Descripción del área de estudio

El estudio se realizó en la red hidrográfica de los distritos de riego Tula (DR 003) y Alfajayucan (DR 100), dentro de la región geográfica y cultural conocida como Valle del Mezquital, en el estado de Hidalgo, México. También se tomaron en cuenta algunos sitios fuera de los distritos de riego como la presa Zimapán, el lago de Zumpango y algunos puntos del Gran Canal de Desagüe que proviene de la Ciudad de México y se dirige al Valle del Mezquital (Fig. 1).

Fig. 1 Localización geográfica de los sitios de muestreo de agua residual. 

Los distritos de riego 003 y 100 se encuentran dentro de la provincia fisiográfica Eje Neovolcánico y de la subprovincia Llanuras y Sierras de Querétaro e Hidalgo. Esta última presenta un corredor de lomeríos bajos de material volcánico y llanuras cuya altura varía de 985 a 2000 msnm. La zona de riego se localiza en las llanuras rodeadas en el lado norte por la Sierra de Pachuca, y en el interior del valle se encuentran algunos cerros como El Soldado, El Sauz, Dianxe y Muemxai en Alfajayucan y Cerro Grande en Tezontepec (^{Chamizo-Checa et al. 2018}).

El área de estudio pertenece a la cuenca del río Moctezuma, dentro de la región hidrológica número 26 Pánuco y en la subregión Valle de México-Río Tula que abarca desde los orígenes de las corrientes del río Tula hasta el cauce actual del río Zimapán. Las corrientes superficiales principales son el río Tula con sus afluentes río Salado, Cuautitlán, Guadalupe y Rosas, así como algunos afluentes del río Moctezuma como los ríos Alfajayucan, Tecozautla y San Francisco. El río Tula aporta sus aguas a las presas Taxhimay, Requena y Endhó. La presa Debodhé, que fue construida para contener el río Actopan, se aprovecha para riego y el excedente se descarga en el río Tula. En esta región se localizan 170 cuerpos de agua superficiales, entre los que sobresalen por su capacidad las presas Endhó, Requena, Vicente Guerrero y Rojo Gómez (^{Rodarte et al. 2012}).

En la región de los distritos de riego Tula y Alfajayucan predomina el clima semiárido, templado, con temperatura media anual de 12 a 18 ºC. La precipitación ocurre en verano y el porcentaje de lluvia invernal es del 5 al 10.2 % del total anual. La lluvia promedio anual varía entre 300 y 400 mm (^{INEGI 2017}).

Métodos analíticos

Se establecieron 70 sitios de muestreo en el mes de mayo de 2018 dentro del área que abarcan los DR 100 y 003, y fuera de ellos. Las muestras se tomaron siguiendo los lineamientos generales y recomendaciones de la Norma Mexicana NMX-AA-003-1980 para muestrear las descargas de aguas residuales, con el fin de determinar sus características físicas y químicas (^{SECOFI 1980}).

Las determinaciones físicas y químicas se realizaron con las siguientes metodologías: pH con el método del potenciómetro (^{Greenberg et al. 1992}); conductividad eléctrica (CE) por conductimetría (^{Richards 1974}); residuo seco evaporado y residuo seco calcinado por gravimetría (^{Greenberg et al. 1992}); calcio, magnesio, carbonatos, bicarbonatos y cloruros por volumetría (^{Richards 1974}); sodio y potasio por flamometría (^{Greenberg et al. 1992}); boro, sulfatos y ortofosfatos por turbidimetría (^{Greenberg et al. 1992}).

Se verificó la exactitud de los resultados analíticos utilizando el método de balance iónico, el cual establece que la suma de cationes debe equilibrarse con la suma de aniones cuando se expresan en meq/L debido a la neutralidad eléctrica del agua (^{Greenberg et al. 1992}).

Salinidad

Para expresar la concentración de iones en el agua se midió la CE en µS/cm. El agua con CE menor a 700 µS/cm se considera sin riesgo para el uso agrícola, entre 700 y 3000 µS/cm se considera con riesgo ligero a moderado y mayor a 3000 µS/cm se considera con riesgo severo para uso agrícola (^{Ayers y Westcot 1985}).

Determinación de la fuerza iónica

La fuerza iónica es una medida del campo eléctrico causado por los iones en solución. Este campo eléctrico influye en la velocidad de movimiento de cada ion y, por consiguiente, en su CE. La actividad de los diferentes iones se calculó a partir de su concentración en mol/L y de su fuerza iónica. Para calcular el coeficiente de actividad de cualquier ion en una solución, se utilizó la ecuación de Debye-Hückel:

donde γ es el coeficiente de actividad, A y B son constantes que dependen de la temperatura, Z es la valencia y a es un parámetro dependiente del tamaño del ion. Todos los factores mencionados son valores constantes. La única variable es la fuerza iónica, que se determina con la ecuación [2].

donde I es la fuerza iónica, C es la concentración en mol/L y Z es la valencia de cada ion en solución.

El cálculo de la fuerza iónica también es importante para obtener el valor de pHc (pH teórico en equilibrio con el CaCO₃) de las muestras de agua, que es una de las variables requeridas para el cálculo de la relación de adsorción de sodio (RAS) ajustada.

Relación de adsorción de sodio

El riesgo por sodio también puede expresarse en términos de la RAS, que establece una relación entre el sodio y la cantidad de calcio + magnesio. La presencia de calcio y magnesio en la solución contrarresta los efectos del sodio (^{Gardner 2015}). Cuando el agua de riego con altos valores de RAS penetra en el complejo de intercambio, el sodio, que reemplaza al calcio y al magnesio, causa daños a la estructura física del suelo (^{Gardner 2015}, ^{Tunc y Sahin 2015}), por lo que éste se vuelve duro y compacto cuando está seco y se presenta mayor dificultad para el paso del agua a través del perfil del suelo (^{Nishanthiny et al. 2010}).

Para el cálculo de la RAS se utilizaron las siguientes ecuaciones:

donde RAS es la relación de adsorción de sodio, RAS_aj es la RAS ajustada por ^{Bower y Wilcox (1965)}, RASº es la RAS corregida por ^{Suarez (1981)}, CNa⁺ es la concentración de sodio en meq/L, CCa²⁺ es la concentración de calcio en meq/L y CMg²⁺ es la concentración de magnesio en meq/L.

En la ecuación 5 aparece CCa_x ²⁺, que es una corrección al contenido de calcio, tomando en cuenta las fuentes de calcio debido al CaCO₃. Se calcula mediante la relación HCO₃ ^-/Ca²⁺.

En la ecuación 3 no se consideran las diferencias físicas ni químicas esenciales de los iones involucrados, a pesar de que los tres difieren de manera importante en el radio iónico y números de hidratación. Estas diferencias provocan que los procesos de hidrólisis se manifiesten con diferente intensidad y que la energía de adsorción del Mg²⁺ sea tres veces menor que la energía de adsorción del Ca²⁺ (^{López-García et al. 2016}). En la ecuación 3 tampoco se consideran las variaciones en las concentraciones de Ca²⁺ debido a su precipitación en condiciones de alcalinidad elevada (pH > 8.2).

En la ecuación 4 la RAS_aj incluye las disponibilidades de calcio en condiciones de pH = 8.4, y es aproximadamente el pH de un suelo no sódico en equilibrio con el CaCO₃. El valor de pHc se calcula con la ecuación 6:

donde p(Ca + Mg) corresponde al logaritmo negativo de la concentración molar de Ca + Mg; p(CO₃ + HCO₃) corresponde al logaritmo negativo de la concentración equivalente de CO₃ y HCO₃; y pK₂ - pKps es el logaritmo negativo de la segunda constante de disociación del H₂CO₃ y el producto de solubilidad del CaCO₃, corregidos ambos por fuerza iónica.

En la ecuación 5 se consideran fuentes de calcio debido al carbonato de calcio; se obtiene la relación HCO₃ ^-/Ca²⁺ para obtener el calcio real en las soluciones de los suelos (^{Velázquez-Machuca et al. 2002}).

Carbonato de sodio residual

Uno de los procedimientos utilizados para determinar los posibles problemas de infiltración del agua en el suelo es el método del carbonato de sodio residual (CSR; ^{Richards 1974}). Mediante el cálculo del CSR se predice la cantidad de NaCO₃ que queda después de la precipitación del CaCO₃ y del MgCO₃ (^{Camacho-Ballesteros et al. 2020}). El CSR (en meq/L) se obtiene con la ecuación 7 (^{Richards 1974}):

Las aguas de riego con un índice de CSR menor a 1.25 se consideran buenas o recomendables, entre 1.25 y 2.5 se consideran condicionadas para el riego y con valores mayores a 2.5 se consideran no recomendables (^{Camacho-Ballesteros et al. 2020}).

Sales hipotéticas

La CE es una medida indirecta de la salinidad que no proporciona información sobre el tipo de sales disociadas en el agua. El tipo de sales puede determinarse a partir de la combinación hipotética de los iones presentes (^{Trabelsi y Zouari 2019}). Por el tipo de iones predominantes en esta investigación, el cálculo de la formación hipotética de sales se realizó en el siguiente orden: Na₂CO₃, NaCl, NaHCO₃, KHCO₃, Ca(HCO₃)₂, Mg(HCO₃)₂ y MgSO₄. En la primera sal, la cantidad formada de Na₂CO₃ (en meq/L) está limitada por el ion de concentración menor, el CO₃ ^2-. La cantidad restante del ion Na⁺ después de la combinación con el CO₃ ^2- fue utilizada para la formación de la sal NaCl. Sucesivamente, se realizó la combinación de los siguientes iones para formar el resto de las sales, respetando el principio de electroneutralidad. Algunos autores llaman sales hipotéticas a estos compuestos (^{Hamdan 2013}, ^{Al Dahaan et al. 2016}, ^{Trabelsi y Zouari 2019}).

Salinidad

Los datos analíticos de las muestras de agua se presentan en el cuadro I. De acuerdo con la clasificación del agua de riego por salinidad (^{Ayers y Westcot 1985}), el 5.7 % de las muestras no presenta ninguna restricción, el 85.7 % presenta riesgo de ligero a moderado y el 8.6 % presenta grado de restricción severo para el riego agrícola. Los sitios con mayor CE fueron el río Tula y una serie de 10 sitios muestreados entre la autopista Peñón-Texcoco y el río Atitalaquia. De acuerdo con la ^{SEDUE (1989)}, el agua se considera apta cuando la CE no sobrepasa 1000 µS/cm; sin embargo, en el 91 % de los sitios de muestreo se sobrepasa este valor. En la figura 2 se muestra la clasificación y ubicación geográfica de los sitios muestreados de acuerdo con la CE, el CSR y la concentración de boro.

Fig. 2 Clasificación de las aguas residuales por la conductividad eléctrica (CE), carbonato de sodio residual (CSR) y concentración de boro. 

Las aguas residuales municipales e industriales por lo general tienen altas concentraciones de iones que pueden formar las sales NaCl y NaHCO₃ por los desechos de restaurantes, hospitales e industrias, entre otros (^{Soothar et al. 2018}). Aunque éstas no son las únicas sales que podrían formarse, por lo general se encuentran en mayor cantidad. Para identificar la relación entre la CE y las sales hipotéticas predominantes NaCl y NaHCO₃, se clasificaron los resultados analíticos de acuerdo con la CE en tres categorías: 250-750, 750-2250 y más de 2250 µS/cm. Los resultados fueron los siguientes: para valores de CE = 250-750 µS/cm, las concentraciones hipotéticas de NaCl y NaHCO₃ se presentaron en intervalos de 0.64-3.1 y 0.50-1.61 meq/L, respectivamente; para valores de CE = 750-2250 µS/cm, las concentraciones de NaCl y NaHCO₃ estuvieron presentes en intervalos de 2.92-10.46 y 1.11-9.18 meq/L, respectivamente; y para valores de CE mayores a 2250 µS/cm, las concentraciones de NaCl y NaHCO₃ se presentaron en intervalos de 6.29-17.46 y 4.12-29.04 meq/L, respectivamente. De manera general, en todas las muestras del presente estudio, el NaCl ocupa en promedio el 33.9 % del total de las sales hipotéticas y el NaHCO₃ ocupa el 38.8 %.

Predominancia de iones

Por la naturaleza de las aguas residuales urbanas e industriales existe una alta concentración del ion sodio, en comparación con la cantidad del mismo ion en otras fuentes de agua dulce (^{Elgallal et al. 2016}). En el presente estudio se observó la predominancia de iones sodio y bicarbonatos, que representaron 36 y 26 % del total de iones, respectivamente. En el diagrama de Pipper se observa en general una composición iónica dominada por sodio, bicarbonato y cloruro, lo cual lleva a clasificar los tipos de agua como cloruradas y bicarbonatadas sódicas (Fig. 3).

Fig. 3 Diagrama de Pipper para clasificar el agua residual. 

Se puede afirmar que, en este caso, la composición iónica predominante no se atribuye a la geología de la zona, ya que su composición es similar a la que se presenta en varios puntos de muestreo en el Gran Canal de desagüe proveniente de la Ciudad de México. La predominancia de iones sodio y bicarbonato es una característica de las aguas residuales, por los aportes de residuos de la industria, laboratorios, hospitales, restaurantes y otras fuentes que utilizan compuestos con alta concentración de estos iones (^{Soothar et al. 2018}).

La cantidad de sólidos disueltos en agua está relacionada con la CE (^{Al Dahaan et al. 2016}). Un valor alto de CE refleja la presencia de un elevado contenido de iones, pero cuando se compara el valor de la CE con la concentración del tipo de sales disueltas, se observa que diferentes tipos de sales presentan diferentes valores de CE. Por ejemplo, el MgSO₄, CaSO₄ y NaHCO₃ tienen una CE menor que las otras sales para concentraciones equivalentes (^{Richards 1974}, ^{Khorsandi y Alaei 2004}). Esto es útil para deducir el tipo de sales hipotéticas predominantes a partir de la CE. Cuando se tiene una relación iónica Cl+SO₄ > 1, el coeficiente de regresión (que relaciona la CE con la concentración de sólidos disueltos en mg/L) adquiere valores de 0.64-0.66, pero cuando en la solución se encuentra una relación Cl+SO₄ < 1 y HCO₃/(Cl+SO₄) > 1, el coeficiente presenta valores de 0.70-0.90 (^{Richards 1974}, ^{López-García et al. 2016}). En el presente estudio se encontró una relación de 0.7025, que muestra una predominancia de sales bicarbonatadas en la mayoría de las muestras analizadas (Fig. 4).

Fig. 4 Sólidos totales disueltos y su relación con la conductividad eléctrica del agua residual. 

Fuerza iónica

La relación lineal entre la fuerza iónica y la conductividad eléctrica fue de 0.0109 (Fig. 5). Este valor tiene alta correspondencia con las relaciones encontradas por otros autores como ^{Ponnamperuma et al. (1966)}, ^{Griffin y Jurinak (1973)} y ^{Leffelaar et al. (1983)}, quienes obtuvieron coeficientes de 0.016, 0.013 y 0.014, respectivamente. Las diferencias entre coeficientes se pueden explicar por el tipo de aguas analizadas, ya que dichos autores los obtuvieron a partir de análisis realizados en extractos de suelos. Los valores de la fuerza iónica se utilizaron en el cálculo de la RAS_aj.

Fig. 5 Fuerza iónica y su relación con la conductividad eléctrica del agua residual. 

Relación de adsorción de sodio

En los valores obtenidos se puede observar que la RAS_aj y la RASº son más elevados que los valores de la RAS original (Cuadro I). De esta manera se corroboró el efecto de considerar la precipitación de fracciones de calcio en forma de CaCO₃. Conocer los valores de la RAS en sus diferentes formulaciones es importante para la rehabilitación mediante enmiendas químicas de suelos salinos y sódicos. Las que se han utilizado con mejores resultados son el estiércol, el yeso y el ácido sulfúrico, en combinación con lavado del suelo (^{Elgallal et al. 2016}).

La RAS también se utiliza para predecir los problemas de infiltración de los suelos por el efecto del riego con aguas de mala calidad. Sin importar su contenido de sodio, las aguas de baja CE lixivian principalmente el calcio, que es importante para la formación de agregados del suelo. Cuando el exceso de sodio supera en más de 3:1 el contenido de calcio promueve tanto la dispersión de la estructura del suelo como problemas de infiltración que afectan la dificultad para la germinación y emergencia de plantas; además, propicia el escurrimiento superficial del agua en lugar de la infiltración (^{Ayers y Westcot 1985}).

En el estudio de los DR Tula y Alfajayucan se encontró que en el 34.3 % de los sitios muestreados no existe peligro de reducción en la tasa de infiltración, y en el 65.7 % el riesgo es moderado. Ninguna muestra representó peligro severo de reducción en las tasas de infiltración (Fig. 6). En los sitios donde ocurren las combinaciones CE alta-RAS baja, y CE alta-RAS alta no existen riesgos de reducción en la tasa de infiltración, como ocurre en sitios como el río Atitalaquia en Hidalgo y en el Gran Canal de Desagüe.

Fig. 6 Predicción de la tasa relativa de infiltración con base en la salinidad y la relación de adsorción de sodio de las aguas residuales de los distritos de riego Tula y Alfajayucan. 

Carbonato de sodio residual

De acuerdo con el CSR, en el 81.4 % de los sitios muestreados el agua no es recomendable para el riego, en el 7.1 % la calidad del agua es marginal o condicionada y sólo en el 11.4 % la calidad es buena.

Concentración de boro

El boro es un ion ampliamente distribuido en la naturaleza que se encuentra en todas las aguas naturales, pero debido a la presencia de detergentes y productos de limpieza en las aguas residuales, su concentración es mucho más elevada que en las fuentes naturales de agua dulce, sin descartar que el agua de pozos y manantiales puede contener concentraciones tóxicas para las plantas (^{Mancilla-Villa et al. 2014}). El boro participa en procesos importantes para el desarrollo de los cultivos; por ello tanto su deficiencia como el exceso causa trastornos en el crecimiento, clorosis, necrosis y bajos rendimientos (^{Princi et al. 2016}). La acumulación de boro en el suelo es preocupante debido a la gran variación en la tolerancia de los cultivos (^{Chen et al. 2015}).

De acuerdo con ^{Ayers y Westcot (1985)}, para la mayoría de los cultivos las aguas con concentraciones menores a 0.7 mg/L de boro no tienen restricción para el riego, de 0.7 a 3.0 mg/L tienen restricción ligera a moderada, y cuando la concentración es mayor a 3.0 mg/L la restricción es severa. En los DR Tula y Alfajayucan se encontró que el 12.9 % de las muestras no presentan restricción para el riego en relación con la concentración de boro, el 75.7 % presentan restricción ligera y el 11.4 % presentan restricción severa (Fig. 7). Estas últimas son las que tienen una mayor cantidad de sólidos totales disueltos.

Fig. 7 Concentración de boro en las aguas residuales muestreadas. 

Concentración de fosfatos

La concentración de fosfatos se comparó con lo reportado por ^{Ayers y Westcot (1985)}, quienes señalan que el rango habitual de fosfatos en las aguas de riego es de 0-2 mg/L. De acuerdo con este valor de referencia, el 51.4 % de los sitios muestreados están dentro de este rango y el 48.6 % sobrepasan la concentración de 2 mg/L (Fig. 8). Los sitios con mayor concentración de fosfatos están localizados en el Gran Canal de Desagüe y los de menor concentración en los sitios que no tienen influencia directa de las aguas residuales de la Zona Metropolitana del Valle de México (ZMVM), como es el caso del río Maconi, en el estado de Querétaro.

Fig. 8 Concentración de ortofosfatos en las aguas residuales muestreadas.