INTRODUCCIÓN

El agua es un recurso natural que se está agotando rápidamente. Por esta razón es preciso implementar estrategias para su reúso y su mejor aprovechamiento. Las plantas tratadoras de agua reciclada son una alternativa que existe en México, ya que es posible volver a usar el agua contaminada proveniente de los drenajes para ciertas actividades. Sin embargo, esto último sólo depende de la reglamentación de cada ciudad.

En el estado de Aguascalientes los efluentes de las plantas trata doras vierten sus aguas principalmente al río San Pedro, o bien, son co lectadas en pequeñas presas para su reúso en el riego de áreas verdes de la ciudad, razón que hace necesario cumplir con parámetros que establezcan los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales tratadas que se reúsen en servicios al público de acuerdo con la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997 (1997)}.

La Universidad Autónoma de Aguascalientes (UAA) cuenta con una planta tratadora que recibe las descargas de la colonia Fátima y Bosques del Prado, además de colectar descargas de la propia uni versidad (información personal del ingeniero Benjamín Vargas Salado, encargado del funcionamiento de la planta de tratamiento). El agua, después de ser tratada, algunas veces es utilizada para el riego de las áreas verdes de la UAA, aunque generalmente sólo es acumulada en un pequeño bordo y en temporadas de lluvia, cuando los niveles del agua suben, el agua tratada llega hasta el cauce principal del río San Pedro. De acuerdo con la reglamentación de la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997 (1997)}, se midieron los parámetros fisicoquímicos del agua para deter minar las condiciones. Según ^{Welch et al. (1998)}, con este análisis se puede saber la magnitud del daño directo a un ecosistema acuático; por lo tanto, resulta fundamental el estudio paramétrico, al que hay que sumarle las pruebas de toxicidad que se realizaron.

Las pruebas de toxicidad permiten evaluar el grado de afectación que una sustancia química tiene en organismos vivos (^{Jaramillo et al., 2009}). En el estado de Aguascalientes, México, se han empleado diver sos bioindicadores para hacer una evaluación preliminar del contenido tóxico de diversas descargas de los parques industriales del estado con pruebas de inhibición de la ingestión con neonatos de D. magna Straus (^{Rico-Martínez et al., 2000}); pruebas de toxicidad aguda con D. magna, D. pulex Leydig, 1860 y Simocephalus vetulus (Müller, 1776) (^{Rico-Martínez, 2000}). Asimismo, se han monitoreado los niveles de toxicidad que afectan al río San Pedro en el municipio de Aguascalien tes con D. magna y Lecane quadridentata (Ehrenberg, 1832). Además, se han analizado cambios en la actividad enzimática de las esterasas y fosfolipasa A2 en el rotífero dulceacuícola L. quadridentata (^{Santos-Medrano et al., 2007}). Aun cuando todos estos estudios específicos sobre toxicidad en microorganismos no son estrictamente necesarios para la reglamentación legal de la calidad de agua en México, sí exis te la norma ^{NMX-AA-087-SCFI-2010}, que establece el método de prueba de toxicidad aguda con Daphnia magna (Crustacea-Cladocera).

Con el fin de tener un mejor panorama sobre el funcionamiento y calidad del agua que produce la planta de tratamiento de aguas resi duales de la UAA, en esta investigación se analizó y evaluó el influente y efluente, mediante pruebas de toxicidad aguda in situ y ex situ, así como la medición de los parámetros fisicoquímicos durante el ciclo anual 2007-2008.

MATERIALES Y MÉTODOS

El área de estudio se localiza en el efluente e influente de la planta tratadora de la Universidad Autónoma de Aguascalientes y el laboratorio de Toxicología del Departamento de Química de la UAA, ubicado en el edificio 60, en Aguascalientes, México. Las pruebas toxicológicas se realizaron, tanto en el laboratorio (ex situ) como en el cuerpo de agua (in situ), para comparar las diferencias que existen entre los resultados en ambas pruebas.

Mantenimiento del cultivo de Lecane quadridentata y Daphnia magna. Los cultivos se mantuvieron en una cámara bioclimática Refrimaq, modelo PVR, 400, con un fotoperiodo de 16:8 Luz: Oscuridad (L:O), en un medio de agua semidura (medio EPA) (U.S. Environmental Protection Agency, 1985), con un pH de 7.5, a 25 ºC para L. quadridentata, y a 20 °C para D. magna. Estos invertebrados dulceacuícolas fue ron alimentados con las algas Nannochloris oculata (Droop) Hibberd y Pseudokirneriella subcapita (Korshikov) F. Hindák, respectivamente, con una concentración de 1x10⁶ células/mL.

Montaje del experimento para pruebas in situ Para la elaboración de los frascos del muestreo in situ, se utilizó la técnica propuesta por ^{Chappie y Burton (1997)}, que consiste en cortar de la parte central de un frasco de plástico de aproximadamente 200 mL, un cuadrado de 2 cm, y cubrir el hueco con malla de 50 µm para evitar la salida de los organismos.

Se colocaron seis frascos, tres de ellos en el influente y los tres restantes en el efluente de la planta tratadora de la UAA. Durante el transcurso del experimento se colocaron en los mismos puntos selec cionados. Para las pruebas se colocaron diez organismos neonatos del cladócero Daphnia magna por frasco. Posteriormente, se expusieron durante 48 horas en contacto con el agua para proceder al conteo de los organismos vivos y determinar la mortalidad. Esta metodología se realizó quincenalmente durante todo un ciclo anual empezando en febrero del 2007 y terminando en enero del 2008. En caso de obtener valores de concentración letal media (CL₅₀) se procedía a realizar las diluciones de 50%, 25%, 12.5%, 6.25%, de acuerdo a la ^{NMX-AA-087-SCFI-2010 (2010)}.

Pruebas ex situ para Lecane quadridentata. Se empleó el protocolo de ^{Pérez-Legaspi y Rico-Martínez (2001)} con breves modificaciones que se mencionan a continuación. En una placa de 24 pozas de polies tireno se separaron huevos partenogénicos 24 h antes del experimento. Al día siguiente, se tomaron los neonatos de menos de 24 h y se rea lizaron tres réplicas de diez organismos por poza, exponiéndolos a 1 mL de muestra. Se incubaron durante 48 h a 25 °C con un fotoperiodo de 16:8, L:O en ausencia de alimento. Después se contó el número de organismos muertos o inmóviles con la ayuda de un microscopio estereoscópico y se determinó el porcentaje de mortandad. En caso de pre sentar CL₅₀, se realizaron las diluciones de 50%, 25%, 12.5%, y 6.25%.

Análisis de los resultados. El análisis de los resultados se realizó con base en una regresión lineal (^{Statsoft, Inc., 2001}) para establecer el valor de CL₅₀ en porcentaje. Posteriormente, mediante la fórmula 100/ CL₅₀, se obtuvo el valor de unidades de toxicidad (U.T.) aguda para establecer las muestras que presentaron mayor nivel de toxicidad aguda.

Para la colección de parámetros fisicoquímicos, como pH, potencial de óxido-reducción (POR), temperatura, oxígeno disuelto (OD), conduc tividad y total de sólidos disueltos (TSD), para las pruebas in situ y ex situ se empleó la sonda Yellow Spring Instruments Modelo 556 MPS.

RESULTADOS

Los promedios de los parámetros fisicoquímicos para el efluente se encuentran dentro de las normas que establece la ^{NOM-003-SEMAR NAT-1997 (1997)}, mientras que para el influente en el caso de oxígeno disuelto y del potencial óxido reducción rebasa los niveles marcados por la norma.

Los valores de la Tabla 1 evidencian el funcionamiento de la planta tratadora por medio de los valores en los parámetros fisicoquímicos de llegada y de salida. Los niveles de temperatura, conductividad y TSD bajan, y por el contrario los niveles de OD aumentan. El pH se basifica y el POR aumenta, indicando una mejoría en la calidad del agua después del tratamiento.

Tabla 1 Promedio de los parámetros físicos y químicos del efluente e influente planta tratadora de agua de la Universidad Autónoma de Aguasca lientes, medidos con la sonda Yellow Spring Instruments Modelo 556 MPS. 

TSD = Sólidos Totales Disueltos. POR= Potencial Óxido Reducción.

Los análisis de CL₅₀, así como los de U.T. aguda en D. magna y L. quadridentata demostraron una disminución de la toxicidad del agua después del tratamiento de la misma (Tablas 2-3).

Tabla 2 Valores quincenales de Concentración Media Letal (CL50) en porcentaje y en Unidades de Toxicidad (U.T.) aguda del influente de la planta tratadora de agua de la Universidad Autónoma de Aguascalientes, así como el promedio anual para el cladócero D. magna y el rotífero L. quadri dentata. 

NOTA: En sombreado se señala el periodo donde se presentó la menor toxicidad durante el ciclo anual 2007-2008.

Tabla 3 Valores quincenales de Concentración Media Letal (CL50) en porcentaje y en Unidades de Toxicidad (U. T.) aguda del efluente de la planta tratadora de agua de la Universidad Autónoma de Aguascalien tes, así como el promedio anual para el rotífero L. quadridentata. 

NOTA: En en sombreado se señala el periodo donde se presentó la mayor toxici dad durante el ciclo anual 2007-2008.

La Tabla 2 muestra los valores de CL₅₀ y las U.T. aguda que se obtuvieron quincenalmente durante todo el ciclo anual, desde febrero del 2007 hasta enero del 2008, así como el promedio anual. También se resalta que los meses de octubre, noviembre y diciembre fueron los que presentaron los valores más bajos en U.T. aguda.

La Tabla 2 muestra los valores de CL₅₀ y las U.T. aguda que se ob tuvieron quincenalmente durante todo el ciclo anual (febrero del 2007- enero del 2008), así como el promedio anual. Se observaron niveles ba jos de toxicidad aguda en los meses de noviembre, diciembre y enero.

La Figura 1 muestra una correlación negativa sobre los valores de toxicidad del agua respecto al volumen de agua tratado que se procesó al mes. Se observó una correlación negativa entre los valores de toxici dad aguda contra el volumen de agua obtenido por mes, es decir, a ma yor volumen de agua tratada, mayores fueron los valores de toxicidad.

Figura 1 Correlación inversa entre Unidades de Toxicidad (U.T.) aguda (promedio mensual) y volumen total de agua tratada por mes de la planta tratadora de agua de la Universidad Autónoma de Aguascalientes, usando el cladócero D. magna en el influente. 

La Tabla 3 muestra los valores de CL₅₀ y las U.T. aguda que se ob tuvieron quincenalmente durante todo el ciclo anual, a partir de febrero del 2007 hasta enero del 2008, así como el promedio anual. El efluente mostró que la toxicidad aumenta cuando los niveles de temperatura hacen que se evapore el agua y disminuya el volumen de la misma con centrando más los tóxicos que pudieran estar en la columna de agua.

DISCUSIÓN

La planta de tratamiento de aguas residuales de la UAA cumple con los valores permisibles establecidos por la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997 (1997)} para los parámetros fisicoquímicos medidos.

En este trabajo los valores de temperatura fluctuaron entre 15 y 28 °C dependiendo de la época del año. La temperatura es una varia ble que determina la rapidez con la que se puede degradar la materia orgánica en un cuerpo de agua. De acuerdo con ^{Romero (2004)}, la tasa de crecimiento microbial se duplica a 10 °C y continua así hasta una temperatura máxima de 35 a 38 °C, por otro lado la ^{Comisión Nacional del Agua (1996)} añade que a temperaturas mayores de 20 °C la efi ciencia bacterial para la remoción de materia orgánica alcanza su valor máximo con 60% de remoción, además, ^{Esparza (1995)} establece que los rangos para la temperatura del efluente de una planta tratadora con funcionamiento de reutilización en el riego y contacto físico deben estar dentro de 15.5 °C y 35 °C, por lo que se puede concluir que la temperatura del agua de la planta tratadora se encuentra en rangos óptimos para la salud del cuerpo de agua en el efluente.

Los valores de conductividad se mantienen estables hasta el pe riodo de septiembre - noviembre donde alcanza valores de 1400 µS/cm para el influente y 1100 µS/cm para el efluente, a pesar de ello los límites máximos permisibles son de 2000 µS/cm; este rango ya tiene significancia y suele causar problemas para la vida acuática (^{Esparza, 1995}).

En el caso del TSD, el valor más alto fue de 0.945 g/L para el influente, el cual no supera 1 g/L, que es el límite permisible por la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997}. Sin embargo, para el efluente los valores promedio se encontraron en 0.639 g/L, cuando deberían ser menores a 0.500 g/L para cuerpos de agua naturales de acuerdo con WHO (2003) y para ^{Esparza (1995)}, menores a 0.300 g/L después de ser tratada el agua. A pesar de tener un valor promedio fuera de norma, los valores de OD por encima de 7 mg/L, sugieren que los valores altos en estiaje no son consecuencia de un mal proceso en las aguas residuales, sino que después de ser tratada el agua, el bordo aporta materia orgánica que incrementa los valores de TDS, ya que a valores altos de OD los TDS necesariamente tienen que disminuir.

El oxígeno disuelto es un parámetro que se ve afectado por la ele vación, temperatura, profundidad y sólidos disueltos (^{Esparza, 1995}; ^{Anónimo, 2008}), también es una variable que determina en gran medida la supervivencia de la microfauna acuática. A pesar de las variaciones durante el ciclo anual, la Tabla 1 demuestra la eficiencia de remoción de sólidos disuelto, decremento de la temperatura y conductividad, así como aumento en el potencial óxido reducción; estos parámetros afec tarán directamente en el incremento del oxígeno disuelto en la parte del efluente, en donde de tener valores de 3.64 mg/L se estabiliza en el efluente con valores de 8.026 mg/L, estos resultados se encuentra por encima de 4.0 mg/L que es el valor de cuerpos de agua con problemas de eutrofización (^{Goyenola, 2007}).

El pH es un parámetro que afecta directamente en la salud de los microorganismos acuáticos pudiendo causar su muerte, aunque los rangos que se obtuvieron para el efluente como influente se encuentran entre siete y ocho, dentro del rango de tolerancia que es entre 6.6 a 8.5 de acuerdo con ^{Jiménez y Ramos (1997)}.

Para el potencial óxido reducción, sólo se destacan los valores ne gativos que se muestran en la Tabla 1, estos indican que tiene una propiedad reductora, es decir, que existe poco oxígeno disuelto y que posterior al procesamiento del agua aumenta el oxígeno disuelto sig nificativamente.

El análisis para determinar los niveles normales en los parámetros también ayudó para corroborar que la mortandad de los organismos se debió a los compuestos tóxicos que se encontraban en el agua, y no por valores extremos en el pH, temperatura, oxígeno disuelto, conduc tividad y total de sólidos disueltos. Aunque es necesario señalar que los rotíferos y algunas especies de cladóceros pueden vivir en condiciones donde haya poco oxígeno disuelto (^{Nogrady et al., 1993}; ^{Pennak, 1989}), por otro lado el cladócero D. magna puede soportar rangos de 4 a 10 en pH según ^{Thorp y Covich (2010)} y el rotífero L. quadridentata de 6.5 a 8.5 de pH (^{Nogrady et al., 1993}), por tanto los resultados obtenidos por las pruebas de toxicidad sugieren que la muerte de los organismos en los bioensayos de toxicidad de CL₅₀ son causa de los componentes tóxicos del agua.

Los experimentos de toxicidad aguda con D. magna y L. quadriden tata se realizaron in situ y ex situ con el fin observar las afectaciones en una simulación lo más allegada a un habitad natural, sin embargo, para el rotífero L. quadridentata sólo se pudo realizar la prueba de forma ex situ ya que el tamaño del organismo complicaba el conteo de los organismos muertos para las pruebas de CL₅₀ y U.T.

Los resultados de los valores del influente durante el ciclo anual mostraron que los valores de toxicidad más bajos fueron en los me ses de noviembre a enero para L. quadridentata, mientras que para D. magna los valores más bajos se registraron de octubre a diciembre (Tablas 1-2). Estos resultados se explican por la sedimentación de los compuestos tóxicos por un decremento en la temperatura. Aunque los valores ligeramente menores en el CL₅₀ y mayores en las U.T para estos meses en D. magna son explicados por medio del contexto metodoló gico, ya que en L. quadridentata se realizaron las pruebas ex situ y en D. magna fueron pruebas in situ. Por lo cual, en las pruebas ex situ se tomaba el agua del influente y se exponían a los organismos durante 48 horas, rango de tiempo en el cual los compuestos se pueden sedimen tar, mientras que en D. magna fueron expuestos al cauce del influente, por lo que el flujo de agua los ponía en constante exposición con los tóxicos. Además, si se observa la Figura 1, es claro que el volumen del agua tratada por la planta tratadora influye directamente con los valo res de toxicidad, un ejemplo claro es la comparación entre el volumen de agua tratado contra los valores de toxicidad obtenidos para el mes de noviembre (Fig. 1).

Por otro lado, el efluente no presentó valores de CL₅₀ ni U.T. con respecto al cladócero D. magna, de hecho los organismos expuestos al cauce del efluente mostraban mayor talla y su taza de reproducción era mayor comparada con los cultivos controlados en el laboratorio, por lo tanto el efluente cumplió con lo establecido por la ^{NMX-AA-087-SCFI-2010 (2010)}, asimismo, con estos resultados obtenidos se abre el panorama para la posible implementación de técnicas de pro ducción en masa de cladóceros como comida para peces mediante la utilización de aguas residuales. Cabe destacar, que sería pertinente establecer experimentos subletales para medir repercusiones cróni cas. Paralelamente, en el periodo de marzo a mayo, en las pruebas ex situ con L. quadridentata, sí se presentaron valores de CL₅₀ y U.T. (Ver Tabla 3). A pesar de ello el rotífero L. quadridentata no es un organismo tomado en cuenta por la ^{NMX-AA-087-SCFI-2010 (2010)} como referencia metodológica, aunque de acuerdo con ^{Pérez-Legaspi y Rico-Martínez (2001)} es un organismo con mayor sensibilidad para la medición de compuestos tóxicos comparado con el cladócero D. magna, por lo que en un futuro podrían hacerse adecuaciones sobre el tipo de organismos usados en ensayos de toxicidad con el fin tener veredictos más confiables y rigurosos. Después de comparar los valo res de los parámetros fisicoquímicos entre el influente y efluente, se observó que los valores que estaban fuera de los rangos permisibles por la ^{NOM-003-SEMARNAT-1997}, se restablecen dentro del rango permisible para la norma.

El aumento en los valores de CL₅₀ y la disminución en las U.T. para L. quadridentata, además de un CL₅₀ nulo para D. magna en el efluente de la planta tratadora de la UAA, lleva a la conclusión de que el proceso de remoción de partículas toxicas que se aplicó para el agua residual durante el periodo 2007-2008 fue el adecuado.