diagnóstico se ubican
preliminarmente como Gipsisoles arídicos o bien Calsisoles arídicos; la clasificación
puede cambiar cuando se tenga una descripción de los perfiles del suelo, en general
son suelos secos y se localizan principalmente en las zonas áridas y semiáridas, son
de origen aluvial que presentan un horizonte A con profundidad de 12 cm con color
pardo en húmedo, textura migajón arcillosa, estructura en forma de bloques
porosidad escasa raíces muy finas frecuentes , drenaje interno medio, este horizonte
se denomina Ocrico. El horizonte B tiene una profundidad de 12 a 26 cm, color pardo
en húmedo, textura migajón arcilloso estructura en bloques escasa porosidad raíces
5
finas frecuentes y drenaje medio. Horizonte C con profundidad de 26 a 70 cm color
pardo claro en húmedo textura migajón arenosa, estructura nodular escasa
porosidad drenaje medio, presenta acumulación de calcio. Denominación del
horizonte Cámbico.
Es posible encontrar varias especies de cactos, mezquites,
yucas y pastos.
Estos suelos, presentan las siguientes características físicas: de 34- 58% de arena,
16-32% de Arcilla y 20-32% de limo, predominando las texturas migajón arenoso,
arcillo y francas, el contenido de humedad a capacidad de campo de 15 a 28% y el
punto de marchitez permanente de 7 a 14%, dentro de las químicas se tiene que el
pH varia de 7 a 9, 1.1% de materia orgánica, conductividad eléctrica de 0.8 a 1 dS/m,
suelos no salinos, densidad aparente 1.3 a 1.5 g/cm3 , capacidad de intercambio
catiónico de 5 a 17 meq/100 g de suelo, potasio 3 meq/100 g de suelo, no se tiene
reporte de las características biológicas.
2.2 Agua residual
El término “alcantarilla”
se refiere a la producción del agua residual por las
comunidades, las cuales pueden originarse de tres diferentes fuentes: a) domesticas
generadas por los baños y actividades de lavar y cocinar de las casas, b) industrial,
y c) de la construcción de sistemas de alcantarilla para ambas aguas residuales y de
lluvia (combinación de sistemas) (Van Andel y Letting, 1994).
El concepto de agua residual se refiere al “conjunto de aguas que son contaminadas
durante el empleo en actividades domesticas (residuos fecales, orgánicos y
detergentes), e industriales entre las que se tienen (papelera, textil y siderúrgica), las
cuales vierten agua a los cauces naturales cargadas de materia orgánica, metales
pesados, aceites industriales e incluso radioactividad” (Bonnin et al., 1990; Adin y
Asano, 1998; Wilso et al., 1998).
6
A continuación se describen algunos de los términos más comunes utilizados en el
riego de suelos con agua residual.
Suelo agrícola. Tiene la función de servir de soporte a las raíces de las plantas y
provee a estas de las sustancias necesarias para su nutrición, se compone de
partículas minerales, materia orgánica, organismos vivos, aire y agua, la cual, actúa
como disolvente de mucha substancias y fluido transportador de partículas (USDA,
1960).
Sólidos disueltos. Son los sólidos que atraviesan en un ensayo un filtro de amianto
normalizado. De los sólidos disueltos totales, un 90% esta disuelto y el resto en
estado coloidal.
Sólidos inorgánicos. Son sustancias minerales generalmente no sujetas a
degradación como la arena, las grasas minerales y las sales minerales.
Sólidos orgánicos. Son residuos procedentes de los procesos vitales de los hombres,
animales y plantas. Están compuestos por combinaciones de carbono, hidrógeno,
nitrógeno y oxígeno, pudiendo estar presentes elementos como azufre y fósforo.
Sólidos sedimentables. Son los que pueden ser separados por medios físicos y que
decantan en un tiempo determinado.
Sólidos suspendidos. Son aquellos que se encuentran suspendidos en el líquido y
son visibles a simple vista. Incluyen partículas flotantes como polvo, arcilla, materia
fecal, etc. Están constituidos por 70% de sólidos orgánicos y 30% de inorgánicos.
Total de sólidos disueltos. El término sólidos disueltos de una agua de riego se
refiere a los iones inorgánicos y moléculas solubles presentes en el agua, ambas
especies químicas reducen la capacidad de las raíces que extraen agua debido al
efecto de presión osmótica.
Tratamiento de agua residual. Cualquier método, técnica o proceso físico, químico,
térmico o biológico, diseñado para cambiar la composición de cualquier residuo
7
peligroso o modificar sus propiedades físicas, químicas o biológicas de modo de
transformarlo en no peligroso, o menos peligroso o hacerlo seguro para el transporte,
almacenamiento o disposición final; recuperar energía, o materiales o bien hacerlo
adecuado para almacenamiento, y/o reducir su volumen.
Contaminantes básicos. Son aquellos parámetros y compuestos que se presentan en
las descargas de aguas residuales y que pueden ser removidos o estabilizados
mediante tratamientos convencionales, se consideran los siguientes: grasa y aceites,
material flotante, sólidos sedimentables, sólidos suspendidos totales, demanda
bioquímica de oxígeno, nitrógeno total, fósforo total, temperatura y pH.
Contaminantes patógenos y parasitarios. Son aquellos microorganismos, quistes y
huevos de parásitos que pueden estar presentes en las aguas residuales y que
representan un riesgo a la salud humana, flora y fauna. Generalmente se consideran
los coliformes fecales y huevos de helminto.
Riego no restringido. La utilización del agua residual a la actividad de siembra, cultivo
y cosecha de productos agrícolas en forma ilimitada como forrajes, granos, frutas,
legumbres y verduras.
Riego Restringido. La utilización del agua residual destinada a la actividad de
siembra, cultivo y cosecha de productos agrícolas, excepto legumbres y verduras
que se consumen crudas.
Demanda bioquímica de oxígeno (DBO). La cantidad de oxígeno utilizado en la
oxidación bioquímica de la materia orgánica, en un tiempo y a una temperatura
determinada. No está relacionada con los requerimientos de oxígeno para la
combustión química, ya que depende totalmente de la disponibilidad de materia
utilizada como alimento biológico y de la cantidad de oxigeno utilizado por los
microorganismos durante la oxidación.
Demanda química de oxígeno (DQO). Una medida cuantitativa de la cantidad de
oxígeno requerido en la oxidación química del material carbonoso (orgánico)
8
presente en las aguas residuales, utilizando sales inorgánicas de permanganato o
dicromato de potasio como oxidante en una prueba de dos horas.
Afluente. Agua residual que fluye hacia dentro del espacio confinado por la planta de
tratamiento.
Efluente. Un líquido que fluye hacia fuera del espacio confinado (planta de
tratamiento) que lo contiene.
Salinidad de agua de riego. Se define como la suma total de los iones inorgánicos y
moléculas
disueltas,
generalmente
se
expresa
utilizando
los
parámetros
conductividad eléctrica, total de sólidos disueltos, total de cationes solubles y total de
aniones solubles.
2.3 Utilización del agua residual en algunos países
En las últimas décadas, en China, debido a la rápida expansión de la población y de
la actividad industrial, la cantidad de contaminantes de residuos industriales y
municipales descargados a las corrientes de agua natural se ha incrementado
causando serios problemas en las aguas circundantes. Por otro lado, la escasez de
agua
se ha vuelto un factor que está afectando el desarrollo de la sociedad,
producción y economía, por lo cual, el agua residual se ha convertido en una
alternativa natural para el riego (Ziqig et al., 1997; Tam et al., 1997).
A lo largo del mundo esta creciendo la necesidad urgente de conservar, reciclar y
utilizar el agua. Directa o indirectamente la utilización del agua en el Reino Unido,
Estado Unidos, Republica Federal Alemana, Japón, la India, y Sur África ha ido en
incremento. Por ejemplo, en China un proyecto innovador se ha implementado para
la recuperación y utilización del agua residual en el área industrial de Huifeng, donde
existe déficit de agua. El agua residual comprende 40% municipal y el resto de
residuos industriales de fábricas de maquinaria. El 60% de agua residual domestica
9
es descargada dentro del Río sin ningún tratamiento. La recuperación y la utilización
del agua residual es una alternativa prometedora en está área ya que se puede
conservar o complementar la demanda en el recurso de agua y puede reducir y/o
eliminar la contaminación en el medio ambiente (Peng et al., 1995).
En las regiones áridos y semiáridos debido a la irregularidad en la distribución de las
precipitaciones, desarrollo rápido de la irrigación y los suministros de agua
domésticos, se han agotado seriamente las fuentes de agua convencionales. Como
resultado, la recuperación y utilización del agua residual está integrándose cada vez
más en la planificación y desarrollo de estás regiones, particularmente para el riego,
contribuyendo a un desarrollo sustentable de estás áreas (Angelakis et al., 1999).
Una descripción general de prácticas internacionales observadas y documentadas en
la utilización del agua hacia la terminación del siglo XX indica las tendencias del
mundo entero que van en la dirección de un mayor uso de este recurso; en varios
países como Sudáfrica, Namibia, Inglaterra y los Estados Unidos de América existe
una amplia aceptación para los proyectos de utilización del agua residual (Shuval,
1990), al respecto Craig y Geselbracht (1998) indican que la región mediterránea
necesita la utilización del agua residual como parte de su estrategia de recursos
hidráulicos para la próxima década; sin embargo, solamente pocos de estos países
han explotado el valor de las aguas recuperadas hasta ahora.
La utilización del agua residual en la agricultura es un elemento de desarrollo del
recursos agua y dirección innovadora que mantiene una alternativa para la
agricultura. El utilizar el agua residual para el riego refuerza la productividad agrícola;
esta provee de agua y nutrientes, y mejora el rendimiento en los cultivos. Sin
embargo, se requiere protección a la salud pública, apropiada tecnología de
tratamiento, confiabilidad del tratamiento, usos del agua, aceptación y participación
del público y también debe ser económicamente y financieramente viable (Bahri,
1999).
10
Por lo tanto, la utilización del agua residual en la agricultura tiene un número de
preguntas que deben ser contestadas antes de una extensa utilización, algunas de
estas son: las normas establecidas en la recuperación y utilización del agua residual
con fines agrícolas son apropiadas ?. Está el costo efectivo de la utilización del agua
en la agricultura bien evaluado? Cual es el lugar de la agricultura en el ciclo de
tratamiento del agua residual?
Son las tecnologías de tratamiento usadas en la
recuperación del agua residual las adecuadas para que esta pueda ser utilizada en
agricultura? Los criterios de calidad de agua para la salud pública dependen del
estado de desarrollo del país? Que criterios y normas deben ser usadas para la
utilización del agua residual en agricultura? Han podido las asociaciones de usuarios
incrementar su participación en la utilización y asegurar un uso eficiente del efluente?
(Bahri, 1999).
Se han hecho esfuerzos significativos en la utilización del agua en España, donde se
han desarrollado aspectos importantes en la aplicación y utilización de aguas
municipales en Andalucía ( Salgot y Alba, 1996). Por otro lado, las grandes
cantidades de residuos generados por la sociedad moderna han creado un problema
serio para el medio ambiente. La aplicación terrestre es el sistema más viejo para la
eliminación de residuos, esto es con base en la gran capacidad biodegradativa de los
suelos (Cabrera et al., 1996).
En algunas áreas semiáridas de la costa este de España, las demandas, urbanas,
industriales y agrícolas son abastecidas por el agua subterránea; el intensivo uso de
fertilizantes, plaguicidas y sobreexplotación de los acuíferos, produce la progresiva
baja calidad del agua y el decremento del recurso de agua subterránea. Tanto la
necesidad de conservar el agua como la de salvar el agua residual económicamente
disponible, marca el uso del agua residual tratada en la agricultura como una opción
muy factible en España (Lapeña et al., 1995).
En México y en algunos países de Latinoamérica, la evaluación de la calidad de agua
ha venido evolucionando, de tal forma que en los años cincuenta únicamente se
11
verificaba si el agua cumplía con las normas de agua potable o los lineamientos
físico-químicos de agua para riego, sin embargo, el rápido incremento en la
población urbana en los últimos años, ha originado la expansión de las ciudades,
demandando disponibilidad de suelo, desarrollo progresivo de una infraestructura de
servicios, de los cuales, el suministro de agua potable, la disposición del agua
residual y el drenaje son los elementos más importantes desde el punto de vista de
salud pública. El crecimiento urbano ha generado un incremento en la demanda de
abastecimiento de agua potable, la que en México ha sido satisfecha frecuentemente
de fuentes de agua subterránea (Jiménez, 1997).
Al respecto Bahri, 1999 comenta que el agua es un recurso sumamente escaso en
regiones semiáridas, tales como la porción central y norte de México. El rápido
crecimiento urbano ha producido un notable incremento en la demanda de agua
potable, generando enormes volúmenes de aguas residuales que requieren ser
desalojadas. Como resultado, con frecuencia aparecen ligados la creciente demanda
de agua subterránea y los problemas de desecho de aguas residuales, por lo que
recientemente se ha valorado a las aguas residuales como un recurso hídrico
alternativo para la sustentabilidad de la agricultura en estas zonas.
México es uno de los países con mayor experiencia en la irrigación con aguas
residuales y existen ciudades en muchos estados que poseen sistemas operativos.
El Valle de Mezquital en el estado de Hidalgo comprende el mayor y probablemente
uno de los más antiguos esquemas del mundo para irrigación agrícola usando aguas
residuales urbanas. Actualmente se utilizan 40 m3/s de aguas residuales para el
cultivo de 85,000 hectáreas en este valle que antes era semiárido (Bahri, 1999).
Zacatecas se localiza en la parte árida de la República Mexicana, presentando
problemas de precipitación, de tal manera que en los últimos 15 años han sido
secos, además la agricultura es prácticamente de riego, donde se utiliza 745 millones
de m3 /año, la cual tiene como principal fuente el agua subterránea, provocando una
sobreexplotación de los mantos freáticos poniendo en riesgo la sustentabilidad de
12
esta región, por lo cual, las aguas residuales urbanas parecen ser una fuente
alternativa (González, 1999).
Actualmente la producción agrícola con la aplicación del agua residual cruda al suelo,
tiene una extensión de 260 hectáreas, cultivando principalmente maíz, avena, alfalfa,
sin embargo, no se ha realizado ninguna investigación del efecto del riego con aguas
residuales sobre los suelos, producción agrícola y métodos de riego del área de
influencia de estas (CNA, 1998).
2.4 Importancia de la utilización del agua residual en la agricultura
El utilizar el agua residual, se ha vuelto una estrategia importante para conservar el
recurso agua en áreas áridas y semiáridas del mundo donde se tienen mayor
escasez del recurso. En regiones templadas, las aplicaciones al suelo como una
alternativa de tratamiento del agua residual ha permitido reducir la contaminación de
ríos. Sin embargo, esta aplicación se ha interrumpido por el crecimiento de las áreas
urbanas (Shuval, 1991).
El riego con aguas residuales en los Estados Unidos de Norteamérica cuenta con
3,400 proyectos de utilización con fines agrícolas, además se considera al suelo
como una alternativa de tratamiento de las aguas municipales e industriales en lugar
de descargarlas a la superficie de los arroyos (Craig y Geselbracht, 1998).
Países como Israel, India y Sudáfrica, han establecido una política nacional de
maximización del uso del agua residual en la agricultura debido a la escasez severa
del recuso natural. Asimismo, numerosos proyectos de utilización del agua residual
son construidos o planeados en muchos países en vías de desarrollo, ya que puede
ser una expectativa a largo plazo, sin embargo, las costumbres sociales y culturales
son fuertes trabas para introducir estas prácticas en muchas áreas de estos países
(Shuval, 1991).
13
Alzaba, (1997) reporta que Arabia Saudita, entre otros países de la península
Arábica, necesitara extraer con propósito agrícola 20.31 y 22.2 billones de m3 en los
años 2000 y 2010 respectivamente, lo que obliga a encontrar suministros alterativos
de agua. El agua residual tratada representa una de las más importantes alternativas
que puede ser usada para satisfacer los requerimientos de agua a largo plazo. Sin
embargo, a pesar de algunos argumentos científicos a favor de la utilización del agua
residual, su implementación puede ser lenta, debido a las religiones, culturas locales,
costumbres sociales y las creencias.
El agua residual es una fuente importante de nutrientes para la planta, como son N,
P y K. Lapeña et al., (1995) al respecto indican, que el uso del agua residual para
regar cultivos debe ser probado o analizado bajo condiciones locales para
incrementar la productividad agrícola. Un beneficio adicional es el aporte de
nutrientes al suelo, los cuales sería caros enriquecerlos en otra forma. Las aguas
residuales municipales normalmente contienen todos los requerimientos de nitrógeno
para la mayoría de los cultivos y mejor porcentaje de fósforo y potasio
esencialmente, así como importantes micronutrientes esenciales para el crecimiento
de las plantas y mantener la fertilidad del suelo (Cross y Strauss, 1985). Además del
valor nutritivo, Hasselgren, (1998) menciona que los beneficios de regar con aguas
residuales son la conservación del recurso para las futuras generaciones, mientras
esto sea hecho
de una manera controlada y segura para el medio ambiente.
Además indica que el agua, al igual que muchos de los nutrientes son recursos
naturales escasos.
Para lograr un utilización en forma integral del agua residual debe existir una
cooperación entre las áreas urbanas y rurales, ya que la producción de alimentos
para la sociedad consumidora, debe ser sustentable con la recirculación de
productos desechados ricos en nutrientes, en un corto tiempo las perspectivas deben
estar basadas en el aprovechamiento de los nutrientes de las aguas residuales en
lugar de usar fertilizantes químicos basados en recursos naturales escasos, ya que si
se espera de 50 a 100 años hasta que los sistemas de tratamiento de agua
14
residuales con separación de urea sea probablemente los dominantes, muchas
toneladas de nutrientes se habrá perdido y se habrán hecho inaccesibles a futuras
generaciones (Hasselgren, 1998).
Reciclar el agua residual por medio del riego en la agricultura ofrece un número de
beneficios tales como el tratamiento del suelo, amplio riego con aguas residuales, el
cual es bien implementado en un buen número de países, ya que puede reducir la
contaminación a los cauces naturales (Shuval, 1991). Marecos et al., y Correia, 1997
al respecto indican que el riego puede ser particularmente atractivo en muchas áreas
áridas y semiáridas, ya que hace posible conservar el recurso agua acompañado con
un beneficio económico para proyectos agrícolas de riego, aunado a una ampliación
de la extensión de riego, y la producción de muchos cultivos para consumo humano,
comida para animales, o cultivos industriales.
2.5 Efectos negativos del riego con aguas residuales
La utilización del agua residual con fines de riego, puede generar algunos problemas
como la transmisión de enfermedades susceptibles para los trabajadores del campo
y al público en general cuando consumen productos generados en los campos
regados con aguas residuales crudas. Además, las enfermedades pueden ser
trasmitidas al ganado de pastoreo en las praderas regadas con aguas residuales y el
ganado de pastoreo puede experimentar daño económico como resultado y
eventualmente los humanos que consumen la carne o leche de estos animales,
pueden infectarse. Los químicos fitotóxicos presentes en el agua residual pueden
afectar las características del suelo y el crecimiento de las plantas (Shuval, 1991).
El agua residual está asociada con el medio ambiental y riesgos de salud. Como una
consecuencia, su aceptabilidad para reemplazar otras fuentes de agua para el riego
es altamente dependiente de los riesgos de salud y los impactos en el medio
ambiente. Es necesario establecer normas antes de utilizar el agua residual para
riego de cultivos y áreas verdes ya que los afluentes requiere un método eficaz de
15
tratamiento, para eliminar algunos contaminantes y patógenos (OMS, 1990; Asano et
al., 1995).
Keneth et al, (1998) reportan que en una planta de tratamiento de aguas residuales
se presentaron brotes de hepatitis A en tres trabajadores. Anderson (1997) indica
que desde 1980 hasta 1995, un total de 90 reportes de enfermedades se atribuyen al
agua en Suecia involucrando 500, 000 enfermos y dos muertos, aunque el 80% de
los brotes fueron causados por agentes desconocidos. Kelly (1997) menciona que en
1995 un brote de Toxoplasmosis en la región de Victoria, Canadá, fue atribuido al
sistema de aguas municipales que utilizaba aguas superficiales cloradas sin filtrar.
Bowie, (1997) reporta que un brote epidémico de virus de hepatitis E en Islamabad,
Pakistán fue relacionado con una falla operacional en la planta de tratamiento.
2.6 Clasificación del agua residual para riego
La composición química del agua de riego es una solución cuyos solutos se
clasifican a menudo en dos categorías: sales solubles y moléculas solubles. Las
primeras son compuestos inorgánicos que existe en forma iónica en solución acuosa
(cationes y aniones). Los segundos son sustancias que se disuelven como moléculas
discretas y que por ende no se disocian en iones (Martínez, 1999).
El término de sólidos disuelto de un agua de riego se refiere a los iones inorgánicos y
moléculas solubles presentes en el agua. Ambas especies químicas reducen la
capacidad de las raíces para extraer agua debido al efecto de la presión osmótica
(Martínez, 1999).
La clasificación del agua para riego permite identificar la calidad de agua que se
dispone y las diferentes fuentes como son aguas subterránea, superficiales y de
alcantarilla. Cuando las fuentes se encuentra disponible en el campo para riego la
primera prueba es la conveniencia para estos propósitos. Si los resultados de esta
evaluación muestran un riesgo en la salinización del suelo, debe analizarse si el agua
16
es apropiada y bajo que condiciones se debe aplicar y manejar (Rhoades et al.,
1992). En el cuadro 1 se muestra una clasificación del agua para riego tomado en
cuenta la conductividad eléctrica y el total de sólidos disueltos.
Cuadro 1. Clasificación del agua para riego (Rhoades et al., 1992)
Tipos de agua
Conductividad
Total de sólidos
Clase de agua
eléctrica (dS/m)
disueltos (g/l)
Agua para tomar y
< 0.7
< 0.5
No salina
riego
Agua para riego
0.7-2.0
0.5-1.5
Ligeramente salina
Agua de
2- 10.0
1.5 – 7.0
Moderadamente
alcantarilla con
salina
tratamiento
primario y agua
subterránea
Agua de
10 – 20.5
7.0 – 15.0
Salinidad alta
alcantarilla
secundaria y agua
subterránea
Agua subterránea
muy salina
Agua de mar
20.5 – 45
15.0 –35.0
Salinidad muy alta
> 45.0
> 35.0
Salada
Una agua de buena calidad es aquella que es adecuada para el uso a que se
destine. Cuando el agua se usa para el riego agrícola, el concepto de calidad de
agua se refiere a las características químicas, físicas y biológicas y sus efectos a
largo plazo sobre los cultivos y suelo, debe además tener la capacidad potencial de
permitir un rendimiento máximo de los cultivos, las aguas de inferior calidad agrícola
pueden originar problemas en el suelo y cultivo que afecta el rendimiento, quedando
restringido su uso para el riego a condiciones específicas del cultivo y del lugar. Por
esta razón no existe un criterio universal para establecer la calidad del agua de
riego, esta debe estar fundamentada en condiciones locales (Tanji, 1997; Martínez
1999).
Los criterios químicos requeridos para diagnosticar la calidad del agua de riego y sus
respectivas unidades son: conductividad eléctrica ( dS/m) el rango varía de 0.7 a 3.0;
relación de adsorción de sodio (RAS) de 0-15%; cloro residual (mg/l)140-350; Boro
17
(mg/l) de 0.7 a 3.0; Sodio 0-70 mg/l y HCO3 (bicarbonatos) 90-50 mg/L. Además, se
deben considerar algunas características del suelo a regar como la permeabilidad y
el tipo de método de riego. Cuando la fuente es agua residual, se debe considerar
también el total de sólidos suspendidos (SS) en un rango de 2 a 10 mg/L; demanda
biológica de oxigeno (DBO) 1 a 30 mg/L; total de fósforo (P) de 1 a 6 mg/L: nitrógeno
total (N) 1-15 mg/L; nitrógeno en forma de amonio de 0.5 a 4 mg/L; además de estos
parámetros se debe tomar en cuenta la infiltración del suelo (USDA, 1960; FAO,
1990; OMS, 1990; Tajin, 1997; Martínez 1999).
Cuadro 2. Normas para la interpretación de la calidad de agua para fines de
riego.
Grado de restricción en su uso
Problemas potenciales en el riego
Ninguno
Ligero a
moderado
< 0.7
< 450
0.7-3.0
450-2000
>3.0
> 2000
Infiltración
RAS = (0-3) y EC =
(3-6) y EC =
(6-12) y EC =
(12-20) y EC =
(20-40) y EC =
>0.7
>1.2
>1.9
>2.9
>5.0
0.7-0.2
1.2-0.3
1.9-0.5
2.9-1.3
5.0-2.9
<0.2
<0.3
<0.5
< 1.3
<2.9
Especificación de iones tóxicos, mg L-1
Na
Cl
HCO3
B
pH
<70
>70
<100
>100
<90
90-500
<0.07 0.07-3.0
Rango normal 6.5-8.4
Salinidad
EC dS m-1
TDS, mg L-1
Severo
->500
>3.0
Fuente: Ayers y Westcot (1989).
El aprovechamiento del agua enfrenta serias restricciones que van desde los
aspectos puramente naturales, técnicos y de equipamiento e infraestructura, hasta
18
los que se refieren a factores económicos-financieros, sociales y de impacto
ambiental. Esta problemática se caracteriza por altos niveles de contaminación en un
gran número de cuencas, sobreexplotación de acuíferos e incluso pérdida del
recurso en algunas áreas; así como la falta de una cultura, acorde con los principios
de preservación y desarrollo sustentable del recurso (Pnud, 1995).
El interés por la calidad de agua ha ido evolucionando en respuesta a diferentes
factores, entre ellos las necesidades de abastecimiento de agua potable y de
tratamiento de las aguas residuales, el control de la contaminación en los cuerpos
receptores, la creación de la infraestructura de laboratorios, los cambios en la
normatividad, los avances técnicos internacionales, la aparición de problemas que
requieren solución urgente y el desarrollo de técnicas al respecto (Isnard, 1998).
No obstante todo el progreso realizado en este siglo, la cantidad y la calidad del agua
usada en el mundo para satisfacer la demanda urbana y agrícola, todavía enfrenta
desafíos mayores debido al incremento de la población, la necesidad de incrementar
la producción de alimentos y al aumento por el uso del agua per-cápital, así como
los costos elevados en la extracción del recurso agua para beber. Por lo cual el, uso
de agua de baja calidad en la agricultura ha surgido como una necesidad en orden
de mantener la sustentabilidad del uso eficiente del agua (Safwat, 1999).
Las aguas residuales de algunas ciudades de la India, las cuales son utilizadas con
fines de riego, presentan concentraciones de sólidos suspendidos entre rangos de
200 a 600 mg/l, DBO de 196-480 mg/l, N total mg/l de 28 a 60, fosfatos de 5 a 20
mg/l y potasio de 15 a 55 mg/l. Adin y Asano (1999) reportan que las aguas
residuales municipales típicas en Israel, donde aproximadamente, el 25% son
usadas en forma directa en el riego, contienen aproximadamente 400 mg/l de SS, y
el DBO alrededor de 600 mg/l o más debido al bajo consumo de agua per cápita).
Las concentraciones de fósforo, N orgánico y NH3
respectivamente.
19
son 30, 50 y 70 mg/l
La clasificación de la calidad de agua residual doméstica que emplean en los
Estados Unidos de Norteamérica es baja, media y alta, así el rango para el
parámetro de total de sólidos suspendidos es de 100, 200 y 350 para las categorías
mencionadas, respecto al DBO y DQO se tiene que para el primero es 100 en baja,
200 en media y 400 en alta y 175, 300 y 600 mg/l para el segundo. El carbono
orgánico total (TOC) presenta el rango de 100 a 400 mg/l y el N como amonio de 5
mg/l en bajo, 10 en medio y 20 en alto, además como N orgánico el rango es de 8,
20 y 40 respectivamente y de 7, 10 y 20 mg/l para fósforo como PO4-P (Shuval,
1990).
La calidad de agua residual y la composición de está varían considerablemente de
lugar a lugar, esto básicamente depende del aspecto económico, conducta social,
tipo y número de industrias locales en la colección del área, condiciones climáticas,
consumo de agua, tipo y condiciones del sistema de alcantarilla y algunos otros
(Haskoning y Wageningen, 1994).
De Haandel y Lettinggi, 1994 comparan la calidad de agua residual de algunos
países, obteniendo que los sólidos suspendidos varían de 429 mg/l para la ciudad de
Pedregal (Brasil) y de 215 mg/l para Cali Colombia. El DBO y DQO tiene un
comportamiento de 368, 95 y 231 mg/l para el primero y 727, 267 y 520 mg/l para el
segundo en las ciudades de Pedregal (Brasil), Cali (Colombia) y Bennekom
(Holanda), respectivamente. El Nitrógeno total (Orgánico más amoniacal) y el fósforo
fueron de 44, 24 y 45 mg/l y 11, 1.3 y 18 mg/l respectivamente para las ciudades
antes mencionadas. La Eschericia coli NPM/100ml de 4x107 para Pedregal (Brasil).
La alcalinidad de 388, 120 y 350 mg/l en cada una de la ciudades, el comportamiento
de la temperatura máxima fue de 26, 27 y 20oC y la mínima de 24, 24 y 8.
La cantidad y calidad de agua disponible para el riego varia de lugar a lugar. En la
India hay regiones donde los agricultores no tienen acceso a ningún cuerpo de agua
superficial, ni a ninguna fuente de agua subterránea de calidad aceptable para la
productividad de la irrigación. En alguna de las áreas costeras ni el agua superficial y
subterránea es de calidad aceptable ni puede estar disponible. En muchas áreas, la
20
proporcionada por la industria y la transportación de agua superficial de buena
calidad recorre grandes distancias al sitio donde puede ser útil para granjeros en las
áreas adyacentes; el tratamiento del agua residual de la industria puede constituirse
en una fuente disponible para el riego. El agricultor puede sin embargo, ejercitar un
control sobre la calidad del agua de irrigación seleccionando una fuente apropiada o
cambiando la calidad por dilución y/o puede hacer ciertos cambios en el control
agronómico y la selección del cultivo (Kuchanwar et al., 1999).
El nivel de tratamiento del agua residual, y la calidad de agua recuperada son
requeridos para el tipo de producción agrícola. La utilización del agua residual,
aunque ampliamente admitida e integrada en algunas naciones, se ha convertido en
una estrategia, de planeación, si embargo, todavía se plantean varias preguntas y
existen varios puntos de vista respecto a los límites de sal y microorganismos de las
aguas residuales; ya que si contiene cantidades grandes de sal, puede presentar
riesgos de salinización y alcalinización del suelo si se usa para riego. Asimismo, la
composición microbial del agua residual impone restricciones de cultivos y suelos.
Esto significa que todos los efluentes no pueden usarse para propósitos de
agricultura (Bahri, 1999).
2.7 Normas para la utilización de aguas residuales con fines de
riego
Salgot y Alba, (1996) reportan que existe una vieja controversia entre varios equipos
de investigadores incluso de los mismos países, en lo referente a la calidad que debe
contener el efluente. Estas agrupaciones se pueden dividir en tres categorías de
acuerdo con las normas y con el origen de este, especialmente cuando se utilizan
con propósitos de riego. Las otras posibilidades de utilización (recarga de agua
subterránea, uso industrial, etc), no es tan común y sigue el modelo establecido para
los propósitos del riego. Las agrupaciones existentes son: Organización Mundial de
la Salud, grupo California y otro el que incluye los equipos de las investigaciones
restantes.
21
La Organización Mundial de la Salud, relaciona las investigaciones presentadas en el
documento "Recomendaciones de salud para el uso del agua residual en agricultura
y acuacultura” publicado en 1989. Los equipos de California tienen mucha literatura
con respecto a las normas de los EE.UU., pero las publicaciones presentadas por el
Estado en 1978 y 1992 son las más importantes. Otros países han tomado la
decisión de desarrollar sus propias normas, no relacionado a las anteriores. Se
puede ubicar en este caso a Israel, Túnez y la Unión Soviética. Aparte de estas
normas, deben tenerse en cuenta algunas consideraciones adicionales al intentar
implementar un programa de utilización del agua residual, a saber socio-económicas
y situación hidrológica de los países (OMS; 1989).
En general las regulaciones sobre la utilización del agua residual con propósitos de
riego están basadas principalmente en las consideraciones de la calidad biológica
para regar cultivos. La Organización Mundial de la Salud (1989), reporta y discute
propuestas para las regulaciones en el desarrollo de la utilización del agua residual
para propósitos de riego: el establecimiento de normas numéricas basadas en
decisiones técnicas y el aspecto epidemiológicos.
Las normas del grupo California USA considera rangos de 2.2 a 23 coliformes
totales/100 ml., 0 huevos de helmintos, además los efluentes requiere tratamiento
secundario o terciario. Los rangos de la U.S.E.P.A., son de 200 coliformes totales,
más cloro residual dependiendo del tipo de riego, acceso y cultivo. Sugiriendo, no
incluir el tipo de suelo a regar, para establecer el método de tratamiento. Francia de
200 a 1000 coliformes totales/100 ml. dependiendo del tipo de riego y cultivo,
además considera las limitaciones de huevos de nematodos, que plantea la
Organización Mundial de la Salud, sugiriendo que debe revisarse en un futuro
cercano. Israel toma un rango de 12 a 250 coliformes totales /100 ml., además la
calidad la regulan los contenidos de DBO, SS., DO y cloro residual, incluyendo
además el tiempo de contacto y tipo de cultivo a regar. La Organización Mundial de
la Salud propone el rango de 200 a 1000 coliformes fecales /100 ml dependiendo del
22
tipo de riego y cultivo, así como las limitaciones de huevos de nematodos ( Isnard,
1996; Asano y Levine, 1996; Stott et al., 1997; Adin y Asano 1998; Mara y Pearson,
1999; y Mujeriego y Asano, 1999).
En España se han establecido una serie de normas relacionadas con la Organización
Mundial de la Salud para establecer las posibilidades de la utilización del agua
residual con fines de riego, siguiendo además los criterios de Andalucía los cuales
consideran los tipos de cultivos a establecer verduras para comerse crudas,
industriales, madera, forrajes, granos, comidas que pueden ser conservadas o
cocidas así como, campos deportivos, áreas verdes sin restricción al público y áreas
verdes con restricción de acceso al público, actividades recreativas y de turismo
(lagos ratifícales con posible contacto humano y lagos artificiales donde es prohibido
el contacto del público). También se establecen un máximo contenido de metales
pesados como B, Cd, Mo, Se (Salgot y Alba, 1996).
Las aguas residuales son controladas por una serie de parámetros físico-químicos y
ecotoxicológicos para asegurar que las descargas no rebasen los límites permitidos.
Algunos parámetros físico-químicos como pH, temperatura, sólidos suspendidos, y
demanda química de oxígeno, son frecuentemente usados pero también pueden ser
usados otros, dependiendo de la naturaleza del efluente (Isnard, 1998).
Cuando algunos químicos dañan el medio ambiente acuático,
estos deben ser
monitoreados para especificar los límites en las aguas residuales, los cuales puede
determinarse fácilmente por un simple calculo de dilución, dividiendo la carga del
flujo de los químicos del río y tomando
en cuenta la distribución temporal. La
realización de balances de toxicidad es de gran ayuda en la identificación de los
químicos de mayor riesgo, además del diseño de procesos específicos de
tratamiento de aguas residuales (Isnard, 1998).
23
Las normas químicas de la FAO toman como criterio de calidad, la salinidad, relación
de adsorción de sodio, nitrógeno, elementos tóxicos y traza; con estos parámetros,
se clasifica el efluente para fines de riego (Kandiah, 1990).
La Organización Mundial de la Salud también ha emprendido un estudio de las
normas químicas relacionadas con la salud humana por utilizar el agua residual en la
agricultura. Estos estudios, toman en cuenta elementos no orgánicos, orgánicos y
traza, desarrollan una metodología basada en la aceptación diariamente humana en
la succión para diferentes contaminantes y en la cadena alimenticia para transferir
contaminantes vía relación residual-suelo-planta-humano. Este tipo de acercamiento
está generando información de los límites permitidos para el uso del agua residual
(Chan et al., 1995; Marecos do Monte et al., 1996; Bontoux, 1997).
Bahri, (1999) propone que se requieren nuevas normas, las cuales, deben basarse
en estándares que combinan las tecnologías adoptadas en la magnitud del
tratamiento del agua residual que es requerida para un uso especifico, además, una
metodología también tiene que ser desarrollada para establecer límites químicos y
microbiales.
Al respecto Goñi et al., (1999) mencionan que especial atención debe ser puesta a
los bastones Gram negativo pertenecientes a la familia Enterobacteriaceae, y al
genero Pseudomonas, Acinetobacter, y Aeromonas. La Enterobacteriaceae, es el
indicador microbial más usado en la calidad del agua y son los coliformes fecales.
Sin embargo, la interpretación de estas clase de indicadores se conocen muy poco.
Las Pseudomonas spp, Acinetobacter spp y Aeromonas incluyendo versatilidad
metabólica de microorganismos, se encuentran normalmente en el suelo y en el agua
fresca (limpia) y son a menudo patógenos para los humanos y plantas, este grupo de
bacterias a causado infecciones humanas, ya que pueden ser la causa principal de
enfermedades gastrointestinales.
24
En México las normas que se aplican en la utilización del agua residual para la
producción de cultivos, son las Normas Oficiales Mexicana NOM-001-ECOL-1996
que establece los límites permisibles de contaminantes en las descargas residuales
en agua y bienes nacionales; la NOM-002-ECOL-1996, establece los limites máximo
permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a los sistemas
de alcantarillado urbano o municipal y la NOM-003-ECOL-1997, establece los limites
máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se
utilizan en servicios al publico, las cuales son similares a las de la Organización
Mundial de la Salud (Diario Oficial de la Federación 1996).
2.8 Categorías de los cultivos regados con agua residual
Shuval (1990) presenta las recomendación de normas para la restricción de tipos de
cultivos regados con agua residual; las restricciones para los tipos de cultivo regados
con aguas residuales a varios niveles de tratamiento pueden ser un mejoramiento de
las estrategias de eficiencia en algunos países desarrollados. Es útil conocer los
niveles de riesgo asociados con varios tipos de cultivos. Las tres categorías de
cultivos regados definidos aquí son presentadas con el objetivo de disminuir los
riesgos de salud humana aunque no hay una clara línea divisoria científica entre los
niveles; este arreglo es sugerido para la simplicidad y la viabilidad de diseño de las
plantas de tratamiento. Un nivel diferente de tratamiento del agua residual debe
mantenerse para cada categoría; la categoría A toma en cuenta los cultivos que
pueden ser regados con efluentes de baja calidad y la categoría C con efluentes de
buena calidad.
“Categoría A”, bajo riesgo
1. Cultivos para consumo no humano (por ejemplo, algodón)
2. Cultivos normalmente procesados por calor o secado antes del consumo humano
(granos, remolacha azucarera, semillas para aceite)
25
3. Vegetales y crecimiento de frutales exclusivamente para poder ser enlatados u
otro proceso que eficazmente destruya los patógenos.
4. Las cosechas de forraje y otros cosechas para alimentos de animales que puedan
cortarse y secarse en el sol antes de ser consumidas por los animales.
5. Riego de tierras en áreas cercanas sin acceso público (guarderías, forestales,
áreas verdes)
“Categoría B”, Medio riesgo
1. Suelos de praderas, los cultivos de forrajes verdes
2. Cultivos para consumo humano que no este en contacto directo con el agua
residual ( huertos, cultivo de la vid; tomates, cucurbitáceas, que pueden regarse
superficialmente o riego por goteo).
3. Cultivos para consumo humano normalmente sólo comido después de cocinar
(papas, raíces de la remolacha, berenjena)
4. Cultivos para consumo humano, crudos, y con cáscaras ( melones, cítricos,
plátanos, nuez , tierra de nuez).
“Categoría C”, Alto riesgo
1. Cualquier cultivo para consumo humano normalmente consumidos crudo y de
crecimiento en contacto directo con el efluente de aguas residuales (vegetales
frescos como son lechugas, tomates, zanahorias, o frutas regadas con aspersión).
26
2. El riego de área verdes con acceso libre al público inmediatamente después de
regar ( campos de golf, céspedes de parques).
3. Riego por aspersión para diferentes tipos de cultivos dentro de 100 m de áreas
residenciales o lugares públicos con acceso del público, como son caminos y
parques, en condiciones que estos no tengan acceso al público dentro de 15 metros
de las zonas húmedas regadas.
Por otro lado Mujeriego y Asano (1999) reportan que los efluentes que se deben
utilizar para producir cultivos deben tener las siguientes características; si los cultivos
son para consumo humano y consumidos crudos el efluente debe tener tratamiento
secundario más filtración y desinfección con DBO<10 mg/L, Coliformes Fecales:
ND/100ml Turbidez: < 2 NTU Cl2 residual y pH 6 a 9; para la producción de forrajes,
fibra, semilla, el tratamiento tiene que ser secundario más desinfectación con DBO<
30 mg/L TSS: < 30 mg/l Coliformes fecales: <200/100 ml Cl2 residual:1mg/l pH 6 a 9.
En general las recomendaciones propuestas por estos autores coinciden con las de
la Organización Mundial de la Salud y algunos investigadores, sin embargo, se
sugiere seguir investigando el efecto del agua residual en los cultivos.
2.9 Tratamientos convencionales del agua residual para riego
El grado de tratamiento requerido para la recuperación del agua residual, varía de
acuerdo a las especificaciones de aplicación, de utilización y asociado a la calidad
requerida de agua. Los sistemas de tratamientos simples involucran los procesos de
separación sólido/líquido y desinfección, más se pueden considerar sistemas de
tratamientos complejos que involucran una combinación de procesos, físicos,
químicos y biológicos empleando un sistema múltiple para remover contaminantes,
los niveles de tratamiento se identifican como primario, secundario y terciario (Adin y
Asano, 1998).
27
En el tratamiento primario, las aguas residuales entran en una depuradora y los
materiales se eliminan por medio de enrejados o barras verticales, y son recogidos
manual o mecánicamente. El agua residual pasa a continuación a través de una
trituradora, donde las hojas y otros materiales orgánicos son triturados para facilitar
su posterior procesamiento y eliminación. Una vez eliminada la fracción mineral
sólida, el agua pasa a un depósito de sedimentación donde se depositan los
materiales orgánicos, que son retirados para su eliminación. El proceso de
sedimentación puede reducir de un 20 a un 40% el DBO y de un 40 a un 60% los
sólidos en suspensión (Adin y Asano, 1998). Al respecto Shuval (1990) comenta que
en el tratamiento primario el afluente típicamente contiene de 150 a 2000 g/m3 de
sólidos suspendidos, una demanda química de oxígeno de 600 a 3000 g/m3 ,
contenido de nitrógeno de 50 a 400 g/m3, y contenido de fósforo de 5 a 30 g/m3 .
El tratamiento secundario, emplea y acelerar los procesos naturales de eliminación
de los residuos. En presencia de oxígeno, las bacterias aeróbicas convierten la
materia orgánica en formas estables, como dióxido de carbono, agua, nitratos y
fosfatos, así como otros materiales orgánicos. La producción de materia orgánica
nueva es un resultado indirecto de los procesos de tratamiento biológico, y debe
eliminarse antes de descargar el agua en el cauce receptor (Asano 19998).
El tratamiento secundario se puede realizar a través de filtros de goteo, lodo
activado y las lagunas de oxidación. En el primer proceso, una corriente de aguas
residuales se distribuye intermitentemente sobre un lecho o columna de algún
medio poroso revestido con una película gelatinosa de microorganismos que
actúan como agentes destructores. La materia orgánica de la corriente de agua
residual es absorbida por la película microbiana y transformada en dióxido de
carbono y agua. El proceso de goteo, cuando va precedido de sedimentación,
puede reducir cerca de un 85% la DBO (Wilson et al., 1988).
Los lodos activados son un proceso aeróbico en el que partículas gelatinosas de
lodo quedan suspendidas en un tanque de aeración y reciben oxígeno, la reducción
28
de la DBO fluctúa entre el 60 y el 85 por ciento. Las lagunas de estabilización es
otra forma de tratamiento biológico, requiere una extensión de terreno considerable
y, por tanto, suelen construirse en zonas rurales. Por este sistema se puede
lograrse una reducción de la DBO de un 75 a un 85 por ciento (Shuval, 1991).
Por otro lado, Tanji (1997) menciona que los sistemas de tratamiento del agua
residual varían
de acuerdo a la capacidad de remoción de los parámetros
siguientes: en un tratamiento primario los sólidos suspendidos (SS) se reducen de
214 a 93 mg/L; la demanda bioquímica de oxigenó (DBO) de 202 a 139 mg/L: el
fósforo total de 6 a 4 mg/L; nitrógeno (N) de 30 a 23 mg/L y los coliformes totales
en un 10%. Para el tratamiento primario más biológico, los sólidos suspendidos
(SS) se reducen de 214 a 14 mg/L; la demanda bioquímica de oxigenó (DBO) de
202 a 16 mg/L: el fósforo total de 6 a 3 mg/L; nitrógeno (N) de 30 a 19 mg/L y los
coliformes totales en un 90%. En un tratamiento primario reforzado químicamente
más tratamiento biológico, los sólidos suspendidos (SS) se reducen de 186 a 10
mg/L; la demanda bioquímica de oxigenó (DBO) de 174 a 9 mg/L: el fósforo total de
5 a 1 mg/L; nitrógeno (N) de 16 a 0 mg/L y los coliformes totales en un 99 %.
Muchos efluentes de aguas residuales requieren tratamiento terciario avanzado, los
cuales se emplean para eliminar el fósforo, estos procesos permiten eliminar más de
un 99% de los sólidos en suspensión y reducir la DBO en similar medida. Los sólidos
disueltos se reducen por medio de procesos como la ósmosis inversa y la
electrodiálisis. La eliminación del amoníaco, la desnitrificación y la precipitación de
los fosfatos pueden reducir el contenido en nutrientes. Es probable que en el futuro
se generalice el uso de estos y otros métodos de tratamiento de los residuos a la
vista de los esfuerzos que se están haciendo para conservar el agua mediante su
utilización (Mara y Pearson, 1999).
Al respecto, Arora y Voutchkov (1997) resumen y evalúan los procesos de
tratamiento disponibles de recuperación del agua para encontrar los diferentes
29
requerimientos en la calidad del agua. Describen los procesos de separación
sólido/líquido, tratamientos biológicos y tratamientos avanzados los cuales tienen en
particular un extenso menú de tecnologías disponibles para seleccionarse y cumplir
con las metas específicas del proyecto.
Por otro lado, Shuval (1990) describe los niveles de tratamiento óptimos y bajos,
menciona además que si el agua residual puede ser efectivamente tratada antes de
ser usada en el riego, los efectos negativos en la salud para los trabajadores del
campo usuarios del agua y para el público consumidor de los cultivos se puede
reducir.
Los niveles óptimos de tratamiento consisten en eliminar los helmintos sobre todo de
las aguas residuales de los países en vías de desarrollo las cuales contienen
grandes concentraciones, ya que estos patógenos pueden, en un período largo,
causar daños a la salud del publico consumidor, de los cultivos regados con el agua
residual cruda ( o de la carne de los animales que se comen la pastura regada con el
agua residual) y a los trabajadores del campo usuarios de la alcantarilla y sus
familias (Stott, et al., 1996).
2.9.1 Criterios para el establecimiento de plantas de tratamiento
Antes de diseñar una planta de tratamiento de agua residual, debe ser considerado
el uso final del agua como variable principal. Los objetivos del tratamiento y las
necesidades de estándares deben quedar claramente definidos. Esto lleva a revisar
los niveles de tratamiento apropiados, y los indicadores que pueden ser tomados en
cuenta, es necesario también considerar posibles conflictos entre la planta y
usuarios, para cumplir con los objetivos de cada grupo. Pero utilizar el agua no ha
sido hasta ahora considerado como un objetivo suficientemente importante para
modificar nuestro acercamiento en las prácticas de tratamiento y disposición.
Tecnologías convencionales han sido bien adoptadas para el tratamiento del agua
residual independientemente del tipo de utilización (Bahri, 1999).
30
Al respecto Kressl (1997), dice que los países en vías de desarrollo necesitan
métodos de tratamientos confiables y de bajo costo. Sin embargo, lo que se requiere
es utilizar una tecnología apropiada que sea aplicable a un contexto socio económico
particular; estás pueden ser tecnologías
convencionales apropiadas, las cuales
requieren soporte industrial y logístico o solución de tecnologías innovadoras, las
cuales tienen que ser económica, operable, y confiable.
Por otro lado, Dodds et al., (1993) comenta que usando una combinación de
diferentes soluciones tecnológicas altas y bajas, dependiendo de las condiciones
locales, los sitios, cultivos, suelos, pueden ayudar a resolver el problema de la
sustentabilidad y el medio ambiente de una manera segura.
En los países industrializados un común aprovechamiento del tratamiento del agua
para beber fue adoptado a finales del siglo 19 y principios del siglo 20 con la
introducción de filtración y cloración. La reciente adopción de estándares para otros
contaminantes químicos no está contemplado con los problemas creados desde que
se implemento regular el monitoreo de la calidad del agua y adicionalmente los pasos
de tratamiento. Sin embargo, para cumplir con normas más severas es necesario
una inversión económica por parte de los países (Nash, 1993).
Por otro lado, Krauss y Boland, (1997), reportan que el tratamiento del agua residual
no puede estar basada en normas como la demanda de agua porque son amplias las
variedades de oportunidades existentes de utilización. Las normas generales ahora
están basadas en producir un efluente de buena calidad del agua descargada
requerida. Sin embargo, las plantas de tratamiento son diseñadas no considerando la
utilización por lo cual no hay ninguna garantía para la calidad y cantidad de los
efluentes. La utilización es generalmente considerada en un segundo término, este
raramente es el punto de arranque. Para la utilización en la agricultura, plantas de
tratamiento convencionales, como el procesos de lodos activados, son generalmente
diseñados para el control de los contaminantes con DBO y remoción de SS como
31
principal objetivo y los estándares para estos parámetros son a menudo altamente
requeridos; por el contrario, estos sistemas convencionales son ineficientes para la
remoción de huevos de helminitos, bacterias y virus
Los tratamientos generalmente adoptados no consideran que hacer
con los
componentes del agua residual, referente a, cómo guardar los nutrientes y como
eliminar los microorganismos, segundo, cual puede ser la tecnología más apropiada
para lograr estos objetivos. La aplicación de criterios que describen los efectos
deseados en la salud humana (reducción a la exposición de patógenos), medio
ambiente (como proteger a los ecosistemas), y actividad humana (en el caso
específico de la agricultura) debe ser un acercamiento más innovador.
La calidad
de agua depende de los objetivos como el tipo de utilización, el cual tiene que ser el
resultado de un balance entre que se desea para un medio ambiente y el punto de
vista de la salud pública y que tan factible es desde el punto de vista técnico y
económico (Krauss y Boland, 1997).
Por otro lado, Bahri (1999), indica que el caso Mexicano es un buen ejemplo de estas
combinaciones, la ciudad de México produce 74.5 m3/s (incluyendo el agua de lluvia)
de alcantarilla; usada esta agua abajo en el valle de Mezquital localizado a 50 kms al
norte del valle de México, la agricultura de riego es la principal actividad del valle de
Mezquital donde se usa el agua residual para regar alrededor de 90,000 has. de
cultivos de forrajes y vegetales que se consumen crudos. Se realizan esfuerzos para
tratar el agua residual en orden de producir efluentes seguros, los cuales puedan
beneficiar a la agricultura a un costo económico.
Al respecto, Jiménez et al., (1997) menciona que el procedimiento adoptado para el
tratamiento del agua residual es: como cumplir con las regulaciones mexicanas para
recuperar y utilizar el agua, la cual, para riego no restringido requiere una
concentración baja de 1/1 huevos de helmintos y la concentración de coliformes baja
de 1000/100 ml, y como guardar el contenido de nutrientes a un nivel que puedan
satisfacer los requerimientos de los cultivos. Para este propósito varias pruebas
32
piloto basadas en un avanzado tratamiento primario más filtración y desinfección ha
sido evaluadas. Los intentos son innovadores: los objetivos de producir un efluente
que pueda ser usado sin restricciones en la agricultura, el cual, podría hacer el mejor
uso de los nutrientes y el agua.
2.10 Efectos del riego con aguas residuales
El riego del suelo con aguas residuales municipales puede cambiar las propiedades
físicas del mismo (Mathan, 1994), químicas (Fwigin et al, 1991) o biológicas (Shipper
et al., 1996). Las propiedades del suelo actúan de manera importante en la
transformación de nutrientes presentes con la aplicación del agua residual. El
almacenamiento superficial incrementa preferentemente el flujo de contaminantes a
través del suelo y puede incrementar la erosión subterránea del suelo y la
contaminación del agua superficial (Vinten et al., 1983).
Los procedimientos donde la agricultura es integrada, se adopta un sistema de
tratamiento de suelo, el cual es considerado como el reciclamiento de los nutrientes
para darles vueltas. El uso del agua para propósitos de riego tiene que encontrar los
requerimientos de calidad. El suelo como un bioreactor y su capacidad de atenuar los
contaminantes deben ser tomados en cuenta (Juanico, 1993).
2.10.1 Efecto en las propiedades físicas
Algunos investigadores han estudiado el efecto del agua residual en las propiedades
físicas, como textura, estructura, velocidad de infiltración y conductividad hidráulica,
algunos de estos estudios se presentan a continuación
a) Textura y estructura
Conocer la morfología del suelo es importante cuando esta se utiliza como una
opción para el tratamiento del agua residual, ya que propiedades como la textura y
33
estructura son indicadores de la cantidad de agua que el suelo puede absorber, otra
característica que se debe evaluar es la conductividad hidráulica, la cual, ayuda a
determinar los tiempos de retención (Mark et al., 1999).
Por otro lado, Tarchitzky et al., (1999) indica que la utilización del agua residual en el
suelo mejora el balance del riego, sin embargo, debido a que los efluentes contienen
altas concentraciones de sólidos suspendidos y disueltos ambos orgánicos
e
inorgánicos (cloro, sodio y algunos metales pesados), la porosidad del suelo, puede
modificarse, debido a la sodicidad.
La concentración de los sólidos disueltos presentes en el agua residual, puede
afectar la absorción por parte de las raíces, el comportamiento de estos varía
dependiendo del tipo de suelo, además los parámetros meteorológicos del sitio
también influyen sobre todo durante el ciclo de crecimiento de la planta, por lo cual
se debe estudiar la relación entre el tipo de suelo, cultivo, clima y calidad del agua
residual utilizada en el riego (Kuchanwar et al., 1999).
Por otro lado, Skousen et al., (1998), reporta que al utilizar al suelo como sistema de
tratamiento se debe poner atención a los cambios en la porosidad del suelo, debido a
el aporte de sólidos suspendidos. Al respecto Balks, (1995) indica que los sitios de
riego con aguas residuales en Nueva Zelanda, han presentado un decremento en la
permeabilidad del suelo, ocasionando problemas de pérdida de conducción en la
parte superficial del suelo, olores molestos y la poca disponibilidad del efluente, la
cual puede ser causada por los sólidos suspendidos y la temperatura, sin embargo,
resultados contradictorios han sido reportados, ya que incrementando la temperatura
puede causar tanto un incremento o un decremento en el desarrollo del bloqueo de
los poros del suelo.
Shahalam et al., (1998) realizaron una investigación cuyo objetivo fue evaluar el
impacto del riego con aguas residuales en el suelo, concluyendo que se debe poner
especial atención al monitoreo del cambio de la porosidad y salinidad del suelo.
34
Al respecto Alzaba (1997) señala que los tiempos prolongados de aplicación del
agua residual tratada afecta las propiedades hidráulicas del suelo debido a la posible
reestructuración y/o retexturización, menciona además que la infiltración del flujo
puede tener efectos negativos en el suelo.
La producción de cultivos en Suecia ocurre grandemente en suelos arcilloso. Estos
suelos tienen una estructura favorable cuando cantidades importantes de nutrientes y
humedad son aplicados para las plantas si el manejo es el apropiado, sin embargo
los suelos arcillosos con alto contenido de materia orgánica tienen propiedades que
pueden causar problemas de estructura en el suelo debido a la formación de capas
duras lo que dificulta la siembra de los cultivos (Stenberg et al., 2000).
Al respecto Bazzoffi el al.,(1998) y Jaffé et al., (2002) señalan que el efecto de los
sólidos suspendidos contenidos en las aguas residuales, contribuyen a la
estabilización de los agregados del suelo ayudando a evitar la erosión, sin embargo,
se deben estudiar dosis, para evitar la contaminación del suelo.
b) Conductividad hidráulica
Al aplicar el agua residual al suelo se ha observado una reducción de la
conductividad hidráulica, debido a la acumulación de los sólidos suspendidos en la
capa superficial del suelo, provocando una desintegración progresiva de los
agregados del suelo, esta es menor en suelos arenosos y franco arenosos
(Vandevivere y Baveye 1992).
Con un apropiado pretratamiento (a nivel primario), la aplicación del agua residual
(urbana, industrial y agrícola) al suelo es técnicamente confiable para su tratamiento
final. En algunos casos, el tratamiento del agua residual a través del riego es menos
caro comparado con el extenso tratamiento terciario (Oztekin et al., 1998).
35
Al aplicar el agua residual al suelo se debe considerar la función de la infiltración que
ocurre en las capas inferiores, ya que esta influye en la retención dentro de la zona
biológicamente activa de la matriz del suelo, ya que este se puede encargar del
tratamiento final. La percolación del agua a través del suelo genera una precipitación
química, intercambio iónico, transformación biológica y adsorción. El agua infiltrada
es consumida a través de la evapotranspiración, percolación de la lámina de agua,
o moverse lateralmente como Inter flujo o descargar en el agua superficial. La
aplicación del agua residual está limitada por las condiciones de drenaje, por lo cual
el agua tiene que ser aplicada en cantidades pequeñas a intervalos muy frecuentes
(Oztekin et al., 1998).
Otros factores que también afectan el éxito de la aplicación del riego son la cantidad
de infiltración, las láminas de agua, la profundidad, la capacidad de retención de
agua, la topografía, el manejo del cultivo, la cantidad y distribución de la lluvia, y
otros factores locales. Los modelos matemáticos pueden ser usados para evaluar la
selección óptima de cantidad de aplicación y frecuencia del recurso agua, suelo, y
tipo de cultivo, y ayuda a predecir para un periodo de tiempo los efectos del
tratamiento del agua residual en el suelo, sin embargo, parece ser que aquí no
existe ninguna metodología publicada consagrada a modelar todos los procesos
involucrados en el tratamiento del suelo (Fausey et al., 1995).
En Ohio, Mancl y Rector (1997) indican que el buen drenaje del suelo provee
condiciones favorables para el movimiento del agua y los procesos de tratamiento
dentro del perfil del suelo, una predeterminada cantidad de agua residual puede ser
aplicada al suelo agrícola sin cargar excesivamente los constituyentes del suelo con
el agua residual. Este proceso está basado en la remoción de nitrato, fosfatos y otros
nutrientes del suelo por el cultivo.
En Nueva Zelanda, los sistemas de tratamiento de suelos están aumentando y
volviéndose muy populares con aguas residuales (Cameron et al., 1997). Muchos
estudios han reportado disminuciones en la conductividad hidráulica del suelo,
36
después de la aplicación del agua residual (Cook et al., 1994; Balks et al., 1997).
Puesto que los sitios de tratamiento de suelo confían en la biomasa microbiana para
la renovación de nutrientes, es importante que el tratamiento apunte a recuperar la
conductividad hidráulica para que no tenga efectos adversos en los microorganismos
del suelo (Magezan et al., 1999).
Por otro lado, Mathan (1994) reporta un incremento en la conductividad hidráulica
después de la aplicación del agua residual municipal al suelo, sin embargo, otros
estudios han mostrado un decremento en la conductividad (Thomas et al., 1968.
Lance et al., 1980; Balks et al., 1997). Los poros del suelo obstruyen el proceso
biológico, por el crecimiento microbial y la producción de extracélulas de
carbohidratos, son dos mecanismos que pueden explicar el decremento de la
conductividad hidráulica del suelo.
Bajo condiciones de flujo saturado, la precolación del agua con altas concentraciones
de sólidos suspendidos ha provocado una severa obstrucción de los poros a través
de un proceso de filtrado (Ragusa et al., 1994). Cuando los afluentes de agua
contienen sólidos suspendidos de cierto tamaño, la penetración de estos no ocurre
significativamente existiendo una acumulación primero en la parte superficial, la cual
reduce la conductividad hidráulica (Goldenberg et al., 1993).
Del mismo modo, Vandevivere y Bavege (1992) reportan que los polímeros son la
causa de la obstrucción y disminución de la conductividad hidráulica en un suelo
arenoso a saturación cuando el agua residual contenía proporciones altas de la
relación Carbono-Nitrógeno (C:N). Al respecto, Balks et al. (1997) establecen que
los incrementos en los polisacáridos extracelulares (PSE) después del riego con
afluentes provenientes de rastros causa un obstáculo en los poros del suelo. Sin
embargo, los PSE fueron biodegradados de 23 a 50 días después de que se
suspendió el riego.
37
Magezan et al., (1999) intentaron restaurar la conductividad hidráulica agregando un
inhibidor de la nitrificación (dicianinamina, DCD) o una preparación de enzima de
polisacáridos (PEP) con el agua residual. La aplicación del inhibidor de nitrificación
generalmente previene una transformación de NH4+ - NO2 – . El objetivo fue examinar
los cambios en propiedades microbiológicas del suelo, previamente asociado con la
disminución de la conductividad hidráulica, así como la aplicación de diferentes
relaciones de C:N en las aguas residuales para evaluar el efecto de la lixiviación del
N, y la población de nematodos y sus relaciones con la conductividad hidráulica.
Concluye que deben continuar estudiando la relación C:N de las aguas residuales
que se aplican al suelo para entender su relación con las propiedades físicas y
biológicas del mismo.
Algunos autores reportan que los posibles mecanismos que pueden explicar la
reducción de la conductividad hidráulica del suelo son: la acumulación de sólidos
suspendidos sobre la superficie del suelo (Siegrist, 1987), bloqueo de los espacios
inter-suelo por material suspendido como arcilla coloidal y partículas de células de
alga, formación de corteza biológica, obstrucción biológica incluyendo extracelulas,
modificación de la estructura del suelo debido a la disolución de la materia orgánica. (
Vandeviere y Bavege, et al. 1995).
2.10.2 Efecto en las propiedades químicas
Otro grupo de investigadores afirma que el efecto del agua residual en un suelo se ve
más reflejado en las propiedades químicas, por lo cual, atención especial se debe
poner a estas cuando al suelo se le considera como el reactor final par el tratamiento.
El uso del agua residual en la agricultura de riego requiere de una dirección y un
monitoreo de el suelo y cultivos. Además se requiere de un monitoreo de las cargas
de nitratos, sales y patógenos para conocer la capacidad de asimilación del suelo,
esto debe ser considerado para un tiempo largo. Es importante que la dirección y el
uso del agua residual para la producción de cultivos sea tomado en cuenta debido a
38
que el agua fresca limpia para tomar cada día esta más limitada, además que la
calidad de esta agua puede tener efectos adversos en las propiedades del suelo, en
el cultivo y en la salud humana (Tajin, 1997).
Al respecto, Craig y Geselbracht (1998) indican que la diversificación de efluentes
secundarios a través del suelo en la ciudad de Riverside, California, se encontró que
era efectivo en la reducción de niveles de nitrógeno inorgánico más allá de los
requerimientos permitidos. El tratamiento de aguas residuales
en lagunas de
oxidación en Amman Jordania generó un efluente adecuado para los usos de riego
restringido. Por otro lado, Shmulik (1998) menciona que se debe investigar la
relación entre la salinidad del suelo y el sistema de poros, para determinar el balance
de sales que el suelo puede soportar.
El nivel de tratamiento del agua residual para la producción de comida que se pueda
consumir cruda ha sido una preocupación de las agencias gubernamentales y de los
dueños de la tierra, para tratar de contribuir a entender este proceso se realizo una
investigación con el riego de agua residual con nivel de tratamiento terciario para la
producción de cultivos que se puedan comer crudos, la evaluación duro cinco años,
los resultados mostraron la ausencia de microorganismos nocivos para los
consumidores de los cultivos producidos (Sheik et al., 1999).
Hasselgren, (1998) reporta que las aguas residuales del pueblo de Kagerod, en
Suecia, y de una fábrica de leche, la cual se trata a un nivel terciario según las
normas suecas, produce cantidades de nutrientes cada año del orden de 35,000 a
40,000 toneladas de nitrógeno, 6000 a 7000 toneladas de fósforo y 15000 a 20000
toneladas de potasio, las cuales, se utilizan como fertilizantes, representando del 20
al 25% de las necesidades de fertilizantes. Al respecto,
Skousen et al., (1998)
indican que se debe monitorear las características químicas del suelo cuando se
aplica agua residual, ya que estas pueden tener efecto en la capacidad de retención
del agua por el suelo.
39
Por otro lado, en el sistema suelo-planta, un aspecto poco estudiado es el papel de
los residuos orgánicos en el suelo, por lo cual, se debe evaluar los efectos fitotóxicos
sobre todo cuando se aplican altas proporciones de cantidades del efluente (Gallardo
et al, 1998).
El tratamiento del agua residual en el riego ayuda a reciclar nutrientes, y reduce la
demanda de suministro de agua para el riego de cultivos, pastos o bosques. La
utilización del agua residual a través del riego está volviéndose una opción atractiva
para algunas comunidades de Ohio, USA (Mancl y Rector, 1997). La aplicación de
residuos al suelo debe ser controlado para registrar un grado especificado de
tratamiento a través de los procesos biológicos, físicos y químicos naturales, que
ocurren dentro de la matriz planta-suelo-agua (Reed y Crites, 1984).
Fedler y Borrelli (1995) reportan algunos principios y procedimientos usados para el
diseño efectivo del agua residual en el sistema suelo,
también discuten cómo
relacionar el hueco entre la producción en la agricultura y los ingenieros. Los
ingenieros en algunos momentos se olvidan del sentido de las prácticas agrícolas
que son necesarias para los sistemas de tratamiento de suelo de cultivo para una
efectiva remoción para tiempos largos, y los productores agrícolas a veces se olvidan
que el sitio de aplicación de suelo es principalmente para tratar el agua residual, y no
para maximizar la ganancia de la producción de cultivos.
Al respecto, Flores et al., (1996.) indican que el riego con aguas residuales de los
suelos vertizoles en la región del valle de Mezquital, Hidalgo, México, donde
determinaron los metales pesados en el suelo, mostraron que la distribución de las
concentraciones totales de metales se ubicaron en las capas superficiales de los
suelo. Además indican que la calidad de materia orgánica y cantidad de CaCO3
fueron de gran importancia para reducir la disponibilidad de metales en las plantas y
los valores altos de pH, de estos suelos favorecen el decremento de la solubilidad de
los metales pesados. Mencionan que la recomendación para la agricultura de esta
área es aplicar materia orgánica de origen animal o vegetal y no se debe considerar
40
la materia orgánica transportada en las aguas residuales como suficiente para estos
suelos.
Tam et al., (1997) mencionan que los metales pesados del agua residual se
acumulan en la parte superficial del suelo, pudiendo ser retenidos por las plantas que
en el suelo. El riego con agua residual para la reforestación de algunas áreas de
China, está siendo utilizada, donde se han estudiado los requerimientos de riego,
además de la capacidad del suelo para infiltrar esta cantidad de agua. Se ha
concluido que los requerimientos de riego de agua para los cultivos es la base más
importante para la aplicación en áreas áridas para prevenir el efecto de salinización
secundaria, indicado además que se debe continuar con el estudio de los
requerimientos de agua residual, así como de contaminantes para el sistema sueloplanta (Ziqing et al., 1997).
El riego con aguas residuales no tratadas proporciona contaminantes como metales
pesados y químicos orgánicos al suelo, además cuando se aplican volúmenes
grandes, incrementa la conductividad eléctrica y contenido de sodio, provocando
salinización en algunos suelos (Friedel et al., 1999) . Al respecto, Wang (1998)
realizó una investigación para evaluar la contaminación de los suelos agrícolas en
una región de China regados con aguas residuales, concluyendo que la utilización de
nuevas áreas para este uso deben ser caracterizadas a más detalle. Menciona
además que la evaluación de la calidad ambiental del suelo es esencial para estudiar
la factibilidad de la utilización del suelo contaminado para actividades agrícolas.
Barton, (1998) reporta que el procedimiento para estimar la desnitrificación anual en
un sistema de tratamiento de suelo forestal irrigado con aguas residuales, sería
colectar muestras de por lo menos 10 cm. de la superficie
(incluyendo la capa de
humus), con un muestreo diario entre los eventos de la irrigación, y cuantificar
pérdidas de la desnitrificación después de los eventos de la irrigación tanto en
tiempos cortos y durante el año.
41
Hasselgre (1998) recomienda que la aplicación de lodos residuales debe ser de 5
ton/ha por año, esta cantidad no genera efectos adversos al suelo, agua subterránea
ni a la vegetación. Asimismo menciona que su aplicación para cultivos no perennes
debe ser en otoño. Millet y Salas (1997) mencionan que los programas de manejo y
utilización del agua residual con fines de riego deben estar encaminados a
monitorear la posible salinidad de los suelos por la aplicación de las aguas
recuperadas, además de considerar el tipo y operación de las plantas de tratamiento,
suelo, clima, especies de planta a regar y capacitación a los usuarios en los métodos
de aplicación del agua al suelo.
El proyecto de utilización de agua residual en el condado de Monterey, California ha
sido implementado en su totalidad recientemente después de 20 años de planeación,
diseño y construcción para proveer agua recuperada para riego de vegetales frescos,
muchos de los cuales se pueden comen crudos (Bahman et al., 1994)
Tanji (1997) discute amplios aspectos relacionados con la utilización potencial de
aguas residuales municipales tratadas, aguas residuales para el procesamiento de
alimentos, lagunas de agua confinadas para animales, y aguas salinas, incluyendo
drenaje de irrigación en tierras de cultivos, pastizales y sistemas agroforestales,
menciona que la eficiencia de regar a largo plazo con aguas de calidad marginal
depende de varios factores como las características de la calidad del agua, cultivo,
suelo y condiciones climáticas.
Craig y Geselbracht (1998) evalúan la utilización del agua residual para fines
agrícola, cuyo sistema ha sido practicado en México durante más de 100 años,
donde se deben realizar trabajos para evaluar las prioridades para la recuperación de
las descargas de aguas municipales basados en consideraciones geográficas, de
tecnología de tratamiento, suelo y de cultivos. Las prácticas de recuperación han
traído un incremento significativo en infecciones parasitarias entre los trabajadores
agrícolas expuestos al riego con aguas residuales y a la acumulación de metales
42
pesados en los suelos y cultivos como resultado de una aplicación de largo plazo
(Cifuentes y Siebe, 1997).
Por otro lado, Mara y Pearson (1999) reportan que un sistema híbrido de estanques
de estabilización y lagunas de oxidación pueden utilizarse exitosamente para
producir afluentes microbiológicamente seguros para riego restringido e irrestringido,
donde el agua residual se conserva para su utilización, en vez de ser descargada a
los causes naturales.
Morse et al., (1998) revisan las técnicas de separación y recuperación del fósforo de
las aguas residuales concluyendo que existen muchos beneficios potenciales para el
medio ambiente, de hecho se reducirá el consumo de la roca fosfatada y las
impurezas asociadas a una práctica que últimamente está siendo insustentable. La
aplicación del agua residual industrial, agrícola y municipal al suelo, puede ser una
opción efectiva para el tratamiento (Feigin et al.,1991).
Del mismo modo, Magesa et al., (1999) indican que la aplicación al suelo de los
residuos esta siendo muy popular, pero los procesos que controlan la transformación
de los residuos en el suelo (cantidad de descarga y lixiviado de nutriente), son poco
entendidos.
Fenghai et al., (1998) usando lodos de aluminio producidos en el sistema de
tratamiento del agua residual municipal investigó su efecto como mejorador en la
solución química del suelo, crecimiento de la cebada y la captación de nutrientes,
para entender la relación entre el crecimiento de las plantas y las propiedades
químicas del suelo. Concluyeron que el lodo causó una reducción del pH del suelo y
afecta el crecimiento de la cebada.
Asimismo, Wang (1998) reporta que en un estudio para determinar la contaminación
de los suelos agrícolas de la región de Beijing, regados con aguas residuales, existe
una contaminación ligera, sin embargo había variaciones dentro de los sitios,
43
concluyendo que se debe realizar una caracterización detallada del suelo y
las
nuevas áreas de uso deben llevarse bajo una planeación y una caracterización más
detallada del área.
Por otro lado, varías investigaciones concluyen que decrece la concentración de
electrólitos y/o un incremento en la proporción de adsorción del sodio debido a la
precolación de solutos causado por los poros del suelo. La última hipótesis conduce
a la observación de la reducción en la conductividad hidráulica (Ks ) de arcillas
contenidas en el suelo, específicamente si el porcentaje de sodio intercambiable es
alto (Rengasamy et al., 1996).
El suelo se puede considerar como un medio para biodegradar residuos, ya que se
pueden aplicar cuando no existe cultivos en crecimiento. Después de un período de
biodegradación, la fertilidad del suelo puede mejorar debido a la incorporación de
residuos como materia orgánica y contenidos de nutrientes, sin embargo, se debe
prestar una atención especial a las condiciones hidrogeológicas del suelo, ya que los
suelos con permeabilidad baja son una opción técnica y económicamente factible
para el tratamiento del agua residual (Cabrera et al, 1996).
Ziqing et al., (1997) examinan las cargas hidráulicas para satisfacer los
requerimientos de los cultivos forestales con el riego de aguas residuales donde
encontraron que
41.5 cm por año es suficiente, sin embargo, debe continuar
estudiando otros rangos.
Por otro lado, Rosenqvist et al., (1997) señalan que hay muchas investigaciones
sobre la respuesta biológica y el comportamiento de las plantas abastecidas con
soluciones nutritivas, pero aún se continúan investigando algunos estudios básicos
concernientes a metales pesados, flujo de nutrientes, métodos prácticos de
aplicación, influencia a mediano plazo sobre los suelos, aspectos sanitarios y
concluyen que se podría utilizar el sistema suelo-planta como tratamiento del agua
residual.
44
Del mismo modo, Labrecque et al., (1998) investigaron y compararon el crecimiento y
respuesta nutricional de varias dosis de lodos a dos especies de sauces plantados
en dos lugares (con buen drenaje y con drenaje deficiente) bajo dos densidades
después de dos épocas de cultivo (1993 y 1994) y evaluaron el impacto de varias
dosis de lodo sobre las características físicas y químicas del suelo. Concluyeron que
el lodo residual seco y húmedo parece ser buen fertilizante para las plantaciones de
sauces. Comparado con las aguas residuales, tiene la ventaja de no expeler olores
fétidos y de ser aplicado más fácilmente. La mejor eficiencia de fertilización se
observó en los lugares que habían recibido dosis moderadas de lodos y en los
lugares con condiciones de buen drenaje. El cultivo de sauces con lodos residuales
incrementó la materia orgánica y el contenido nutricional del suelo. Sin embargo, es
importante el monitoreo de las fuentes de lodo y la naturaleza del lugar donde se va
a utilizar.
Por otro lado, Levy y Kearney (1999) señalan que cuando se riegue con agua
residual industrial o urbana que contienen alto contenido de RAS y CE, se debe
monitorear el cambio de la salinidad y concentración de metales pesados.
Asimismo, Hasselgre (1998) investigó el comportamiento de aguas residuales
municipales, lodos y lixiviados de rellenos sanitarios para evaluar la utilización y/o el
tratamiento de los productos en el sistema suelo-sauce como posible alternativa de
manejo tradicional de residuos. Sus conclusiones son que una aplicación de 6 mm
por día parece ser óptima para el nivel de crecimiento, debido relativamente a la
textura fina que presentan los suelos.
Al respecto, Assadin et al., (1998) caracterizaron la acumulación de metales pesados
en el suelo de los campos de alfalfa tanto en Chihuahua, México, y Texas, Estados
Unidos y examinaron la variabilidad espacial del deposito de metales pesados junto
al canal de riego y la absorción por la alfalfa como una contaminación metálica
potencial de la cadena alimenticia de la región. Concluyeron que la acumulación de
45
metales pesados se incrementó con el mayor contenido de arcilla y a una mayor
capacidad de intercambio catiónico, sin embargo, el plomo (Pb) no estaba asociado
con la textura del suelo en ninguno de los campos. El promedio de concentraciones
de metales en el forraje de alfalfa sin lavar fue mucho menor que en la superficie del
suelo, y no mostraron correlación. La alcalinidad del suelo por si sola es
probablemente la barrera más significativa que limita la disponibilidad de metales en
la cadena alimenticia planta-animal.
Del mismo modo, Vasseur et al., (1998) indican que durante las últimas tres décadas,
el lodo residual se ha usado para modificar y/o fertilizar los suelos agrícolas y
forestales. Hay sin embargo, serias preocupaciones sobre los efectos de salud
potencial, que resultan de la contaminación por metales pesados y patógenos como
bacterias y virus. Entre los factores que afectan
la biodisponibilidad de metales
pesados, el pH del suelo es ciertamente importante. Sin embargo, los agricultores
están todavía renuentes a la aplicación de los lodos residuales a sus suelos. Por lo
tanto hay una necesidad para desarrollar bioindicadores más constantes y mejores
para evaluar los riesgos potenciales, para que sean relativamente indicadores
seguros, baratos y de fácil aplicación.
Al respecto, Lapeña
et al., (1995) investigaron el posible uso del agua residual
municipal en una planta de tratamiento de Castellón, España y determinaron los
efectos en el crecimiento de plantas de cítricos, concluyendo que el uso del agua
residual tratada no es dañina para este cultivo. Asimismo, Metzger y Yaron, (1997)
señalan que la materia orgánica de los lodos generalmente mejora las propiedades
físicas del suelo incrementando la capacidad de retención del agua y la estabilidad
estructural. Sin embargo, el lodo reciclable puede ser peligroso para el medio
ambiente debido a la presencia de metales, componentes orgánicos y patógenos. En
Québec, los estándares para los niveles de tolerancia de contaminantes han sido
establecidos para limitar estos riesgos. Para determinar las dosis apropiadas de
lodos para diferentes especies y condiciones de suelo se deben identificar
primeramente los nutrientes que limitan el crecimiento en los cultivos.
46
Tam y Wong (1999) registran que existe un interés en usar al suelo o materiales
similares como medio para la eliminación de nutrientes y metales pesados de aguas
residuales municipales e industriales. Sin embargo, la movilidad y la migración de
contaminantes acumulados en los perfiles del suelo no están aún entendidos.
Mencionan además que
los mecanismos
involucrados
en la inmovilización de
contaminantes en la composición del suelo incluye una oxidación biológica,
mineralización, nitrificación y desnitrificación, absorción de sitios con cambio de
iones, agregados en la materia orgánica.
Del mismo modo, las propiedades del suelo como pH, concentraciones de materia
orgánica, Fierro, sulfuros, capacidad de intercambio catiónico, entre otras, pueden
afectar el mecanismo de movilidad, además variaciones de la salinidad puede afectar
la agregación de contaminantes en el suelo (Lacerda et al., 1993; Levy and Kearney
1999).
Los factores técnicos, socio económica, regulaciones y factores del medio ambiente
deben tomarse en cuenta para ser mejorados; aspectos técnicos y administrativos
necesitan también ser estudiados en un futuro, las buenas practicas agrícolas para
utilización en agricultura pueden ayudar a los campesinos a utilizar el agua
recuperada. Educación, información, y
para la promoción de
capacitación deben considerase también
prácticas que ayuden a lograr una más alta producción
agrícola sin impactos adversos en el medio ambiente y el suelo (Bahri, 1999).
Asimismo, Safwat (1999), señala que deben realizar más investigación para un mejor
entendimiento del proceso y control del trasporte y destino de los contaminantes del
agua en los suelos agrícolas, para un uso eficiente del agua y el desarrollo de
métodos efectivos y de bajo costo para el tratamiento del agua, y la generación de
variedades de semillas de cultivos más tolerantes a la salinidad y sequía.
Por otro lado, Carter et al., (1997) mencionan que un indicador importante de la
calidad del suelo, cuando se aplican residuos orgánicos, es el cambio en el
almacenamiento de materia orgánica bajo un uso diferente del suelo, además
47
mencionan que una disminución de carbono orgánico en el suelo puede tener
implicaciones en la fertilidad del suelo en un tiempo corto, debido a que ocasiona una
perdida de la estructura, disminuye la retención de nutrientes, capacidad de retención
de agua y menor actividad microbial del suelo.
Al respecto, Coscera et al., (1998) indican que cuando el contenido de materia
orgánica de las aguas residuales es alto, se requiere realizar un estudio fraccional de
las formas de carbono orgánico e inorgánico y fósforo, debido a que los cambios
estaciónales en las características del suelo pueden comportarse de manera
diferente del que se riega con aguas residuales con baja cantidad de materia
orgánica.
2.10.3 Efectos del agua residual en la microbiología del suelo
Especial atención debe ser puesta a los microorganismos que se depositan en el
suelo a través de la aplicación del agua residual, ya que la mayoría de los
tratamientos convencionales no logran eliminar estos, lo cual puede provocar efectos
negativos en al salud de los consumidores de los cultivos y a los regadores.
La flora edáfica, las bacterias, los actinomicetos, los hongos y las algas constituyen
los microorganismos del suelo que aportan un porcentaje de materia orgánica una
vez muertos, aunque su principal función es actuar sobre los residuos orgánicos en
general mediante los procesos de mineralización y humificación (Zdenek et al.,
2000).
La respuesta microbial del suelo para la aplicación del efluente al suelo puede ser
afectada por dos procesos que generalmente involucran la biodegradación del
material agregado, y síntesis de materia orgánica, células, tejido, bacterias y limo.
Algunos mecanismos han sido reportados como causa biológica del bloqueo de
poros, incluyendo la presencia de células bacterianas. Una pequeña cantidad de
limos de polisacáridos pueden contribuir al bloqueo de los poros del suelo por
48
segmentantes junto con otras partículas, tales como células de bacterias, así se
explica las correlaciones reportadas entre el bloqueo de los poros del suelo y el
contenido de polisacáridos. La actividad biológica puede también contribuir al
bloqueo de los poros del suelo como un resultado de producción de gases o debido a
la destrucción microbial de materiales que compactan los agregados del suelo, por lo
tanto tiende a la desagregación. El bloqueo biológico de los poros del suelo ocurre
usualmente en la superficie del suelo aunque esta puede estar en cualquier
profundidad del perfil del suelo (Balks, 1995).
La mineralización es una descomposición rápida de los residuos orgánicos,
convirtiéndolos en compuestos minerales que poseen una función química más
simple como son bióxido de carbono, agua, amoniaco, fosfatos, sulfatos y
compuestos potásicos entre otros (Zdenek et al., 2000).
Trevors (1996) señala que otra actividad de los microorganismos es la humificación,
al convertir los residuos orgánicos en otros complejos orgánicos, que se caracterizan
por su mayor estabilidad, o sea que se degradan más lentamente en una
mineralización más gradual. Los factores que afectan la transformación de los
residuos orgánicos en el suelo son la temperatura, aireación, humedad y tipos de
residuos. Asimismo, la relación carbono nitrógeno de los residuos orgánicos tiene
gran importancia para que los microorganismos del suelo los transformen, se ha
encontrado que esta varía de 30 a 15.
La trasformación de los residuos orgánicos en el suelo es debido a las bacterias que
pueden ser heterotróficas y autotróficas, el número de estas depende de el tipo de
suelo, condiciones climáticas, sin embargo, se ha encontrado que la mayoría de ellas
se localizan en los primeros 10 cm de profundidad del perfil del suelo (Trevors,
1996).
Asimismo, Kuo et al., (1997) reportan que al aplicar agua residual al suelo se debe
considerar las normas del estado de California, debido a que los coliformes fecales
49
pueden tener un efecto negativo en el suelo, señalan que una dosis de rayos
ultravioleta de 300 mV-c/cm2 se requiere para reducir el total de concentraciones de
coliformes a menos o igual de 2.2 NMP/100 ml, principalmente debido a la baja
trasmisión de los UV (40 a 63%), del mismo modo, podrían obtenerse ya sea por un
residuo de cloro de 5 mg/l con un tiempo de contacto de 120 min. o 10 mg/l en 60
min, con costos más bajos que por la desinfección de los rayos UV.
Por otro lado, Rammon y Peirce, (1999) indican que la trasformación de los residuos
orgánicos en el suelo provenientes de aplicar agua residual, son producidos por
procesos microbiales (nitrificación y desnitrificación) y la química del suelo o la
químiodesnitrificación.
La nitrificación es la conversión aeróbica microbial de amonio (NH4+) a nitrato (NO3-)
y esta asociado con el metabolismo de ciertas bacterias químioautotroficas, así como
a
varias
especies
de
microorganismos
heterotróficos,
mientras
que
la
quimiodesnitrificación, es una reacción química que involucra la relación NO debido a
la descomposición de nitratos en el suelo o por la reacción de nitratos con la materia
orgánica y minerales del suelo (Bazzoffi et al., 1998; Rammon y Peirce, 1999; Simek
et al., 1999)
Al respecto Lundquist, et al., (1999) mencionan que las prácticas agrícolas afectan el
medio ambiente del suelo y así probablemente la distribución de la comunidad
microbial del suelo, por lo cual cambios en la composición y la comunidad microbiana
puede ocurrir en el suelo. Asimismo, indican que la actividad microbial esta
relacionada con el ciclo del carbono (C) y nitrógeno (N), y las perturbaciones pueden
alterar la retención de C y N en el suelo y por lo tanto la disponibilidad de N para las
plantas. Algunos efectos de las perturbaciones son de horas o días.
La incorporación de residuos de cosecha agrícola dentro del suelo puede producir
rápidamente fluctuaciones (durando de uno o varios días) en la biomasa microbial
(BM) y nitrógeno inorgánico (N) (Wyland et al., 1996).
50
Por otro lado, Zdenek et al., (2000) señalan que dentro del campo de la microbiología
se deben contemplar los siguientes cuestionamientos: que parámetros biológicos son
factibles, sensibles y prácticos como indicadores para evaluar el efecto del suelo en
la descomposición de los residuos orgánicos y que parte de la matriz heterogénea
del
suelo presenta el mayor micrositio para llevar a cabo
la actividad de los
microorganismos, para ser evaluado con especial atención dentro del biomonitoreo
del suelo.
Scow et al., (1998) reportan que un incremento en la biomasa microbial (BM), del
suelo ocurre por la entrada de una cantidad importante de material orgánico, el
incremento puede ocurrir en un tiempo corto (días o meses) después de que el
mejorador ha sido incorporado y las cantidades estables de BM pueden acumularse
después de un cambio por años de entrada de material orgánico.
Las condiciones ambientales a las cuales esta expuesto el suelo también pueden
afectar las funciones y composición de la biomasa microbial. En un experimento
llevado a cabo durante el verano en California donde la superficie del suelo
(aproximadamente 0 a 3 cm de profundidad), permaneció casi seca, alcanzó la
temperatura más elevada que las capas más profundas del suelo y por ende,
diferente comportamiento de la biomasa microbial (Lundquist et al., 1999).
Del mismo modo, Barrie (1998) menciona que la biodiversidad de microorganismos,
los cuales habitan en ambientes extremos se han incrementado significativamente en
los últimos 25 años, las razones de este incremento son: el aumento de la actividad
industrial y operaciones biotecnológicas del planeta, las condiciones ambientales
también han favorecido la presencia de muchos microorganismos tanto en el suelo
como en el medio ambiente. Indica además que se han desarrollado bacterias que
son capaces de utilizar solamente materiales orgánicos como comida. Para poder
subdividir los microorganismos se hace sobre la respuesta a diferentes temperaturas,
se pueden considerar tres grupos: a) mesófilos sobreviven a temperaturas de 20 a
51
40oC, b) moderadamente termófilos (sobre 40 a 60oC) y termófilos extremos (mayor
de 60oC).
Al aplicar materia orgánica (estiércol animal), al suelo debe ponerse atención al
monitoreo de los patógenos bacterianos, los cuales pueden llegar a las aguas
subterráneas. Las investigaciones se han enfocado a las características, distribución
y planeación del transporte homogéneo de las bacterias en el sistema suelo. Además
la capacidad de infiltración de las bacterias en un suelo bajo condiciones de campo
no ha sido bien evaluado (Stoddaed et al., 1998).
Los solutos y bacterias pueden moverse rápidamente de la superficie del suelo a las
capas más profundas, seguido de un movimiento lento del agua. Por ejemplo
Escherichia coli (E, coli) se mueve rápidamente a través de una buena estructura del
suelo con aplicaciones medias a altas de agua (Stoddaed et al., 1998).
Por otro lado, Staddon y Trevors (1998) indican que existen muchas preguntas sobre
la variedad de microorganismos del suelo, aunque una atención considerable ha sido
puesta a la taxonomía molecular y diversidad funcional de tales microorganismos.
Sin embargo, el conocimiento de la variedad microbial es limitada, la cual se ha
estimado en menos del 10% de microorganismos que han sido identificados. Es más,
existe poco conocimiento sobre los modelos biogeográficos de la variedad microbial
en el suelo. Se conoce poco sobre los factores latitud y modelos climáticos.
Asimismo, Van Veldhuize, et al., (1999) señalan que los modelos biológicos para la
remoción de fósforo basado en el metabolismo bacterial ha sido desarrollado en
Holte Holanda, reportando que este proceso se puede llevar a cabo bajo condiciones
naturales al aplicar el agua residual al suelo. Por otro lado, Stenberg, et al., (2000)
reportan que la actividad de los organismos es crucial, ya que estos forman humus y
partículas agregadas y pueden proveer de aeración al suelo, los actinomicetos en
particular atrapan partículas de suelo para formar agregados, además los
polisacáridos, lípidos y proteínas de degradación microbial de residuos orgánicos y
52
humus del suelo, funcionan como cementantes y adherentes, los cuales estabilizan
los agregados del suelo.
Ludwing et al., (2000) señalan que el carbono orgánico disuelto (COG) en la
infiltración del agua al ecosistema terrestre es un componente importante, y que este
se combina con el Al y iones de metales pesados y contaminantes orgánicos que al
ser trasportados a través del perfil del suelo tienen potencial para contaminar el agua
subterránea. La producción de COG parece ser una función de la actividad microbial
en el suelo, la producción puede ser gobernada principalmente por los factores
como: a) la temperatura (COG, máximo fue obtenido en verano), b) humedad (la
producción de COG se incrementa con el contenido de humedad) y otras condiciones
para la decompoción como son el pH, concentración de nutrientes, condiciones
anaeróbicas o aeróbicas y concentración de sustancias tóxicas.
Del mismo modo, Tardioli et al., (1997) examinan el efecto de la aplicación del agua
residual en la microbiología del suelo y su relación con las propiedades físicas y
químicas, señalan que los estudios deben estar enfocados a tratar de entender el
comportamiento de las bacterias y hongos en el suelo,
Por otro lado, Simek, et al., (2000) examinan el proceso de desnitrificación en un
suelo arable y su relación con las propiedades físico-químicas, reportando que un
incremento en la desnitrificación se tienen con la aplicación de compuestos
orgánicos, sin embargo, se deben realizar estudios para relacionarlos con los
microorganismos del suelo. Al respecto Revé et al., (1993) reportan que si el agua
residual contiene altas concentraciones de calcio puede afectar el crecimiento y la
supervivencia de algunos microorganismos como Rhizobium meliloti.
Del mismo modo Campos et al., (2000) estudian el comportamiento de los
microorganismos en un suelo, el cual, fue regado con agua residual tratada a través
de un tanque de estabilización. El objetivo fue evaluar el efecto de coliformes fecales,
algunos colífagos y huevos de helminto en el suelo y cultivos establecidos, los
53
resultados muestran una eliminación de los microorganismos en el suelo, lo cual,
disminuye el impacto en el medio ambiente y riesgos en la salud.
2.11 Perspectivas
En base a la revisión realizada de las diferentes prácticas de utilización del agua
residual para el riego existen todavía dudas respecto a la metodología que debe
aplicarse para el mejor aprovechamiento del agua y evitar posibles efectos al medio
ambiente y a la salud humana.
Las tendencias son por un lado, el tratamiento del agua residual por métodos
convencionales para su recuperación y utilización, sin embargo, los altos costos de
operación y mantenimiento de las plantas de tratamiento es una limitante para su
aplicación en los países en vías de desarrollo. Además, estos métodos no eliminan
por completo todos los residuos de las aguas residuales como son los metales
pesados, salinidad, virus, entre otros. Otra desventaja es que se eliminan nutrientes
que pueden ser utilizados para la producción de cultivos y reducir así el consumo de
fertilizantes inorgánicos.
Existe un grupo importante de investigadores que han estudiado al sistema suelo
como posible sistema de tratamiento final del agua residual, sin embargo, en los
trabajos realizados existen todavía una serie de dudas sobre los factores que se
deben considerar tanto de la calidad del agua como del suelo. Algunas
investigaciones se han desarrollado para suelos específicos como son
Fluvisol,
Cambisol y Vertizol, sin embargo, los autores concluyen que cada suelo presenta
condiciones y respuesta diferente a la aplicación del agua residual por lo cual se
debe continuar con los estudios necesarios para cada localidad en particular.
En base a esto se debe seguir investigando el nivel de tratamiento que se debe
realizar a las aguas residuales para evitar efectos negativos al medio ambiente,
suelo, fuentes de agua, salud humana, y reducir así los costos económicos para el
tratamiento.
54
III. MATERIALES Y METODOS
3.1 Lugares de experimentación
La investigación se llevó a cabo en las instalaciones del área de Posgrado de la
Unidad de Ingeniería, el Centro de Biología Experimental, la Unidad de Ciencias
Químicas, Unidad de Agronomía y Unidad de Veterinaria
de la Universidad
Autónoma de Zacatecas, ubicada en Zacatecas, Zac; a 2500 msnm, el clima es seco
con temperatura promedio de 18 oC, precipitación anual promedio de 400 mm.
Asimismo, se utilizó el laboratorio de la Facultad de Química de la UASLP y el
laboratorio de fertilidad biológica del suelo de la Universidad de Colima.
3.2 Fuentes de agua residual
El agua residual utilizada se obtuvo de la planta de tratamiento “El Orito” del
municipio de Zacatecas, México y directamente de la alcantarilla (agua cruda). Las
principales características físicas, químicas y biológicas de estos afluentes, que se
determinaron son: Conductividad eléctrica (CE), pH, total de sólidos y sólidos
suspendidos (SS), demanda bioquímica de oxígeno (DBO), demanda química de
oxígeno (DQO), nitrógeno total,
fósforo, carbono, alcalinidad, acidez, sodio,
coliformes totales y metales pesados. Se utilizaron las metodologías estándares para
el análisis de aguas y de agua residual propuestos por la APHA (1991).
3.3 Localización y descripción de la zona de estudio
El suelo Gipsisol arídico utilizado se recolectó de un área no irrigada de la comunidad
de Guadalupe, Zacatecas, México, mismo que fue caracterizado a través de un
análisis físico, químico y biológico en
laboratorio. Las muestras del suelo se
obtuvieron a través del método de perfiles recomendado por el USDA, (1960). La
recolección de las muestras fueron a profundidad de 0-20 y 20-40 cm.
55
El propósito de haber seleccionado esta localidad, se debe principalmente a que en
este sitio actualmente se riega con agua residual cruda, además, de que se pretende
establecer una planta de tratamiento para incrementar la seguridad de la salud
humana.
Una vez caracterizado el suelo del predio agrícola, se recolectaron 48 porciones de
suelo de 15 kg aproximadamente del perfil que corresponde de 0 a 40 cm de
profundidad (Balks et al., 1997) mismas que se empaquetaron en
columnas de
cloruro de polivinilo (PVC) por estratos de 0-20 y 20 a 40 sin tamizarlas.
3.4 Preparación de las columnas de suelo
La investigación se llevó a cabo bajo condiciones de invernadero, el cual tiene una
temperatura promedio de 25oC en el área de Posgrado de la Facultad de Ingeniería
de la Universidad Autónoma de Zacatecas.
Cada unidad experimental estuvo compuesta por una columna de cloruro de
polivinilo (PVC) de 20 cm de diámetro y 60 cm de profundidad, la cual, fue parafinada
antes de empacar el suelo con el fin de evitar el flujo de pared. El proceso de
parafinado se llevó a cabo mediante inmersión de los tubos de PVC en parafina
líquida fundida a una temperatura mayor de 50oC, se tapó la base de cada tubo con
papel filtro Whatman # 40 además de una tela de malla plástica para darle mayor
consistencia a la parte inferior de la columna (Balks et al., 1997).
3.5 Aplicación del agua residual
Las proporciones de aplicación del agua residual fueron de 6, 8 y 10 mm/día de
acuerdo a la metodología propuesta por (Tam et al., 1997); estas se aplicaron
conforme se consumió el 70% del volumen de capacidad de campo. El riego continuó
durante 30 semanas.
56
3.6 Variables evaluadas
Al momento de empaquetar el suelo y al final del periodo programado (20 semanas),
de la aplicación del agua, la masa de suelo de cada columna fue colectada de la
profundidad: 0-20 y 20-40 cm,
para la obtención de las características físicas,
químicas y determinación de la carga bacteriológica.
3.6.1 Determinación de textura
La textura se determinó por el método del hidrómetro de Boyoucos (USDA, 1960).
3.6.2 Determinación de las propiedades químicas
El pH se determinó por lectura directa de la solución del suelo con una relación de
1:2 suelo/estrato de agua, a través del potenciómetro Beckman (Tam y Wong, 1999).
Materia orgánica
Para la materia orgánica se empleó el método de oxidación propuesto por Walkley y
Black (1934).
Conductividad eléctrica
La conductividad eléctrica del extracto de saturación se realizó utilizando el puente
de conductancia (USDA, 1960).
Carbono
La determinación de carbono total se llevó a cabo mediante el método de Walkley y
Black (1934)
57
Nitrógeno
El nitrógeno se determino por el método de digestión de Kjeldahl, el cual consiste en
depositar 10 g de suelo, tamizado con malla de 2 mm en un matraz Kjeldahl de 800
ml. Adicionar al matraz por medio de un embudo 10 g de mezcla digestora
compuesta de 10 gr de K2SO4 y 0.2 gr de CuSO4. 5H2O y agregar 30 ml de H2SO4
desde el cuello del matraz, de forma tal que todas las sales sean lavadas hacia el
interior. Agitar suavemente hasta que suelo y ácido estén completamente mezclados.
Colocar el matraz en el equipo Kjeldhal, prosígase la digestión durante dos hora, y
se manifieste la aparición de un color gris quitar el matraz del digestor e
inmediatamente taparlo con un vaso de precipitado de100 ml. Enfríese el matraz de
digestión y dilúyase el contenido en 400 ml de agua destilada. Agregar 125 ml de
hidróxido de sodio 40%, agregar al matraz de 2 a 3 perlas de granalla de zinc. Poner
25 ml de ácido bórico al 4% y de 6 a 8 gotas de indicador verde de bromocresol y
rojo de metilo dentro de un matraz Erlenmeyer de 500 ml para
que reciba el
destilado. Conectar el matraz de 800 ml al destilador hasta que se haya destilado
alrededor de 200 ml (Manual 60 USDA, 1960).
Fósforo
Este se determinó por el método de Olsen, que consiste en pesar 2.5 g de suelo
secado al horno; en un matraz Erlenmeyer de 250 ml agregar 300 mg de carbon
activado, añadir 35 ml de solución extractora de bicarbonato de sodio de pH 8.5;
agitar durante 30 min con una velocidad de 180 oscilaciones/min. Filtrar y guardar el
extracto. De la solución filtrada tomar una alícuota de 10 ml y depositarla en un
matraz volumétrico de 50 ml, añadir 3 gotas de 2-4  dinitro fenol, decolara con
H2SO4 4 N. Agregar 5 ml de molibdato de amonio lavar el cuello del matraz con una
piceta. Agregar 1 ml de cloruro estañoso y aforar a 50 ml con agua tridestilada, leer
en un espectrofotómetro utilizado luz de 660 nm  dentro de 4 a 20 min de haber
añadido el Cl2SN (Tam y Wong, 1999).
58
Capacidad de intercambio catiónico
En un embudo percolador colocar un poco de algodón y comprimirlo con un agitador
de vidrio. Pesar 10 g de suelo secado al aire y tamizado en una malla de 2 mm, y
pasarlo al embudo ya preparado, sobre el suelo colocar otra porción de algodón. En
un matraz aforado de 250 ml colocar 225 ml de acetato de amonio 1 N. Con cuidado
invertir el matraz sobre el percolador de manera que la solución pase a través del
suelo a una velocidad de 50 a 60 gotas/min, se requiere una hora de precolación.
Una vez terminada la precolación lávese el suelo con 200 ml de alcohol isopropílico o
etílico al 95%. Transfiérase el suelo junto con el algodón a un matraz Kjeldahl de 800
ml. Añádase 200 ml de agua tridestilada lavando el embudo percolador. Agregar 10 g
de cloruro de sodio sólido y 2 g de parafina en trozo. Enseguida deslizar por la pared
del matraz Kjeldahl, 100 ml de hidróxido de sodio 1 N y de 4 a 5 lentejas de zinc.
En un matraz Erlenmeyer de 500 ml colocar 50 ml de ácido bórico al 4% y de 6 a 8
gotas de indicador verde de bromocresol y rojo de metilo e instálese en la salida del
destilador. Colocar el matraz Kjelfahl en el equipo de destilación y destílese 150 ml
de solución. Titúlese con ácido sulfúrico 0.1 N (USDA, 1960).
Cationes solubles
La determinación de Ca++ y Mg++, se realizó a través del método del Versanato
(USDA, 1960).
El sodio se determinó por el método de Flamómetro de Flama Corning 410, del
extracto de saturación.
3.6.3 Determinación de la carga bacteriológica
Las muestras de suelo fueron tamizadas para obtener fracciones de suelo con
tamaño de partículas de 2 mm después 10 g de suelo fue diluido en 90 ml de
59
solución buffer de fosfatos (PBS), para obtener una densidad de bacterias de 30 a
300 colonias de bacterias por caja de Petri . La estimación de la población bacteriana
se determinó siguiendo la técnica de dilución de placas (Alexander, 1999). La cual
consiste en diluir 10 g de suelo en 90 ml de PBS se toma como la dilución 10-1, se
agita vigorosamente utilizando el Vortex, para homogenizar la suspensión, después y
antes de que se sedimente el suelo se toma 0.5 ml con una pipeta graduada y se
deposita en un tubo de ensaye que contiene 4.5 ml de PBS se agita a través del
Vortex (homogenizar) ha esta dilución se denomina 10-2 se continua de la misma
manera hasta formar la dilución 10-10 . Posteriormente se deposita 0.1 ml de cada
una de las diluciones en la caja de Petri que contiene el medio de cultivo, las cuales
se identifican como 10-10 hasta 10-2.
Para el conteo de unidades formadoras de colonias de bacterias totales (UFC), se
utilizó el medio de cultivo agar pectona-levadura (Difco), el cual, se compone de
mezclar, 5 g de pectona, 15 g de Bacto agar y 3 g de extracto de levadura todos los
compuestos disueltos en 1000 ml de agua tridestilada, después se somete a la
autoclave (Tomy. SS 245 E), para su esterilización, posteriormente se deposita 25 ml
del medio en cada caja petri. En la identificación de la población de coliformes totales
se empleó el medio de cultivo agar MacConkey (Difco), mezclando 50 g en 1000 ml
de agua tridestilada, se pasa por la autoclave (Tomy. SS 245 E) y posteriormente se
depositan 25 ml en cada caja petri. En el conteo se siguió la técnica de dilución de
placas, la cual consiste en diluir 10 g de suelo en 90 ml de PBS se toma como la
dilución 10-1, se agita vigorosamente utilizando el Vortex, para homogenizar la
suspensión, después y antes de que se sedimente el suelo se toma 0.5 ml con una
pipeta graduada y se deposita en un tubo de ensaye que contiene 4.5 ml de PBS se
agita a través del Vortex (homogenizar) ha esta dilución se denomina 10-2
se
continua de la misma manera hasta formar la dilución 10-10 . Posteriormente se
deposita 0.1 ml de cada una de las diluciones en la caja petri con el medio
MacConkey, las cuales se identifican como 10-10 hasta 10-2. Para inhibir el
crecimiento de hongos en los medios y facilitar el conteo de bacterias, se utilizó el
60
antibiótico nistatina a una dosis de 7500 unidades por cada 100 ml de medio de agar
(Pepper, et al., 1995).
Las cajas petri fueron incubados a una temperatura de 25oC durante un periodo de 4
días (Pepper, et al., 1995). Después de este periodo se realizó las observaciones del
número de colonias en cada uno de las diluciones considerando como base la
presencia de 30 a 100 colonias, se apoyo de un cuenta colonias y un microscopio
estereoscópico.
3.6.4 Nitrificación
Para evaluar la habilidad de los microorganismos del suelo a la nitrificación, se
pesaron 100 g de cada muestra de suelo en estudio, después se agregó 0.10% de
KNO3 en base a peso de suelo seco, y se deposita en un vaso de unisel y se cubre
con envoltura de plástico, se registra el peso de suelo + recipiente + envoltura. Se
incuba el suelo a una temperatura de 23oC durante siete días. Se establece un
testigo sin nitrato (Tiedje et al., 1989).
Después de este periodo se pesaron los recipientes y se calcula el nuevo contenido
de humedad. Posteriormente se pesa 10 g de suelo de las muestras incubadas
durante una semana y se deposita en un matraz Erlenmeyer de 125 ml, se adiciona
25 ml de agua desionizada y se agita por intervalos de tiempo durante 30 min. En
seguida de este período se filtra la suspensión a través de papel Whatman # 42. A la
solución filtrada se le estima la concentración de NO-3, tomando 25 ml a los cuales,
se agrega 1 g de Nitriver 5 (Nitrate reagent power pillows) como indicador se toma la
lectura con el Espectrofotómetro DR/2000 a 500 nm , la cantidad de nitratos se
registra en g/g de suelo (Tiedje et al., 1989).
61
3.7 Diseño experimental
Los tratamientos se establecieron a través del diseño completamente al azar con
arreglo combinatorio factorial 4 X 3, correspondiente a 12 tratamientos y cuatro
repeticiones. Los factores de estudio fueron: Factor A calidad del agua (suelo regado
con agua cruda, suelo regado con agua tratada a nivel primario, suelo regado con
agua tratada a nivel secundario y suelo regado con agua blanca), el factor B láminas
de riego 6, 8 y 10 mm/día.
El modelo del diseño estadístico es:
Yij =  + Ai + Bi + ABi + ij
(1)
Donde:
Yij = variable respuesta
 = media de tratamientos
A = fuentes de agua
B = volúmenes de agua
AB = interacción de fuentes de agua y volúmenes
 = error experimental
Se realizó un análisis de varianza (ANOVA), a cada una de las variables evaluadas,
para determinar el efecto de los tratamiento. Después de haber realizado el ANOVA
en el análisis factorial y en virtud de la estructura cuantitativa de los niveles de los
factores involucrados, se procedió a calcular los modelos de regresión que describen
la relación funcional de la variable dependiente respecto a las variables
independientes. Los paquetes estadísticos utilizado fueron el SAS y SPSS.
62
IV. RESULTADOS
4.1 Determinación de la calidad de los efluentes de agua residual
Las características físicas, químicas y microbiológicas
de los efluentes de agua
residual (con tratamiento primario, secundario y cruda), fueron monitoreadas durante
los meses de febrero a julio del 2001, las muestras de agua se examinaron durante
este tiempo, el promedio de once observaciones para, el total de sólidos disueltos es
de 950 mg/l en el agua cruda, 545 mg/l con tratamiento primario y 190 mg/l para el
secundario; demanda biológica de oxigeno de 440, 80 y 40 mg/l, respectivamente y
DQO de 800 a 400 mg/l, en el Cuadro 3 se presentan la caracterización físicoquímica de los efluentes.
Cuadro 3. Calidad de los efluentes de agua residual aplicados al suelo.
Parámetro
Resultado
Limite
Cumple con
Máximo
la norma
Cruda
Primaria Secundaria permitido
21
20
20
N.A.
---Temp. oC
Grasas y Aceite(mg/l)
120
60
24
24
SI
S. Sedimentable(ml/l)
4.5
<1
<1
2
SI
S. Totales (mg/l)
950
410
190
200
SI
DBO (mg/l)
440
80
40
200
SI
Nitrógeno (mg/l)
36
28
24
60
SI
Fósforo (mg/l)
19
11
9
30
SI
C.E. (dS/m)
1
0.8
0.8
---
PH
7.9
7.6
7.6
5-10
Sodio (ppm)
70
70
70
---
Calcio (mg/l)
176
176
176
---
Cada valor es el promedio de once determinaciones
63
SI
Los valores promedio de sólidos sedimentables durante el período de aplicación de
los efluentes fue de 4.5, para el agua residual cruda y menos de 1 ml/l
con
tratamiento primario y secundario, respectivamente. La temperatura máxima y
mínima para cada uno de los efluentes indicados en los renglones anteriores fue de
26, 24, 24,21 y 24, 20 oC.
El contenido de sodio varío de 70 1.2 ppm en los tres efluentes, el calcio de 176
mg/l, magnesio de 38 1.2 mg/l, bicarbonatos de 40 mg/l y cloruros de 3 a 5 mg/l con
estos parámetros se obtienen la relación de adsorción de sodio (RAS), el cual, indica
la calidad del agua de riego útil para evaluar problemas potencial en la infiltración del
suelo como resultado de la concentración elevada de sodio con respecto al calcio y
magnesio. El RAS en los efluentes de agua residual fue de 11.40 0.03 mg/l.
Las sales en los efluentes de agua residual se obtuvieron, moni toreando el pH, el
cual varió de 7.6  0.2; conductividad eléctrica 1.03 a 0.8  0.3 dS/l; alcalinidad 460
 0.4 mg/l para el efluente de agua residual cruda y 370  0.4 mg/l con tratamiento
primario y secundario; acidez de 138  0.4 mg/l .
La relación de carbono-nitrógeno (C/N), de los efluentes se estimo considerando el
carbono orgánico total, el agua residual cruda presentó rangos de 178 a 200  0.2
ppm, de 150 a 180  0.2 para el agua residual con tratamiento primario y de 130 a
150  0.2 con tratamiento secundario. Respecto al carbono inorgánico se tuvo de 77
a 82 ppm para todos los efluentes, por lo cual se tiene que (C/N) para el agua
residual cruda es 4:1 y de 3:1 con tratamiento primario y secundario,
respectivamente.
En el Cuadro 4 muestra los valores promedios obtenidos para metales pesados en
los efluentes de agua residual del periodo de observación que fue de febrero a julio
del 2001.
64
Cuadro 4. Metales pesados en los efluentes de agua residuales.
Parámetro (mg/l)
Arsénico
Resultado
Cruda
0.06
Primaria
0.05
Secundaria
0.05
Limite
Máximo
permitido
0.4
Cumple con
la norma
SI
Cadmio
0.05
0.05
0.05
0.4
SI
Cianuro
0.25
0.25
0.25
3.0
SI
Cobre
0.18
0.18
0.18
6.0
SI
Mercurio
0.001
0.001
0.001
0.02
SI
Níquel
0.598
0.598
0.598
4.0
SI
Plomo
0.572
0.572
0.572
1.0
SI
Zinc
0.160
0.159
0.159
20
SI
Cromo
0.230
0.230
0.230
1.5
SI
Cada valor es el promedio de once determinaciones
El comportamiento de la población bacteriana, reportados como unidades
formadoras de colonias (UFC) se registró de febrero a julio del 2001 (180 días),
tiempo durante el cual, se aplico el agua residual al suelo, los promedio obtenidos
son de 1x108 para el agua residual cruda y de 1X107 y 1X106 con tratamiento
primario y secundario, respectivamente. Para los coliformes fecales se tiene 1X107
UFC/100 ml para agua cruda y 1X106 con tratamiento primario y secundario
respectivamente.
4.2 Determinación de la textura del suelo después de la aplicación
Antes de la aplicación de agua residual el contenido de arena varió de 64 a 66%, el
de arcilla de 18.5 a 19.2% y el de limo de 15 a 15.4% para el estrato de 0-20 cm.
Mientras que para la profundidad de 20-40; el contenido de arena varió de 40 a 41%,
el de arcilla 38.9 a 39.44% y el limo de 19 a 20%.
El análisis de varianza realizado para los datos del contenido de arcilla en suelo
sometido a los diferentes efluentes de agua residual demostró un efecto altamente
65
significativa para la calidad de agua, lámina de riego e interacción en ambas
profundidad (Cuadro 5, Anexo 1), por lo cual, se procedió a encontrar la relación
funcional de las variables calidad de agua y lámina de riego.
En la Fig. 1 se presenta la relación entre calidad de agua y lámina de riego para el
porcentaje de arcilla en la profundidad de 0-20 cm, se demuestra que el agua
residual cruda presenta un mayor incremento en la cantidad de arcilla con respecto a
el efluente primario, cuando se aplica el agua secundaria se percibe un cambio
menor, la lámina de riego de 10 mm/d tuvo el mismo comportamiento en los tres
efluentes, encontrando una diferencia con respecto a 8 y 6 mm/d, respectivamente.
Porcentaje
30
6 mm/d
8
10
25
20
15
Crudo
Primario
Secundario
Control
Figura 1. Relación entre calidad de agua y lámina de riego sobre el porcentaje
de arcilla en la profundidad de 0-20 cm.
En el estrato de 20-40 cm el agua cruda y la lámina de 8 mm/d son las que más
incrementan el contenido de arcilla, con respecto a el tratamiento primario, donde
también la de 8 mm/d es diferente a 10 y 6. En el agua residual secundaria se
presenta un menor incremento, las láminas de 6 y 8 mm/d fueron similares; mientras
que en el control, las tres láminas presentaron un comportamiento similar para
ambas profundidades (Fig. 2).
66
45
6 mm/d
8
10
Porcentaje
43
41
39
37
35
Cruda
Primaria
Secundaria
control
Figura 2. Relación entre calidad de agua y lámina para el porcentaje de arcilla
en el estrato de 20-40 cm.
4.3 Determinación del pH después de la aplicación
Los valores para pH del suelo antes de la aplicación de agua residual variaron de 7.0
a 7.1 para la profundidad de 0-20 cm y de 7.3 a 7.5 para 20-40 cm. El análisis de
varianza para el contenido de pH del suelo sometido a los efluentes de agua residual
a diferentes niveles de regeneración, presentó diferencia altamente significativa para
la calidad del agua. Para las láminas de riego no se encontró un efecto significativo
similar al estudio de la interrelación para la profundidad de 0-20 cm. En el estrato de
20-40 cm la calidad de agua residual no mostró diferencia significativa respecto al
tipo de tratamiento. En la lámina de riego se tiene una diferencia significativa; no así
en la interrelación que resulto no
significativa. El coeficiente de variación para los
estratos de 0-20 y 20-40 cm fue de 2.23 y 4.5% respectivamente.
El suelo usado como control fue el que presentó el valor de pH más alto, es decir,
mantiene más constante este parámetro, seguido por los efluentes de agua residual
con tratamiento secundario y primario, cuyo comportamiento es similar, y el menor
valor se tiene con el agua residual cruda (Fig. 3).
67
7.5
a
b
b
pH
c
6.5
5.5
Control Secundario Primario Cruda
Figura 3. Comparación de los efluentes de agua residual y control para pH del
suelo.
El pH del suelo para la profundidad de 20-40 cm presenta un comportamiento
diferente que el manifestado en la profundidad de 0 a 20 cm. Respecto al factor
calidad de agua e interacción entre lámina y calidad no se encuentra diferencia, lo
cual, indica que los efluentes tienen el mismo comportamiento. En el factor lámina de
riego hay un efecto significativo (Fig. 4).
a
7.4
a
7.398
7.396
pH
7.394
7.392
b
7.39
7.388
7.386
7.384
8
6
10 mm/d
Figura 4. Comparación de láminas de riego para pH del suelo regado con agua
residual en la profundidad de 20-40 cm.
68
4.4 Evaluación de la materia orgánica de suelo
El contenido de materia orgánica del suelo antes de la aplicación del agua residual,
varió de 1.8 a 2.4% en la profundidad de 0 - 20 cm y de 1.1 a 1.2% de 20-40 cm. El
análisis de varianza de los datos del porcentaje de materia orgánica (M.O), muestra
diferencia altamente significativa para las fuentes de agua residual tanto en la
profundidad de 0-20 como en 20-40 cm. Para las láminas de riego también mostró
diferencia significativa; así como la interacción de los factores (Cuadro 6, Anexo 1).
Presentándose un coeficiente de variación de 1.94% y de 2.29% para el estrato de 020 y de 20-40 cm, respectivamente.
Con la finalidad de verificar la relación entre calidad de agua y lámina de riego se
determinó la función de las variables para el estrato de 0- 20 cm (Fig. 5). El agua
residual cruda y la lámina de riego de 10 mm/d presentó el valor mayor, respecto al
contenido de materia orgánica, seguido de 8 y 6 mm/d respectivamente, por otro
lado, en los efluente de agua primario y secundario, las láminas de 10 y 8 mm/d
fueron similares, sin embargo, el agua primaria supera al efluente secundario
respecto al aporte de materia orgánica al suelo, en general en todos los efluentes de
agua residual se estableció diferencia con respecto al control.
5
Porcentaje
4.5
6 mm/d
4
8
3.5
10
3
2.5
2
1.5
Cruda
Primaria Secundaria
Control
Figura 5. Porcentaje de materia orgánica con respecto a la relación entre
calidad de agua y lámina de riego para el estrato 0-20 cm.
69
Los resultados para la profundidad de 20-40 cm, indican que para el efluente de agua
residual cruda, la lámina de 10 supera a las aplicaciones de 8 y 6 mm/d, en los
efluentes de agua residual con tratamiento primario, secundario las láminas de 10 y 8
mm/d son muy similares superando a la de 6 mm/d, en general existe una
acumulación importante de materia orgánica en este estrato, donde el agua residual
cruda presenta la mayor cantidad, seguido del efluente primario y en menor grado el
Porcentaje
agua secundaria (Fig. 6).
5
4.5
4
3.5
3
2.5
2
1.5
1
6 mm/d
8
10
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 6. Relación entre lámina y calidad de agua para materia orgánica en la
profundidad de 20-40 cm.
4.5 Carbono orgánico
El carbono orgánico antes de la aplicación del agua residual era de 1.04 a 1.40%
para la profundidad de 0-20 cm y 0.58 a 0.69 para 20-40 cm. El comportamiento del
análisis de varianza para los datos del contenido de carbono orgánico del suelo,
después de la aplicación de los efluentes de agua residual presentó diferencia
significativa para calidad de agua, lámina de riego e interacción entre factores
(Cuadro 6).
70
Cuadro 6. Análisis de varianza para el contenido de carbono orgánico en suelo
regado con agua residual.
Fuente de
G.L.
S.C.
CM
F
P
0-20
20-40
0-20
20-40
0-20 20-40
variación
Calidad de
3
13.20
19.30
4.44
6.42
3867 3719 0.001
agua (A)
Lámina de riego
2
0.2157
0.0629
0.1078
0.0315
94.88 18.20 0.001
Interacción (AB)
6
0.1265
0.4751
0.02188
0.0791
18.52 45.84 0.001
Error
36
0.0410 0.06218 0.00114 0.00172
(B)
El coeficiente de variación (C.V) fue de 1.65 % para la profundidad de 0-20 cm y
2.24% en el estrato de 20-40 cm. La relación funcional entre calidad de agua y
lámina de riego, muestra que la lámina que mayor aporte carbono al suelo fue la de
10 mm/d en todos los tipos de efluentes, superior a 8 y 6 mm/d. El agua residual
cruda es la que más incrementa la acumulación de carbono orgánico en el suelo
seguida del efluente con tratamiento primario superando ambas al agua residual
secundaria en la profundidad de 0-20 cm (Fig. 7).
3
Porcentaje
6 mm/d
2.5
8
10
2
1.5
1
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 7. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para carbono
orgánico en la profundidad de 0-20 cm.
71
En la Fig 8. se muestra el comportamiento de la aplicación del agua residual en la
profundidad de 20-40 cm, la lámina de 8 mm/d en el agua residual cruda y con
tratamiento primario son las que más incrementan la cantidad de carbono orgánico
en este estrato, seguido de las aplicaciones de 6 y 10 mm/d las cuales, muestran un
comportamiento similar, cuando se aplica el agua residual con tratamiento
secundario la acumulación de carbono en el suelo es menor, en este efluente las tres
láminas aplicadas son iguales.
Porcentaje
3
6 mm/d
2.5
8
2
10
1.5
1
l
tro
on
C
nd
ar
io
Se
cu
Pr
im
ar
io
C
ru
d
a
0.5
Figura 8. Comportamiento del porcentaje de carbono con respecto a calidad de
agua y lámina de riego en el estrato de 20-40 cm.
4.6 Salinidad en el suelo
La conductividad eléctrica del suelo antes de la aplicación del agua residual, varió de
0.6 a 1.04 dS/m en el estrato de 0-20 cm y de 0.4 a 0.8 para la profundidad de 20-40
cm. Los efectos de la salinidad en el suelo fueron evaluados por el monitoreo de la
conductividad eléctrica y pH. El análisis de varianza para los datos de conductividad
eléctrica del suelo sometido a los efluentes de agua residual presentó diferencia
altamente significativa respecto a la calidad de agua. En la lámina de riego e
interacción de los factores también se tiene un efecto tanto para la profundidad de 020 cm como en el estrato de 20-40 cm. Los coeficientes de variación son de 6.51% y
6.05% respectivamente (Cuadro 7, Anexo 1).
72
En la (Fig. 9), se presenta la relación funcional de las variables calidad de agua y
lámina de riego en la profundidad de 0-20 cm, la cual, indica que los efluentes de
agua residual cruda y con tratamiento primaria junto con la lámina de riego de 8
mm/día son las que más incrementan la salinidad del suelo, y la lámina de 6 y 10
mm/d en menor grado. El efluente con tratamiento secundario es el que menos
aporta sales al suelo, además, las tres láminas presentan el mismo comportamiento,
para este efluente.
3
6 mm/d
dS/m
2.5
8
10
2
1.5
1
0.5
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 9. Relación entre calidad de agua residual y lámina de riego para C.E en
el estrato de 0-20 cm.
En la (Fig. 10), se tiene la relación entre calidad de agua y lámina de riego en la
profundidad de 20-40 cm para conductividad eléctrica, el agua residual cruda es la
que más incrementa la salinidad, en este efluente las tres láminas de riego presentan
el mismo efecto. El agua con tratamiento primario incrementa la salinidad del suelo
en menor grado que la cruda y el efluente con tratamiento, ambos superan al agua
residual secundara, la cual incrementa en menor grado la salinidad del suelo, las tres
láminas de riego son similares tanto en el efluente primario como para el secundario.
73
1.3
6 mm/d
8
10
1.2
dS/m
1.1
1
0.9
0.8
0.7
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 10. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para conductividad
eléctrica del suelo en el estrato de 20-40 cm.
4.7 Sodio soluble
El contenido de sodio en el suelo antes de realizar la aplicación de agua residual
varió de 0.14 a 0.20 meq/100 g de suelo para la profundidad de 0-20 cm y de 0.14 a
0.18 para el estrato de 20-40 cm. Con la finalidad de determinar los efectos de los
efluentes de agua residual sobre el contenido de sodio en el suelo después de haber
aplicado los efluentes de agua residual con diferentes niveles de tratamiento y
láminas de riego, se realizó el análisis de varianza. La calidad de agua presentó
diferencia altamente significativa en ambas profundidades. La lámina de riego y la
interacción de factores también mostró un efecto significativo (Cuadro 8, Anexo 1).
La relación funcional del efecto del agua residual urbana y lámina de riego en la
variable sodio, muestra que el agua residual cruda es la que más eleva la cantidad
de sodio en la matriz del suelo acompañada de la lámina de 6 y 8 mm/d, las cuales,
son iguales y superan a la de 10 mm/d, el agua cruda y el efluente con tratamiento
primario supera al agua con tratamiento secundario, en cuanto a la acumulación de
sodio en el suelo, las láminas de 6 y 8 mm/d también son diferentes que la de 10
para el agua primaria como en la secundaria para el estrato de 0- 20 cm (Fig. 11).
74
meq/100 g de suelo
0.5
0.45
0.4
0.35
0.3
0.25
0.2
0.15
0.1
6 mm/d
8
10
Cruda
Primario Secundario
Control
Figura 11. Relación entre calidad de agua y lámina de riego en el sodio del
suelo.
La (Fig. 12) se presenta la relación funcional de las variables calidad de agua y
lámina de riego en el estrato de 20-40 cm, se demuestra que el agua residual cruda y
la aplicación de 10 mm/d provoca una acumulación mayor de sodio en el suelo,
seguido por el efluente de agua residual primaria y el agua con tratamiento
secundaria menor cantidad, para este efluente las láminas de riego presentan un
comportamiento similar, en el control no hay diferencia entre láminas en ambas
meq/100 g de suelo
profundidades.
0.28
0.26
0.24
0.22
0.2
0.18
0.16
0.14
0.12
0.1
6 mm/d
8
10
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 12. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido
de sodio en la profundidad de 20-40 cm.
75
4.8 Calcio soluble
El contenido de calcio en el suelo antes de realizar la aplicación de agua residual
varió de 0.3 a 0.5 meq/100 g de suelo para la profundidad de 0-20 cm y de 0.1 a 0.3
para el estrato de 20-40 cm. Para determinar el efecto de la aplicación del agua
residual sobre el calcio, se realizo el ANOVA a los datos de calcio, obteniendo una
diferencia significativa para la calidad de agua residual. En las láminas de riego
también se encontró un efecto significativo; así como la interacción de los factores
en las dos profundidades estudiadas (Cuadro 9, Anexo 1).
La comparación de las variables a través de la relación funcional entre calidad de
agua y lámina de riego para el estrato 0-20 cm, demuestra que el agua residual
cruda y la lámina de riego de 10 mm/d es la que más incrementa la cantidad de
calcio en el suelo, seguido del efluente con tratamiento primario donde también la
lámina de 10 supera a 8 y 6 mm/d. Con el efluente secundario se percibe un cambio
menor en el contenido de calcio del suelo, las láminas de riego presentan un
comportamiento muy similar (Fig. 13).
meq/100 g de suelo
0.7
6 mm/d
0.6
8
10
0.5
0.4
0.3
0.2
Cruda
Primario
Secundario
Control
Figura 13. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para el contenido
de calcio en el suelo, en el estrato de 0-20 cm.
76
En la (Fig. 14) se presenta la relación funcional entre la calidad de agua y lámina de
riego para el estrato de 20-40 cm. El agua residual cruda y la lámina de riego de 10
mm/d presentó el valor mayor, respecto al contenido de calcio, seguida de 8 y 6
mm/d respectivamente, por otro lado en el efluente de agua residual con tratamiento
primario la lámina de 6 y 8 mm/d son iguales. Con el agua residual secundaria se
tiene un valor menor respecto al calcio, las láminas de riego presentan un
comportamiento similar, para el suelo control las tres láminas tienen un efecto igual.
meq/100 g de suelo
1
6 mm/d
0.9
8
10
0.8
0.7
0.6
0.5
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 14. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido
de calcio en el suelo.
4.9 Magnesio soluble
El contenido de magnesio en el suelo antes de realizar la aplicación de agua residual
varió de 0.9 a 1.1 meq/100 g de suelo para las dos profundidades del suelo 0-20 y
20-40 cm. El análisis de varianza para los datos de magnesio después de la
aplicación del agua residual, muestra un efecto significativo del agua residual, para
las dos profundidades. Para las láminas también mostró diferencia significativa; así
como la interacción de factores (Cuadro 10, Anexo 1).
77
En la (Fig. 15), se muestra la relación funcional para la lámina de riego y calidad de
agua residual, la cual, indica que el agua residual cruda y la lámina de 10 mm/d son
las que más modifican el contenido de magnesio en el suelo, seguido de 8 y 6 mm/d
respectivamente, por otro lado, en los efluentes de agua primario y secundario, las
láminas de 10 y 8 mm/d presentan un comportamiento similar, pero mayor a la de
6mm/d. Con el efluente secundario se tiene un menor contenido de magnesio, para
la profundidad de 0-20 cm.
meq/100 g de suelo
2
6 mm/d
8
10
1.5
1
0.5
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 15. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para el contenido
de magnesio en la profundidad de 0-20 cm.
En el estrato de 20-40 cm, el efluente de agua residual cruda y la lámina de 10 mm/d
presentan el mayor valor, respecto al contenido de magnesio, seguido de 8 y 6
mm/d, las cuales son similares, por otro lado en el efluente con tratamiento primaria
las lámina de 10 y 8 mm/d supera superan a 6 mm/d. Para el efluente secundario se
tiene un menor contenido de magnesio y las tres láminas presentan un mismo
comportamiento, en el suelo usado como control las tres láminas son iguales (Fig.
16).
78
meq/100 g de suelo
1.5
1
6 mm/d
8
10
0.5
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 16. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para magnesio del
suelo en el estrato de 20-40 cm.
4.10 Capacidad de intercambio catiónico
La capacidad de intercambio cationico en el suelo antes de la aplicación del agua
residual, varió de 22 a 28 meg/100 g de suelo en la profundidad de 0 - 20 cm y de 30
a 38 meq/100 g de suelo en 20-40 cm.
El análisis de varianza para los datos del contenido de capacidad de intercambio
catiónico, muestra un efecto significativo para la calidad de agua residual tanto en la
profundidad de 0-20 como en 20-40 cm. Para las lámina de riego también mostró
diferencia significativa; así como la interacción de factores. (Cuadro 11, Anexo 1). El
coeficiente de variación fue de 13.72% para el estrato 0-20 y de 3.54% para 20-40
cm.
Con la finalidad de verificar la relación funcional entre la calidad de agua y lámina de
riego se determinó la función de las variables para el estrato de 0-20 cm (Fig. 17). El
agua residual cruda y la lámina de riego de 8 mm/d, presentó el mayor valor,
respecto de capacidad de intercambio catiónico, seguida de 6 y 10 mm/d
respectivamente, seguido del efluente de agua residual primaria, donde también la
lámina de 8 supera a 6 y 10 mm/d. En el agua secundaria se tiene el menor valor
79
respecto al primario y agua cruda, las láminas de 8 y 6 mm/d son muy similares
superando a 10 mm/d.
meq/100 g de suelo
32
6 mm/d
30
8
28
10
26
24
22
20
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 17. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para la capacidad
de intercambio catiónico del suelo en la profundidad de 0-20 cm.
Los resultados para la profundidad de 20-40 cm, indican que para el efluente de agua
residual cruda, al lámina de 10 mm/d supera a las aplicaciones de 8 y 6 mm/d, en los
efluentes de agua residual con tratamiento primario y secundario las láminas de 10 y
8 mm/d son similares superando a la de 6 mm/d, en general el agua residual
secundaria presenta el menor valor para capacidad de intercambio catiónico, seguido
del efluente primario (Fig. 18).
meq/100 g de suelo
50
6 mm/d
45
8
10
40
35
30
25
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 18. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para capacidad de
intercambio catiónico en el estrato de 20-40 cm.
80
4.11 Nitrógeno
El contenido de nitrógeno en el suelo antes de la aplicación del agua residual, varió
de 0.170 a 0.188% en la profundidad de 0-20 cm y de 0.09 a 0.1130 % en 20-40 cm.
El análisis de varianza para los datos del monitoreo del nitrógeno para la profundidad
de 0-20 y 20-40 cm indican que existe un efecto significativo para la calidad de agua
residual. Para las láminas de riego también se tiene un efecto significativo; así como
las interacción de ambos factores (Cuadro 12), por lo cual, se procede a encontrar la
relación funcional entre las variables. Los coeficientes de variación son 11.60 y
13.21% para 0-20 y 20-40 cm, respectivamente.
Cuadro 12. Análisis de varianza para el contenido de nitrógeno del suelo
regado con agua residual.
Fuente de
G.L.
S.C.
CM
F
P
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de
3 0.1303 0.00801 0.0456 0.0026 56.06
8.54 0.001
agua (A)
Lámina de riego
2
0.0017 0.00048 0.0007 0.00084 0.8350 0.7676 0.524
Interacción (AB)
6
0.0126 0.00247 0.0021 0.00199 2.5798
Error
36
0.0293 0.01125 0.0021
(B)
1.318
0.035
0.0016
Con la finalidad de verificar la relación entre calidad y lámina de riego se determinó la
función de las variables para el estrato de 0-20 cm (Fig. 19). El agua cruda y la
lámina de 8 mm/d presentó el valor mayor, respecto al contenido de nitrógeno,
seguido de 10 y 6 mm/d respectivamente, seguido del efluente primario, donde la
lámina de
10 y 8 mm/d fueron similares. El
efluente con tratamiento secundario
presenta el valor más bajo más, la lámina de 10 mm/d supera a la de 8 y6 mm/d, las
cuales, son iguales.
81
Porcentaje
0.31
0.29
0.27
0.25
0.23
0.21
0.19
0.17
0.15
6 mm/d
8
10
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 18. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para nitrógen del
suelo en al profundidad de 0-20 cm.
Los resultados para el estrato de 20-40 cm, muestran que el agua residual cruda y
las láminas de 8 y 10 mm/d presentan el mayor contenido de nitrógeno en el suelo,
seguido del efluente con tratamiento primario donde también las láminas de 8 y 10
mm/d superan a la de 6 mm/d. Con el agua residual secundaria se tiene el menor
contenido de nitrógeno en el suelo. En el suelo que sirvió como control las tres
Porcentaje
láminas son iguales, además todos los efluentes de agua residual superan al control.
0.155
0.15
0.145
0.14
0.135
0.13
0.125
0.12
0.115
0.11
6 mm/d
8
10
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 19. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para el contenido
de nitrógeno en el estrato de 20-40 cm.
82
4.12 Fósforo
El contenido de fósforo en el suelo antes de la aplicación del agua residual, varió de
8 a 12 ppm en 0 - 20 cm y de 4 a 8 ppm en la profundidad de 20-40 cm. El análisis
de varianza de efecto del agua residual respecto a fósforo presentó diferencia
significativa para las fuentes de agua residual en las dos profundidades de 0-20 y 2040 cm. Para las láminas de riego también mostró diferencia significativa, así como la
interacción entre los factores de interacción (Cuadro 13, Anexo 1) con un coeficiente
de variación de 1.06 y 2.21% respectivamente .
La Fig. 20, indica la relación funcional entre las variables calidad de agua residual y
lámina de aplicación respecto al contenido de fósforo. El agua residual cruda es la
que más cantidad de fósforo aporta al suelo seguida de el efluente primario y el
secundario en menor proporción. La comparación de las láminas de riego muestran
que la lámina de 10 y 8 mm/d son muy similares, tanto en el agua cruda, primaria y
secundaria superando a 6 mm/d. En el suelo control las tres láminas presentan un
comportamiento igual.
45
6 mm/d
40
ppm
8
35
10
30
25
20
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 20. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para
fósforo en el estrato de 0-20 cm.
Con la finalidad de verificar la relación entre la lámina de riego y calidad de agua se
encontró la función de las variables para la profundidad de 20-40 cm (Fig. 21). El
83
agua residual cruda y la lámina de riego de 10 mm/d presento el valor mayor para el
contenido de fósforo, por otro lado, en los efluentes de agua residual primario y
secundario también la lámina de 10 mm/d supera a la de 8 y 6 mm/d, el agua
residual primaria aporta más fósforo al suelo con respecto al efluente secundario, en
general en todos los efluentes de agua residual se estableció diferencia con respecto
al control.
ppm
29
27
6 mm/d
25
8
10
23
21
19
17
15
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 21. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para el
contenido de fósforo en el suelo para la profundidad de 20-40 cm.
4.13 Carga bacteriológica
Antes de la aplicación del agua residual la población de coliformes en el suelo era
nula para ambas profundidades. La población bacteriana total vario de 1x105 a 1x107
en la profundidad de 0-20 cm y de 1x104 a 1x106 para el estrato de 20-40 cm. Los
resultados obtenidos después de la aplicación del agua residual, muestran que la
población bacteriana total en el suelo, es del orden de 1.4 x 105 a 1.8 x 107, para el
estrato de 0-20 cm y de 7.5x105 a 6.2x106.
El análisis de varianza (ANOVA) del efecto del agua residual en la población
bacteriana del suelo presentó diferencia significativa para la calidad de agua. La
84
lámina de riego; así como la interacción de los factores también mostró un efecto
significativo (Cuadro 14).
Cuadro 14. Análisis de varianza para la población bacteriana total del suelo
regado con agua residual.
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
278.62
540.95
0.0001
(A)
Lámina de riego
2
373. 27
465.39
0.0001
6
96.68
762.25
0.0001
14.46
8.88
(B)
Interacción (AB)
Los resultados para la profundidad de 0-20 cm, indican que el efluente de agua
residual cruda y la lámina de riego de 10 mm/d presntá el valor mayor, respecto a la
población bacteriana total, seguido de 8 y 6 mm/d respectivamente, por otro lado, las
láminas de 10 y 8 mm/d superan a la de 6 mm/d. El agua residual primario
incrementa más la población con respecto al efluente secundario. En general en
todos los efluentes de agua residual se estableció diferencia con respecto al suelo
UFC/g de suelo
control (Fig. 22.)
6 mm/d
8.20E+06
7.20E+06
6.20E+06
5.20E+06
4.20E+06
3.20E+06
2.20E+06
1.20E+06
2.00E+05
8
10
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 22. Población bacteriana del suelo en relación a la calidad e agua y
lámina de riego para la profundidad de 0-20 cm.
85
En la relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para el estrato de 2040 cm (Fig. 23). El agua residual cruda y la lámina de 10 mm/d presentó el valor
mayor para la población bacteriana total del suelo, seguido de 8 y 6 mm/d
respectivamente, por otro lado, en los efluentes de agua primaria y secundaria, las
láminas de 10 y 8 superan a la aplicación de 6 mm/d. En general los efluentes de
agua cruda y primaria modifican más la población bacteriana del suelo. En el suelo
utilizado como control las tres láminas presentan el mismo comportamiento.
UFC/g de suelo
3.10E+06
6 mm/d
2.60E+06
8
2.10E+06
10
1.60E+06
1.10E+06
6.00E+05
1.00E+05
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 23. Relación funcional para la población bacteriana total del suelo
regado con agua residual a diferentes niveles de tratamiento y láminas de riego
para el estrato de 20-40 cm.
El análisis de varianza (ANOVA) para coliformes fecales (Cuadro 15), mostró
diferencia altamente significativa para las fuentes de agua residual en la profundidad
de 0-20 y el estrato de 20-40 cm. Para las láminas de riego no mostró diferencia
significativa en la profundidad de 0-20 cm pero si en la de 20-40 cm. Al descomponer
los factores de interacción presentó diferencia significativa únicamente en el estrato
de 0-20 cm.
86
Cuadro 15 Análisis de varianza para coliformes fecales del suelo regado con
agua residual y diferentes aplicaciones.
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
152.26
6.82
0.0001
(A)
Lámina de riego
2
2.8
12.77
0.0001
6
15.10
1.28
0.0001
5.81
18.27
(B)
Interacción (AB)
Con la finalidad de verificar la relación entre calidad de agua y lámina de riego se
determinó la función de las variables para la profundidad de 0-20 cm (Fig. 24). El
agua residual cruda y la lámina de 10 mm/d superan a el agua con tratamiento
primario y secundario en el contenido de coliformes fecales en el suelo. En general el
efluente de agua residual secundaria presenta el menor valor para el contenido de
coliformes fecales.
1600
6 mm/d
UFC/g de suelo
1500
8
1400
10
1300
1200
1100
1000
900
Cruda
Primaria
Secundaria
Figura 24. Relación entre calidad de agua y lámina de riego para coliformes
fecales en el suelo para la profundidad de 0-20 cm.
87
Los resultados para la profundidad de 20-40 cm, indican que para el efluente de agua
residual cruda, la lámina de 10 mm/d superan a las aplicaciones de 8 y 6 mm/d, en
los efluentes de agua residual primario y secundario también se presenta el mismo
comportamiento. En general existe un aporte de coliformes fecales al suelo en este
estrato, donde el agua residual cruda presenta la mayor cantidad, seguido del
UFC de coliformes/g de suelo
efluente primario y en menor grado el secundario (Fig. 26).
450
6 mm/d
400
8 mm/d
10 mm/d
350
300
250
200
Cruda
Primaria
Secundaria
Figura 26. Relación entre lámina de riego y calidad de agua para coliformes
fecales en el suelo en el estrato de 20-40 cm.
4.14 Nitrificación
La evaluación de la nitrificación antes de la aplicación del agua residual, reportada
como nitratos, vario de 80 a 100 microgramos por gramos de suelo para la
profundidad de 0-20 cm y para el estrato de 20-40 cm de 50 a 65 microgramos por g
de suelo.
Para determinar el efecto de el agua residual urbana en al concentración de nitratos
después de la aplicación del agua residual al suelo se realizó el ANOVA a los datos
obtenidos (Cuadro 16). El análisis reporta que existe una alta significancía con
respecto a la calidad de los efluentes para la profundidad de 0-20 y 20-40 cm. En las
88
láminas de riego también se encontró un efecto significativo; así como para la
interacción de los factores, por lo cual, se procedió a encontrar la relación funcional
de las variables.
Cuadro 16. Análisis de varianza para el contenido de nitratos en el suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
1234.5
8088.9
0.0001
Lámina de riego
2
90.04
21.66
0.0001
Interacción
6
19.47
25.49
0.0001
1.54
3.27
La relación funcional de las variables calidad de agua y lámina de riego para el
estrato de 0-20 cm (Fig. 27), mostró que el agua residual cruda y la lámina de riego
de 10 mm/d presentó la concentración mayor, respecto al contenido de nitratos,
seguido de 8 y 6 mm/d respectivamente, por otro lado, en los efluentes de agua
primario y secundario, las láminas de 10 y 8 mm/d fueron muy similares, el agua
primaria supera al efluente secundario respecto al aporte de nitratos al suelo.
250
microgramos
6 mm/d
200
8
10
150
100
50
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 27. Relación entre calidad de agua y lamina de riego para el contenido
de nitratos en el suelo para la profundidad de 0-20 cm.
Los resultados para la profundidad de 20-40 cm, indican que para el efluente de agua
residual cruda, la lámina de 10 mm/d supera a las aplicaciones de 8 y 6 mm/d, las
cuales son muy similares, en el efluente de agua residual primaria las láminas de 8 y
89
6 también presentan un comportamiento similar. En el efluente secundario las tres
láminas son similares, en general existe una acumulación importante de nitratos en
este estrato, donde el agua residual cruda presenta la mayor cantidad, seguido del
primario y en menor grado el secundario (Fig. 28).
240
microgramos
6 mm/d
200
8
10
160
120
80
Cruda
Primaria
Secundaria
Control
Figura 28. Relación funcional entre lámina de riego y calidad de agua para
nitratos en el suelo para el estrato de 20-40 cm.
90
V. DISCUSIÓN
En esta investigación se estableció la hipótesis que el agua residual urbana con
tratamiento secundario, utilizada con fines de riego no tiene un efecto adverso en las
características de un suelo agrícola, los resultados indican que cuando se aplica este
efluente al suelo modifica en menor grado algunas propiedades del suelo como pH,
materia orgánica, carbono, salinidad y fertilidad, con respecto al efluente primario y
agua residual cruda.
Calidad de los efluentes de agua residual
De acuerdo a las normas generales de calidad de agua para riego desarrolladas para
los cultivos agrícolas (Cuadro 2), el grado de restricción para el uso del agua con
fines de riego esta dividido dentro de tres categorías: (i) ninguna (ii) ligera a
moderada y (iii) severa. Cuando el agua tiene restricciones en su uso puede producir
efectos adversos en el suelo y en el rendimiento del cultivo.
Determinar la concentración del total de sólidos disueltos en el agua de riego es
importante ya que estos pueden afectar la disponibilidad de agua para las plantas. La
concentración en los efluentes fue en promedio 921 mg/l para el agua cruda, 584
mg/l para la primaria y 568 mg/l para la secundaria, por lo cual, los efluentes se
pueden clasificar con un grado de restricción de ligeros a moderados (Avers y
Westcot, 1989). La relación de absorción de sodio (RAS), causa la dispersión de las
partículas del suelo, los cálculos del RAS para los tres efluentes es en promedio de
11.40%, de acuerdo con Martínez, (1999) es una agua de riego con problemas de
sodicidad de ligera a moderada.
La salinidad del agua expresada como Conductividad Eléctrica puede también
afectar la dispersión del suelo, en el agua cruda es de 1.030 dS/m; para el primario y
secundario de 0.8 dS/m, de acuerdo con Rhoades et al., (1992), se clasifica como
91
una agua ligeramente salina. El pH se encuentra dentro de los rangos aceptados
(pH= 7.5 a 7.8).
La demanda biológica de oxigeno (DBO) de los efluentes es de 440 mg/l para la
cruda, la cual, de acuerdo a la norma NOM-001y 003-ECOL-1996 establece que para
uso de riego agrícola debe contener entre 150 a 200 mg/l no cumple por lo tanto para
este fin. El agua con tratamiento primario contiene un DBO de 80 mg/l de acuerdo a
la normas anterior, si cumple para su uso agrícola y el efluente secundario contiene
40 mg/l de DBO los cuales, coinciden con los resultados obtenidos por Tajin, (1997);
Mujeriego y Asano, (1999) y la NOM-001 y 003-ECOL-1996 se pude utilizar para el
riego sin restricciones. Respecto al contenido de nitrógeno y fósforo, la NOM-001- y
003-ECOL-1999 reportan que cuando el agua se utiliza con fines agrícolas debe
contener de 40 a 60 mg/l y de 20 a 30 mg/l respectivamente, de acuerdo a esto los
efluentes son aceptados ya que el contendido promedio es 39, 25 y 18 para
nitrógeno y de 18, 10 y 6 mg/l para fósforo.
Los coliformes que reporta tanto la Organización Mundial de la Salud y la NOM-003ECOL-1996 son del orden de 1000 NMP/100 ml de agua, por lo cual, de acuerdo a
los datos obtenidos en las muestras los tres efluentes sobrepasan esta cantidad,
limitando su uso para fines agrícolas, las grasa en el agua residual cruda y primaria
también rebasan las recomendaciones. En general no hay un consenso sobre el
número máximo de coliformes permisibles para el agua de riego (Pescod, 1992).
Efecto sobre la textura después de la aplicación
El efecto encontrado en la textura del suelo se puede atribuir al contenido de sólidos
disueltos y sedimentables que contenían las aguas residuales, además del contenido
de materia orgánica expresada como DBO. En el estrato de 0-20 se tiene un mayor
impacto, esto puede ser favorable para el suelo ya que mejora la textura, y por lo
tanto la capacidad de retención de agua y nutrientes, y puede evitar para estas zonas
la erosión. El agua residual cruda es la que más aporta sedimentos al suelo seguida
92
del efluente primario y secundario, esto es debido a que el contenido de sólidos es
mayor y en el tratamiento se reduce en un orden del 40 al 70 el contenido de estos.
Existe una acumulación de sólidos en el suelo, provocando un posible cambio
textural, esta información concuerdan con las aseveraciones de Alzaba (1997); Pérez
(2002), los cuales trabajaron con aguas residuales industriales encontrando que las
aplicaciones de agua residual afectan las propiedades físicas como conductividad
hidráulica y contenidos de humedad debido a la posible acumulación de sólidos
sedimentables en el suelo.
Por otro lado, la aplicación de 10 mm/d también contribuye con el incremento en el
contenido de arcilla en el suelo, por lo cual, las láminas de riego deben estar en
función de los requerimientos de riego para evitar una acumulación excesiva de
sólidos en la matriz del suelo que puedan afectar la porosidad.
En el estrato de 20-40 cm también se tiene un efecto en la textura del suelo,
igualmente la lámina de 10 mm/d, al igual que el agua cruda son las que más
contribuyen a este incremento, debido a que esta profundidad presenta una textura
franco arcillosa, el cambio en el contenido de arcilla afectará la infiltración de agua y
nutrientes y por lo tanto del desarrollo de la raíces de la planta (Skousen et al., 1998).
En general el agua residual cruda es la que más modifica el contenido de arcilla,
seguida por la primaria, y el efluente secundario es el que menos cambios provoca
en el contenido de arcilla en el suelo, lo cual refuerza la hipótesis planteada en este
trabajo. Esto se debe a que el agua residual cruda no ha sido sometida a ningún
tratamiento de sedimentación, en cambio para el agua primaria se han removido del
60 a 70% de los sólidos, y para el secundario del orden de 80 a 85& de los sólidos
totales.
pH del suelo después de la aplicación
Con la aplicación del agua residual cruda y con tratamiento primario se observó un
decremento en el pH de la profundidad de 0-20 cm del orden de 0.4 a 0.5 unidades,
93
es donde se manifiesta más este efecto, en relación con la aplicación de una lámina
de 10 mm/d, estos hallazgos son equivalentes con los reportados por Fenghai et al.,
(1998). La causa del decremento del pH es debido a la adición de la materia orgánica
del agua expresada como Demanda Biológica y Bioquímica de Oxígeno, la cual, da
lugar a la formación de ácidos orgánicos que desplazan las bases del complejo de
intercambio y disminuyen el contenido de saturación de bases (Hesterberg, 1998),
además de la presencia de jabones. Sin embargo, estos resultados no concuerdan
con los reportados por Levy y Kearney (1999), los cuales, encontraron un incremento
del pH del suelo, el cual, fue causado por la adición de HCO3 (150 a 400 mg/l), esta
diferencia puede ser atribuida a que los efluentes de agua residual que se aplicaron
al suelo contenían bajas cantidades de bicarbonatos respecto a los utilizados por
estos investigadores (36.8 mg/l). El pH del estrato 20-40 cm, no registro ninguna
modificación, es decir, los tres efluentes tienen el mismo comportamiento, esto se
pudo ser debido a que en este horizonte esta presente una concentración importante
de CaCO3 (USDA, 1960).
Aunque existe una pequeña disminución del pH del suelo, este no tuvo efecto en el
desarrollo de la avena. Este pequeño decremento no impide el desarrollo de los
cultivos ya que la mayoría de ellos requieren de un pH entre 6 y 8 para obtener su
máxima rendimiento.
Materia orgánica
La materia orgánica presente en las aguas residuales urbanas suelen degradarse en
el suelo, ya que la mayoría de los compuestos orgánicos que se añaden al agua en
su uso doméstico son fácilmente biodegradables, también existen productos
orgánicos de origen sintético, de los cuales unos se descomponen en el suelo bajo
condiciones aeróbicas y anaeróbicas y otras no se descomponen (Wolter, 2000).
La materia orgánica del suelo Gipsisoles arídicos y/o Calsisoles arídicos antes de la
aplicación de los efluentes de agua residual era del orden de 1 a 1.5% para la
94
profundidad de 0-20 cm y de 0.6 a 1% para el estrato de 20-40 cm. Los resultados
indican una mayor cantidad de contenido de materia orgánica en el suelo donde se
aplicó agua residual con respecto al que no recibió. El incremento fue altamente
significativo del orden de 85-90% para la profundidad de 0-20 cm y para el estrato de
20-40 cm se tiene que la variabilidad de materia orgánica es de 70-80%, hallazgos
similares reportan Vangronsveld et al. (1996); Labrecque et al., (1998); Ludwig et al.,
(2000); Wolter (2000). El aumento puede ser atribuido al contenido de materia
orgánica que tiene el agua residual representada como DBO y DQO, esta materia
orgánica sigue el mismo patrón de descomposición que la de origen vegetal o
animal.
Al comparar los factores en forma individual se tiene, que el agua residual cruda fue
la que más elevó el contenido de materia orgánica del suelo (Fig. 5) esto se debe a
que el DBO y DQO es superior al del los efluentes con tratamiento primario y
secundario. En lo referente a la lámina de riego se tiene que en la aplicación de 10
mm/d el DBO y DQO es superior a 8 y 6 mm/d (Fig. 5) esto debido a que se aplicó
mayor cantidad de materia orgánica. La variabilidad de la interacción indica que el
agua cruda y la lámina de 10 mm/d superan a los efluentes primario, secundario y 6
y 8 mm/d, tanto en la profundidad de 0-20 cm como en el estrato de 20-40 cm.
Para el suelo el aporte de materia orgánica a través del agua residual es favorable,
ya que incrementa la actividad microbiológica, ocasiona cambios en el pH
generalmente un incremento, aunque en este caso se generó una decremento de 0.4
unidades, también aumenta la capacidad de intercambio cationico, promueve la
agregación de las partículas del suelo y puede ayudar a reducir la erosión la cual, en
las zonas semiáridas es de importancia agronómica, como es el caso donde se
ubican los suelos xerosoles (Kalbitz y Wennrich, 1998; Wagner y Wolf, 1999). Sin
embargo, el efecto de la materia orgánica es generalmente de un período corto
debido principalmente a que muchos compuestos se descomponen rápidamente,
aunque algunos residuos orgánicos requieren más tiempo para su descomposición
debido a la baja temperatura del suelo, por lo cual, el efecto persiste en un período
95
más largo, esto debe ser tomado en cuenta para la aplicación de materia orgánica al
suelo (Guerin, 2000), es decir, la materia orgánica se puede tomar como un simple
estado de transición hacia la liberación de substancias químicas que promoverán el
crecimiento de las plantas, también se usa para mantener ciertos parámetros físicos,
como el control de la atmósfera del suelo, la eliminación de los gases resultantes de
la actividad microbiológica (Hulugalle et al., 1997).
Carbono orgánico
Al comparar el suelo que recibió agua residual con respecto al suelo control, se tiene
un efecto favorable en el carbono orgánico. El incremento con respecto al control es
de 40-60 % para la profundidad de 0-20 cm y de 30-50% en el estrato de 20-40 cm,
estos resultados son similares a los reportes de Cox et al., (1997); Zdenek et al.
(2000). El cambio en el contenido de carbono orgánico puede ser asumido por la
aplicación de este elemento a través de las aguas residuales (Magezan et al., 1999).
Para el suelo Gipsisol arídicos y/o Calsisol arídicos, un incremento en el contenido
de carbono es favorable debido a que podría compensar la emisión de CO2 (Nelson
et al., 1999; Schlesinger, 2000), esta forma de acumulación de carbono reduce el
costo de fertilización inorgánica, por otro lado estimula el desarrollo microbiano
(Degens et al., 2000), el cual, es responsable de llevar a acabo las actividades de
degradación de algunos elementos nutritivos que son aprovechados por los cultivos
que se establezcan, por lo cual es importante mantener el C orgánico en el suelo. El
análisis de los factores individuales para este elemento indican que el agua residual
cruda, es la que más aporta carbono orgánico al suelo superando a el efluente con
tratamiento secundario, (Fig. 7 y 8 ), tanto en la profundidad de 0-20 y 20-40 cm, lo
cual se explica por el alto contenido de carbono que presenta esta agua. Respecto a
la lámina de riego se tiene que la aplicación de 10 mm/d es la que más aporta este
elemento en el suelo.
96
Salinidad del suelo
Con la adición del agua residual, los datos indican un incremento importante de la
salinidad del suelo, ya que la conductividad eléctrica aumenta de 1 dS m-1 para la
profundidad de 0-20 cm y de 0.4 dS m-1 para el estrato de 20-40 cm, esta salinidad
del suelo viene determinada principalmente por la salinidad del agua de riego y por la
proporción del agua de riego, hallazgos similares han reportado, Ziqing et al., (1997);
Shahalam et al., (1998); Ruple et al., (1998); Levy y Kearney, (1999); Pérez (2002).
Debido a que los tratamiento convencionales de agua residuales no tratan las sales,
esto hace que esta agua puedan presentar problemas de salinidad.
En general un suelo que presenta un valor de 2 dS/m de conductividad eléctrica se le
considera un suelo normal (C.E < 4 dS/m y pH de 6.5-7.2), Martínez, (1999), sin
embargo, si se cultivan algunas hortalizas, el rendimiento de estos cultivos puede
verse afectado, ya que puede haber una disminución de los nutrientes por parte de
la planta.
Por otra lado, el suelo de regiones áridas como es el caso del suelo Gipsisol arídicos
y/o Calsisol arídicos, se debe evitar la acumulación de sales, debido a que no se
produce una
lixiviación importante de estas ya que las lluvias de verano son
escasas, y se dispone de poco agua de riego para poder lixiviarlas, además para
evitar la acumulación de sales, la aplicación de agua residual al suelo debe ser
considerando los requerimientos de riego de los cultivos que se establezcan.
Cationes solubles
Elevados contenidos de sodio intercambiable pueden producir problemas de
permeabilidad en los suelos y de floculación de los agregados (Friedel et al., 1999),
la aplicación de los efluentes de agua residual para ambas profundidades mostró un
incremento en el sodio del suelo del orden de 0.16 a 0.24 meq/l para 0-20 cm y 0.09
97
a 0.12 meq/l para 20-40 cm. Estos resultados son similares a los reportados por
Rengasamy et al., (1996) y Levy y Kearney, (1999), esto se debe a que el contenido
de sodio del agua residual es considerado de ligero a moderado (Martínez, 1999),
además el sistema de tratamiento de disco rotatorios de donde se obtuvo el agua
residual, no elimina el contenido de sodio en el tratamiento. Sin embargo, el efecto
negativo que este elemento puede tener en la disgregación de las partículas del
suelo puede ser contrarestado por la materia orgánica, además de la relación que
existe entre el calcio y magnesio con respecto al sodio, la cual, se expresa como el
relación de adsorción de sodio.
El contenido de calcio del suelo también se vio alterado por la aplicación del agua
residual, este cambio es debido al contenido de calcio de los efluentes, el cual es de
178 mg/l para los tres tipos de
agua, lo cual, explica que su comportamiento
estadístico es igual, la lámina que más aporta calcio es la de 10 y 8 mm/d para las
dos profundidades estudiadas, hallazgos similares fueron reportados por Gallardo et
al., (1998).
Es importante mantener en equilibrio el contenido de calcio en el suelo debido a que
ayuda mantener el efecto negativo del sodio, además reduce la disponibilidad de
metales pesados por la planta, Flores et al., (1996). Un exceso de este elemento
puede afectar el crecimiento de algunas bacterias (Reevé et al., 1993).
El contenido de magnesio debido al efecto del agua residual presento una variación
de 0.2 a 0.4 meq/100 g de suelo, estos hallazgos son similares a los reportados por
Cabrera et al., (1996), quienes experimentaron en suelos calcáreos y con agua
residual de la industria de olivo. El agua cruda, primaria y secundaria, incrementan
en igual magnitud el magnesio al suelo, debido a que el contenido de este elemento
es el mismo en los tres efluentes (32 mg/l), respecto a la lámina de riego se tiene que
la de 10 mm/d es similar en los tres efluentes.
98
El magnesio es un micronutriente importante para los cultivos, por lo cual, es
necesario tenerlo disponible en el suelo, también ayuda a contrarestar el efecto del
sodio, ya que participa en la relación de adsorción de sodio (Cegarra et al., 1996;
Hasselgren, 1998).
Nitrógeno
Las aguas residuales contienen cantidades apreciables de nitrógeno que puede
suponer un beneficio para el agricultor, sin embargo, hay que tomar en cuenta que el
aporte de nitrógeno coincida con el plan de abono o fertilización del cultivo para
evitar el exceso en el suelo, ya que este incremento puede disminuir la producción
y/o la calidad en el cultivo. Los suelos de las zonas semiáridas contienen bajas
concentraciones de nitrógeno por lo cual, para hacerlos producir se debe agregar de
forma sintética (Hasselgre, 1998; Zand y Sepaskhah, 2001).
Los resultados obtenidos muestran un cambio en el contenido de nitrógeno del orden
de 0.11 a 0.15% para el estrato de 0-20 cm, para la profundidad de 20-40 cm de
0.071 a 0.079%, en el agua cruda aporto más nitrógeno en relación cuando se
aplican la lámina de 10 mm/d, estos hallazgos son congruentes con las
aseveraciones de Zekri y Koo, 1994; Lapeña
et al., 1995; Ziqing et al., 1997;
Labrecque et al., 1998). Para el suelo Xerosol este cambio es positivo ya que de ser
un suelo bajo en contenido de nitrógeno, su fertilidad se ve favorecida pasando a un
contenido medio (USDA, 1960; Cross y Strauss, 1985; Deborah y Jefferies, 1996;
Guerin, 2000). Sin embargo, el aporte de nitrógeno debe coincidir con el
establecimiento de un cultivo que requiera cantidades importantes de este nutriente
(avena, maíz y alfalfa), debido a que este suelo tiene una textura franco arenosa, y el
exceso de nitrógeno, además de ser perjudicial para las plantas, incrementa la
lixiviación de nitratos debido a que estos son retenidos negativamente por el suelo y
la posible contaminación de las aguas subterráneas (Ramos, 1996; Bunnell et al.,
1999; Degens et al., 2000).
99
Fósforo
De acuerdo con Olsen (USDA, 1960), la concentración del fósforo en el suelo se
puede interpretar de forma aproximada en tres clases bajo (< 5.5 mg Kg-1 de P),
medio (5.5-11) y alto (>11), por otro lado, Bray y Kurtz (USDA, 1960) reportan que si
un suelo contiene <15 mg Kg-1 de P se considera pobre, de 15-30 medio y >30 alto.
Los resultados obtenidos en esta investigación muestran una mayor cantidad de
fósforo en el suelo donde se aplicó agua residual con respecto del suelo que no
recibió. La variación del P en la profundidad de 0-0.2 m, es del orden de 14 a 16
ppm, para el estrato de 20-40 cm de 7-11 ppm, estos resultados coinciden con los
reportados por Cerezo et al., 1995; Cegarra et al., (1996); Tam y Wong, (1999);
Guerin, (2000), los cuales, mencionan que cuando se considera al suelo como
sistema de tratamiento para la remoción del fósforo puede ocurrir una acumulación
de este por largos periodos, dependiendo del P precipitado como fosfatos de fierro,
de calcio e hidróxidos entre otros.
El incremento de fósforo se puede atribuir a la adición del agua residual, la aplicación
del agua residual cruda fue la que más aporto fósforo al suelo, seguida del
tratamiento primario y como se supone el efluente secundario menor, esto indica que
los resultados son congruentes con la hipótesis donde se espera que el efluente con
tratamiento secundario mantendría más constante el contenido de fósforo en el suelo
(Fig. 20 ), con respecto a las láminas de riego se tiene que la de 10 mm/d supero a
las de 8 y 6 mm/d, lo cual, ocasiona una acumulación de fósforo en el suelo, la
presencia de este elemento cuando la planta no lo requiere puede ser perjudicial, ya
que generalmente este es inmóvil dentro de la matriz del suelo, por otra lado, niveles
altos pueden ser tóxicos para las plantas y provoca deficiencias de otros nutrientes
(Tam y Wong, 1999; Degens et al., 2000), por lo cual, su aplicación debe estar dentro
del rango requerido para evitar la sobrecarga, es decir, la aplicación del agua
residual debe estar en función de los requerimientos de riego y necesidades del
cultivo a establecer (Hasselgren, 1998).
100
Capacidad de intercambio catiónico
Se dispone de pocos reportes respecto al efecto de la aplicación del agua residual en
la capacidad de intercambio cationico del suelo (CIC). En este trabajo se evalúa el
efecto del agua residual cruda, con tratamiento primario y secundario en la CIC de un
suelo, para lo cual, se realizaron aplicaciones de estos efluentes, considerando
además láminas de riego.
Los resultados obtenidos indican un incremento de la CIC del suelo que se regó con
agua residual entre un 25 a 40% para la profundidad de 0-20 cm y 15 a 25% en el
estrato de 20-40 cm, con respecto al suelo que no recibió agua residual. El aumento
es atribuido a la materia orgánica que contiene los efluentes, hallazgos similares
encontró Simek et al., (2000). Se hipótetiza que el efluente de agua residual con
tratamiento secundario es el que menos alterará la CIC del suelo, se tiene que al
analizar los factores en forma individual el agua cruda superó a los efluentes
primarios y secundarios (Fig.17 ), por lo cual, se corrobora la hipótesis planteada.
Para la lámina de riego se tiene únicamente efecto en la profundidad de 20-40 cm
esto se puede deber a que el estrato de 0-20 cm tiene una textura franco arenosa, su
capacidad de retención del agua es baja, ocasionando una percolación importante
hacia los horizontes subsuperficiales. Las láminas de 10 y 8 mm/d son las que mas
contribuyen en el aumento de la CIC del estrato de 20-40 cm (Fig. 18).
Al comparar la interacción de los factores lámina y calidad de agua para la
profundidad de 20-40 cm muestra que el agua cruda y la lámina de 10 mm/d son los
que más elevan la CIC, debido a que el contenido de materia orgánica (DBO yDQO),
es mayor que la de los efluentes primario y secundario.
101
Carga bacteriológica
Se estima que la población bacteriana de un suelo fértil varía de 108 a 1010 los
medios más utilizados para cuantificar esta población son la glucosa y soya de
tripticasa, en los cuales se han encontrado valores del orden de 12x107 a 4.5x107
(Trevors, 1998).
Los resultados muestran un evidente incremento de la población bacteriana total del
suelo, ya que de 6x105 UFC/g de suelo, se obtuvo 6.4x106 tanto para el agua cruda,
con tratamiento primario y secundario con la lámina de 10 mm/d para la profundidad
de 0-20 cm, un comportamiento similar se tiene en la profundidad de 20-40 cm. Este
incremento se puede atribuir a la materia orgánica (Zdenek et al., 2000), que se
aplicó a través del agua y al contenido de carbono orgánico. Estos hallazgos son
equivalentes con los reportados por Mara, (1995); Balks et al., (1996); Tardiolli et al.,
(1997); Carter et al., (1997); Guerin (2000). La relación carbono-nitrógeno de las
aguas residuales, la cual, es de 4:1 para el agua cruda y de 3:1 con tratamiento
primario y secundario, también influye en el aumento en la población bacteriana del
suelo (Lundquist et al., 1999; Magezan et al., 1999).
El incremento de la población bacteriana favorece al suelo ya que se pueden
presentar algunas bacterias de los géneros benéficas como Nitrosomas, Azotobacter
y Nitrobacter, ayudando a que algunos elementos como nitrógeno sean fácilmente
asimilados por las plantas. Por otro lado, también las bacterias pueden contribuir en
la degradación de algunos metales pesados, sin embargo, también se puede
estimula a otro grupo de bacterias que son perjudiciales para la planta como
Pseudomonas sp.
Un inconveniente de los sistemas de tratamiento convencionales es que no logran
eliminar los coliformes fecales de las aguas residuales, lo cual, puede ser un
problema importante para su uso con fines agrícolas (Ramos, 1996), los resultados
102
obtenidos en esta investigación, indican un decremento importante de los coliformes
fecales en el suelo, ya que de 1X107 UFC/100 ml que contenían el agua cruda y
1X106 con tratamiento primario y secundario, se redujo a 1.4x103 para el agua cruda
y 1.6x102 para los efluentes primario y secundario en la profundidad de 0-20 cm
estos resultados son similares a los reportados por Stoddard et al., (1998) y Campos
et al., (2000). El agua cruda fue la que más coliformes aportó al suelo, sin embargo,
los resultados muestran una eliminación importante de los coliformes a través del
suelo, lo cual minimiza el riesgo para el medio ambiente y para la salud. Por otro
lado, no hay datos de evidencias de que las raíces de las plantas absorban los
coliformes fecales (Sheik et al., 1999).
La concentración de coliformes en la profundidad de 20-40 fue menor que la de 0-20
cm, del orden de 1x102, la presencia se puede deber a la percolación que existió del
estrato superior ya que este presenta un buen drenaje. El agua residual cruda y la
lámina de riego de 10 mm/d son los que más aportan. Las muestras de suelo fueron
analizadas a los 40 días después del último riego, lo cual indica que la vida de los
coliformes en el suelo se puede prolongar dependiendo de las condiciones de
humedad y temperatura (Cools et al., 2001).
Sin embargo, se deben continuar las inspecciones ya que el principal grupo de
bacterias que conforman a los coliformes fecales son E coli y Shigella, las cuales,
pueden afectar la salud de los usuarios de agua residual y de los consumidores de
estos productos (Stott et al., 1997). En esta investigación las unidades formadoras de
bacteria de coliformes fecales identificadas presentan una forma similar a la que
tiene E. coli, por lo cual, se debe realiza la calificación taxonómica para identificar el
tipo de bacteria.
Nitrificación
Las aguas residuales contienen el nitrógeno en forma amoniacal, el cual,
generalmente en esta forma es absorbido por las plantas, por lo que, las aplicaciones
103
deben coincidir con la necesidad de los cultivos en cuanto a cantidad y oportunidad,
sin embargo, también se asimila como nitrato, ocurriendo el proceso de nitrificación
en el suelo o bien aplicando un fertilizante en esta forma, generalmente la
nitrificación ocurre en la profundidad de 0- 20 cm (Ramos, 1996).
La evaluación de la nitrificación del suelo que recibió agua residual con respecto al
suelo donde no se aplicó, muestran un incremento potencial en la actividad
nitrificante del orden de 30 a 50% para la profundidad de 0-20 cm y el estrato de 2040 cm de 30 a 40%, hallazgos similares son reportados por Luo et al., (1998); Ramon
y Peirce (1999). Por otro lado Magezan et al,.(1998) reportan un incremento en el
contenido de nitratos cuando se aplican aguas residuales con relación de carbononitrógeno altas, el efluente de agua residual cruda presenta una relación 4:1 la cual
se puede considerar media, y los efluentes con tratamiento primario y secundario 3:1,
esto puede explica que el suelo que se regó con agua residual cruda se incrementa
más la actividad nitrificante, resultados similares reportan Sun et al., (1999) y Sauvé
et al., (1999).
La presencia de nitratos en la profundidad de 20-40 indica que la nitrificación ocurre
debajo de los 15 cm de profundidad (Bunnell et al., 1999), además la percolación del
agua de la parte superficial se debe a que el suelo en el estrato de 0-20 cm presenta
una textura franco arenosa ocasionando que si la planta no absorbe los nitratos, el
suelo no los puede retener y ocurre la infiltración al siguiente estrato, por otro lado,
aplicaciones altas de láminas de agua también provocan una mayor percolación en
estos suelos (Jacinthe et al., 2000) provocando una gran influencia en la nitrificación
Elmi et al., (2000), asimismo, las condiciones climáticas son importantes en la
regulación del N en el suelo.
Los resultado del factor calidad de agua para la nitrificación muestra que el efluente
crudo, es donde se muestra una mayor actividad, la cual, puede ser atribuida, por la
cantidad de nitrógeno que tiene, el tratamiento secundario, como se hipotetizo, es el
que presenta menor actividad, (Cuadro 16), la lámina de 10 mm/d también contribuye
104
al incremento de esta actividad. La comparación de la variabilidad para este proceso
en la interacción de los factores, indica que el agua cruda y la lámina de 10 mm/d
son los causantes de una mayor actividad para el estrato de 0-20 cm, sin embargo,
para la profundidad de 20-40 cm es la aplicación de 10 mm/d y el efluente
secundario, lo cual puede ser atribuido a la percolación que existe de la parte
superficial.
Para el suelo Gipsisol arídico y/o Calsisol arídico, un incremento en la nitrificación
puede ser importante ya que estimula el desarrollo microbiano, el cual, puede
incrementar la disponibilidad de nutrientes (N) para la plantas, los cuales, deben
coincidir con la disponibilidad del cultivo, ya que debido a que este suelo presenta
una textura franco arenosa en el estrato de 0-20 cm y una franco arcillosa para la
profundidad de 20-40 cm, esto provoca que los nitratos que se forman durante la
nitrificación, sino son absorbidos por la planta, son fácilmente lixiviables hacia los
estratos más profundos, convirtiéndose en una fuente, potencial de contaminación de
los acuíferos con nitratos, los cuales, son cancerigenos sí el humano los ingiere en el
agua.
Perspectivas
Para conocer a más detalle el efecto de los nutrientes en la nutrición de los cultivos
se recomienda utilizar materiales inertes es decir, trabajar bajo la técnica
denominada hidroponía.
Futuras inspecciones deberán continuar para identificar el comportamiento de la
acumulación de fósforo y carbono en periodos más largos para monitorear la posible
remoción de estos elementos por el suelo.
La capacidad de intercambio cationico del suelo muestra un incremento tanto en la
parte superficial como en el estrato de 20-40 cm, sin embargo, se sugiere seguir
105
estudiando este fenómeno debido a que existen pocos reportes en la literatura de
que pasa con la CIC del suelo cuando se riega con aguas residuales.
Se debe continuar los estudios referentes a la supervivencia de los microorganismos
en la matriz del suelo, incorporados a través del agua residual, sobre todo cuando se
tenga conocimiento de que los tratamientos convencionales o no convencionales de
agua residual no logran eliminar, como los coliformes fecales y huevos de helminto.
La aplicación del agua residual urbana, debe estar en función de los requerimientos
del riego de los cultivos y de la capacidad de retención del suelo, para evitar la
acumulación de contaminación en la matriz del suelo.
106
VI. CONCLUSIONES
El efluente de agua residual con tratamiento secundario mejora las propiedades
químicas, tales como contenidos de materia orgánica, pH, cic nitrógeno, fósforo,
aunque representa una fuente importante de contaminación por coliformes fecales.
Se estableció una acumulación importante de sólidos en la capa superficial del suelo
regado con el agua residual cruda con una lámina de aplicación de 10 mm/d.
Una contribución relevante es que los efluentes de agua residual generan una
acumulación importante de materia orgánica y carbono, tanto en la parte superficial y
subsuperficial.
Los efluentes de aguas residuales con láminas de aplicación de 10 y 8 mm/d
incrementan la población bacteriana total del suelo.
La contaminación del suelo por coliformes fecales, debido a la aplicación de agua
residuales crudas, con tratamiento primario y secundario persistió, en bajas
cantidades (500 a 1800 UFC/g de suelo) en el suelo.
Con la aplicación del agua residual se logran mejorar algunas propiedades físicas y
químicas, pero también se tienen efectos perjudiciales como la acumulación de sales
en el suelo.
Aplicaciones de láminas de riego superiores a 10 mm/d
al suelo elevaran los
contenidos de pH, M.O, nitrógeno, carbono y población bacteriana total y coliformes
fecales.
Los suelos regados con los efluentes de agua residual cruda y primaria en una
lámina de 10 mm/d, presentaron la mayor acumulación de nitratos.
107
El agua residual cruda, con tratamiento primario y secundario no cumple con las
normas respecto al contenido de coliformes fecales, sin embargo, para metales
pesados se cumple sin ninguna problema. En el contenido de nitrógeno, fósforo se
tienen valores por debajo de los que establece la norma.
El agua residual cruda primaria y secundaria, se considerada con problemas de
sodicidad y salinidad pero no tiene ninguna restricciones para su uso con fines de
riego, debido a que la norma no contempla este parámetro.
La interacción entre el agua residual tratada a diferentes niveles y la aplicación de
diversas láminas presentó un efecto significativo para todas las propiedades
estudiadas, únicamente en el pH del suelo no presentó la interacción entre factores.
El efecto del agua residual aplicada en diferentes láminas de riego presentó el mismo
comportamiento para las propiedades físicas, químicas y carga bacteriológica en las
dos profundidades estudiadas.
108
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124
ANEXO I
Cuadro 5. Análisis de varianza para el contenido de arcilla en el suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
3124
194
0.0001
Lámina de riego
2
856
60.81
0.0001
Interacción
6
109.24
23.42
0.0001
1.O
1.6
Cuadro 6. Análisis de varianza para el porcentaje de materia orgánica del
suelo regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
2755.8
4493
0.0001
Lámina de riego
2
51.71
80.27
0.0001
Interacción
6
6.03
22.76
0.0001
1.94
2.29
Cuadro 8. Análisis de varianza para el contenido de salinidad del suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
447.64
105.63
0.0001
Lámina de riego
2
8.10
3.028
0.0012
Interacción
6
5.84
0.4218
0.0002
6.51
6.05
Cuadro 9. Análisis de varianza para el contenido de sodio en el suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
443.28
188.98
0.0001
Lámina de riego
2
118.8
32.3
0.0001
Interacción
6
11.38
12.53
0.0001
125
3.12
5.03
Cuadro 10. Análisis de varianza para el contenido de calcio del suelo regado
con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
5.738
2424
0.0001
Lámina de riego
2
3.76
1865
0.0001
Interacción
6
207.44
3.42
0.0001
18.14
1.56
Cuadro 11. Análisis de varianza para el contenido de magnesio del suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
73.25
76.26
0.0001
Lámina de riego
2
128.32
132.34
0.0001
Interacción
6
21.24
23.42
0.0001
3.25
4.20
Cuadro 12. Análisis de varianza para la capacidad de intercambio catiónico
del suelo regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
4.34
10.41
0.0001
Lámina de riego
2
3.68
13.61
0.0001
Interacción
6
5.67
10.39
0.0001
13.72
3.54
Cuadro 14. Análisis de varianza para el contenido de fósforo del suelo
regado con agua residual
Fuente de
G.L.
Fc
P
CV
variación
0-20
20-40
0-20
20-40
Calidad de agua
3
8900
1138.6
0.0001
Lámina de riego
2
361.16
194.98
0.0001
Interacción
6
45.45
28.27
0.0001
126
1.O6
2.21