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Introducción
El agua, es un recurso esencial para la vida e indispensable para las diversas actividades del hombre. En muchas áreas rurales no disponen de cuerpos de agua superficiales que garanticen el fácil acceso a este vital líquido, por lo que se utiliza agua subterránea como una vía alterna para su suministro. Sin embargo, el agua que llega a través de las capas del subsuelo hasta el manto freático está expuesta a diversos contaminantes, que afectan su calidad (de Paiva Magalhães, da Costa Marques, Baptista y Buss, 2015; Kumar et al., 2017).
Los rellenos sanitarios y tiraderos a cielo abierto, se han convertido en una de las fuentes principales de contaminación de aguas superficiales y subterráneas (Singh, Raju, Gossel y Wycisk, 2016); ya que, a través de los residuos sólidos urbanos, generan diversidad de agentes contaminantes que provienen de la producción de lixiviados; que con mayor frecuencia contienen diversas sustancias tóxicas (Longe y Enekwechi, 2007). Aunque la construcción de rellenos sanitarios juega un papel importante en la disposición final de los residuos sólidos urbanos, estas instalaciones tienden a generar gradualmente cantidades crecientes de elementos contaminantes como los lixiviados (Han et al., 2016). Los lixiviados se van produciendo gradualmente por la diversidad de residuos que llegan al vertedero, por lo que existe un potencial de contaminación hacia el agua subterránea (RaviKumar, Shridhar y Prakash, 2020). Generalmente estos contienen concentraciones elevadas de sustancias orgánicas e inorgánicas y elementos tóxicos; donde la composición y producción de lixiviados puede variar dependiendo de diversos factores como son la composición de residuos sólidos, el tamaño de partícula, el grado de compactación, la hidrología del sitio, la edad del relleno sanitario, la humedad y las condiciones ambientales (Longe y Balogun, 2010). Se ha reportado que la contaminación del agua subterránea ocurre dentro de un radio de 1000 m de un relleno sanitario, y se observará que a 200 m habrá un mayor grado de contaminación (Han et al., 2016). Así también, la producción de lixiviados dependerá de la edad del relleno sanitario, durante los primeros años habrá una mayor cantidad generada de este líquido y disminuirá a medida que transcurren los años. Es por esto, que durante los primeros 5 años habrá una mayor presencia de ácidos carboxílicos y iones bicarbonato alcanzando valores de pH entre 3.7 a 6.5 (Xie, Xue, Gnanendran y Xie, 2022). Cuando los rellenos sanitarios no cuentan con revestimiento de acuerdo con las especificaciones de la NOM-083-SEMARNAT-2003 (NOM-083-SEMARNAT-2003, 2004), pueden causar una mayor contaminación. Sin embargo, se ha reportado que aquellas instalaciones que cuentan con los revestimientos adecuados, pueden representar un riesgo para la calidad del agua subterránea cuando existe un resquebrajamiento en la estructura de las membranas que eventualmente puede ocurrir (Sizirici y Tansel, 2015).
Por lo anterior, el presente estudio propuso como objetivo, evaluar la calidad del agua subterránea de pozos ubicados en comunidades cercanas al relleno sanitario del municipio de Medellín, Veracruz, que permitirá identificar la influencia negativa del relleno sanitario sobre la calidad de agua subterránea que es destinada para consumo y uso doméstico en las comunidades aledañas. Se plantea la hipótesis de que ante la influencia de los lixiviados del relleno sanitario exista una alteración en la calidad del agua subterránea.
Con el fin de alcanzar el |objetivo y contrastar la hipótesis planteada, se determinarán concentraciones de parámetros fisicoquímicos como potencial de hidrógeno (pH), conductividad eléctrica (CE), turbidez (T), Demanda Química de Oxigeno (DQO), Fósforo Total (PT), Nitratos, (NO3) y Sólidos Disueltos Totales (SDT), y realizará la medición de las concentraciones de metales pesados como Pb, Cd y Cu. Estos valores se compararon con respecto a los límites máximos permisibles de la normatividad mexicana NOM-127-SSA1-2021 (NOM-127-SSA1-2021, 2022) y la normatividad internacional (OMS, 2006), (Cuadro 1).
Materiales y Métodos
Área de estudio
El estudio se realizó en el municipio Medellín de Bravo, ubicado en la zona centro del estado de Veracruz, México. La zona se abastece de agua subterránea proveniente del acuífero Costera Veracruz que se recarga por infiltración y aportes de corrientes superficiales del río La Antigua (CONAGUA, 2015). El relleno sanitario está ubicado en la localidad “El Guayabo” del mismo municipio en las coordenadas 18° 53’ 30.37” N, 96° 08’ 12.42” O, donde el clima es subhúmedo con rango de temperatura 25-33 °C y un rango de precipitación de 1100-1600 mm (SEFIPLAN, 2016).
El relleno sanitario consta de 110 ha y opera en las primeras 7 ha desde el año 2010. Recibe diariamente 1200 Mg d-1 de residuos sólidos urbanos de los municipios Boca del Rio, Medellín de Bravo, Tlalixcoyan, Jamapa, Tierra Blanca y Veracruz, que equivale al 12.8% del estado. Cuenta con una laguna artificial recubierta de geomembrana para la captación de lixiviados con capacidad de 18 952 metros cubicos.
Recolección de muestras
En el presente estudio se realizaron muestreos en 7 pozos de las localidades de El Guayabo y “El Jicaral”, que corresponden a las comunidades más cercadas al relleno sanitario. El pozo P1 se ubica cerca de las instalaciones del relleno a 50 m. Los pozos P2, P3, P4 y P5, se sitúan a más de 1500 m en la localidad de El Guayabo y los P6 y P7 a más de 3700 m en la localidad El Jicaral (Figura 1). Se realizaron dos muestreos correspondientes a temporada de “nortes” y estiaje.
Las muestras de agua se recolectaron en envases de polietileno de 1000 mL, los cuales fueron rotulados y conservados en nevera a 4 oC y transportadas al Laboratorio de Investigación de Recursos Acuáticos (LIRA) del Instituto Tecnológico de Boca del Río. La extracción del agua se realizó con bombas de agua, tomadas después de haber operado 20 minutos (Nouri, Mahvi, Jahed y Babaei, 2008). Las muestras de agua para metales pesados fueron acidificadas añadiendo ácido nítrico concentrado (HNO3) hasta lograr un pH ≤ 2, y almacenadas en refrigeración hasta su procesamiento en laboratorio. Para el análisis de las muestras para DQO, se siguió la NMX-AA-030/1-SCFI-2012 (NMX-AA-030/2-SCFI-2011, 2013) a las que previamente se adicionó ácido sulfúrico (H2SO4) c(4 mol L-1) hasta alcanzar un potencial de hidrogeno ≤ 2.
Análisis de muestras
Se realizaron por triplicado los análisis fisicoquímicos de pH, conductividad eléctrica (CE), turbidez (T), Demanda Química de Oxigeno (DQO), Fósforo Total (PT), Nitratos, (NO3) y Sólidos Disueltos Totales (SDT). Las mediciones de pH, CE y SDT se realizaron in situ, utilizando un potenciómetro portátil marca HANNA modelo HI9811-5. La turbidez, se midió con un turbidímetro portátil marca OAKTON modelo TN-100/T-100. La DQO se realizó de acuerdo con la técnica de la NMX-AA-030/2-SCFI-2011 (NMX-AA-030/2-SCFI-2011, 2013) y posteriormente se realizó una lectura en el espectrofotómetro marca Thermo Spectronic modelo 4001/4 Ser. 3SGG08500 a una longitud de 620 nm. El fósforo total se determinó por el método de la NMX-AA-029-SCFI-2001 (NMX-AA-029-SCFI-2001, 2001) y los nitratos se determinaron por el método de espectrofotometría UV de acuerdo con la NMX-AA-079-SCFI-2001 (NMX-AA-079-SCFI-2001, 2001).
Los metales analizados fueron Pb, Cd y Cu; se determinaron por espectrofotometría de absorción atómica de acuerdo las especificaciones de la NOM-117-SSA1-1994 (NOM-117-SSA1-1994, 1995). La medición se realizó en un espectrómetro Thermo Scientific iCE 3500 AAS (Thermo Scientific®, China). Se realizaron las curvas de calibración con estándares de High Purity Standards® certificados, Charleston, SC. Se utilizó el horno de grafito de gas argón (5.0 ultra alta pureza) Praxair® para la medición de Cd y Pb a una longitud de onda de 228.8 nm para Cd y 217 nm para Pb. Para Cu se realizó por espectrofotometría de flama con aire y acetileno (C2H2), óxido nitroso (5.0 pureza ultra alta) Praxair® a una longitud de onda de 324.8 nanómetros.
Análisis estadístico
Para el análisis estadístico, se aplicó un análisis de varianza (ANOVA) de una vía para evaluar diferencias significativas de los parámetros fisicoquímicos por cada pozo, y una prueba de Tukey en caso de ser significativas (P < 0.05); se utilizó el programa Statistic 7.0 (StatSoft Inc., 2004). Asimismo, los resultados fueron comparados con los límites máximos permisibles por la normatividad nacional e internacional para agua potable.
Resultados y Discusión
Los valores de turbidez más altos durante el estudio se observaron en el pozo más cercano al relleno sanitario (P1); donde la mayor turbidez se encontró durante la temporada de “nortes” con valores de 49.2±2.7 NTU y en la época de estiaje de 7.7±7.7 NTU (Figura 2a); se mostraron diferencias significativas (P < 0.05) entre el punto P1 y el resto de los sitios en época de “nortes” y estiaje; los altos valores de turbidez en P1, se deben principalmente a su cercanía al relleno sanitario, y a la fuente de contaminación que generan las excretas de aves carroñeras que abundan en el área, considerando que es un pozo que se encuentra al descubierto. De acuerdo con la normatividad nacional NOM-127-SSA1-2021 (NOM-127-SSA1-2021, 2022) e internacional (OMS, 2006), los niveles de turbidez superaron el límite máximo permisible de 4 NTU. Estos resultados son similares a los reportado por Han et al. (2014) que encontraron niveles de 1.6 y 6.6 NTU en vertederos de Henan provincia de China y Akinbile (2012) que reportaron valores de 3.5 y 1.6 NTU en Akure, Nigeria, en ambos casos observaron que la variación en la turbidez estaba influencia por la cercanía a los rellenos sanitarios con el ingreso de los lixiviados al agua subterránea.
El pH varió de 6.5±0.3 a 7.3±0.2 unidades durante la época de “nortes”, en forma similar a los valores de estiaje cuando se reportaron valores de pHs de 6.6±0.4 a 7.2±0.6 (Figura 2b), indicando que se encontraron dentro de los límites que establecen las norma oficial NOM-127-SSA1-2021 (NOM-127-SSA1-2021, 2022). No se observaron diferencias significativas en los valores de pH en ambas temporadas y entre puntos de muestreo. El valor de pH más ácido se observó en el P1 y se atribuye a la presencia de ácidos orgánicos derivados de la fermentación del exceso de materia orgánica presente; la variación del pH en el agua, se atribuye a la descomposición de la materia orgánica presente, que transforma los compuestos orgánicos en dióxido de carbono (CO2) y agua (Pérez-Roldan, 2003). Wdowczyk y Szymanska-Pulikowska (2020) mencionaron que los vertederos maduros que tienen más de 10 años, generan lixiviados alcalinos superiores a 7.5 de pH que ocurre a medida que los ácidos grasos volátiles se convierten en metano y dióxido de carbono.
Los resultados de nitratos (NO3 -), variaron de 0.11±0.01 a 2.94±0.3 mg L-1 en la temporada de “nortes” y de 0.72±0.1 a 4.54±0.9 mg L-1 durante la época de estiaje (Figura 2c). Entre los valores de nitratos en los pozos P1 y P2 mostraron diferencias significativas en ambas temporadas, presentándose mayor concentración en la época de estiaje respecto a la de “nortes”. Los resultados son similares a lo reportado por Jinwal y Savita (2008) que encontraron valores en el rango de 0.1-16.8 mg L-1 así como con León-Gómez, Cruz, Dávila, Velasco y Chapa (2015) que reportaron valores de 1.1-23.0 mg L-1. No obstante, a pesar de que los valores de nitratos se encontraron dentro de los límites normativos de 11 mg L-1 NOM-127-SSA1-2021 (NOM-127-SSA1-2021, 2022), los valores más altos de observaron en los pozos P1 y P2, que se encuentran más cercanos al relleno sanitario. Generalmente, el nitrógeno en el agua, puede estar en forma de amoniaco (NH3), nitratos (NO3 -) y nitritos (NO2 -) y debido a que los nitritos son menos estables, se transforman rápidamente en nitratos, es por esto, que tanto en aguas superficiales como subterráneas predominan la presencia de nitratos (Pacheco-Ávila y Cabrera, 2003). La presencia de nitratos en el agua subterránea puede indicar contaminación por materia orgánica que se transforma por la oxidación bacteriana (De Miguel-Fernández y Vázquez, 2006), aunque se ha reportado que la principal fuente de la contaminación en los acuíferos se debe al uso excesivo de fertilizantes en zonas agrícolas (Silva, Cobelas y González, 2017), en la zona de estudio no existen sistemas agrícolas intensivos, por lo que demuestra que los valores de nitratos en el agua subterránea se debe a la influencia de los lixiviados del relleno sanitario.
Los valores de DQO en el presente estudio, oscilaron entre 68±6.0 y 488±2.0 mg L-1 en la temporada de “nortes” y de 11.0±4.0 y 144.3±8.7 mg L-1 durante el estiaje (Figura 2d). El parámetro de DQO no está especificado en la normatividad para agua potable, pero es un indicador del grado de contaminación; permite identificar la presencia de materia orgánica e inorgánica que puede ser procedente de los lixiviados del relleno sanitario (Reyes-López, Ramírez, Lázaro, Carreón y Garrido, 2008). Se encontró que los resultados del presente estudio fueron similares a lo reportado por Smahi, Hammoumi y Fekri (2013) que encontraron valores de DQO de 67 a 113 mg L-1 en agua subterránea, y los autores lo relacionaron al alto contenido de materia orgánica influenciada por un vertedero cercano. Así también Vaverková et al. (2020), encontraron valores de DQO de 140-490 mg L-1, mientras que Mishra, Tiwary, Ohri y Agnihotri (2019) reportaron concentraciones de 17 a 181 mg L-1. Los niveles de DQO fueron más altos en pozo P1 en ambas épocas analizadas, donde el mayor nivel se encontró durante la época de “nortes”. De acuerdo a CONAGUA (2015), la calidad del agua se clasifica como Buena Calidad en un rango de 0 > DQO ≤ 20, Aceptable de 20 > DQO ≤ 40 y Contaminada de 40 > DQO ≤ 200 y Fuertemente Contaminada de DQO > 200. De acuerdo con lo anterior, los pozos P2, P3, P4 y P6 se consideran con una calidad de agua Aceptable en la temporada de estiaje. Sin embargo, los pozos P2, P3, P4, P6 y P7 en la época de “nortes” y los puntos P1, P5 y P7 de la época de estiaje indicaron que el agua está contaminada, mientras que los puntos P1 y P5 de la temporada de “nortes”, se encontraron en la clasificación de fuertemente contaminada. Lo anterior indicó que el agua subterránea tiene un alto contenido de materia orgánica que llega a través de la infiltración de los lixiviados del relleno sanitario.
Por otro lado, los valores del PT (fósforo total), mostraron valores de 0.11±0.02 a 0.24±0.03 mg L-1 en temporada de “nortes”, observando diferencias estadísticas entre P1 y el resto de los pozos analizado; mientras que en época de estiaje los valores oscilaron entre 0.30±0.03 a 0.02±0.004 mg L-1, donde se observaron diferencias entre el pozo P1, P6 y P3 en la época de estiaje (Figura 2g). El fósforo generalmente se encuentra en aguas naturales y aguas residuales en forma de ion fosfato (PO4 -) que se forma a partir del fósforo inorgánico (Bolaños-Alfaro, Cordero y Segura, 2017). De acuerdo a la OMS, el límite máximo permitido de fosfato en el agua potable es 0.1 mg L-1, por lo que se observó que todos los pozos durante la época de “nortes” se encontraron por encima de los límites, y el punto P1 en la época de estiaje. Estos datos son similares a los reportados por Rodríguez, De Asmundis y Martínez (2016)), que encontraron los valores más altos de fosfato durante la época de invierno en agua subterránea (0.020-0.033 mg L-1). Asimismo, fueron semejantes a los reportados por Najafi et al. (2019), que indicaron valores de fosfato en las muestras de agua subterránea entre 0.17 y 0.72 mg L-1, por su parte Longe y Balogun (2010) reportaron valores de 0.7-15.2 mg L-1 de fosfato en agua subterránea cerca de un vertedero municipal en Nigeria.
En el caso de CE y SDT, considerados como indicadores de la cantidad de material disuelto en el agua de pozo, mostraron valores de conductividad de 340.0±27 a 630.0±14 mS cm-1 en época de "nortes” y 560.0±8 a 810.0±28 mS cm-1 en estiaje; con diferencias significativas en todos los pozos analizados (Figura 2f). Los valores de SDT variaron de 160.0±6.2 a 310.0±17 mg L-1 en “nortes” y 280.0±11 a 390.0±20 mg L-1 en estiaje, e indicaron diferencias significativas (P < 0.05) entre todos los sitios analizados (Figura 2e). Aderemi, Oriaku, Adewumi, Otitoloju (2011) mencionaron que los valores de SDT y CE, son indicadores valiosos del contenido total de sales disueltas en el agua subterránea que sugieren una transferencia descendiente de lixiviados del relleno sanitario al acuífero. La CE está correlacionada directamente con los SDT, y se atribuyen a la presencia de cationes y aniones como potasio, cloruro, sodio, sulfato, nitrato, etc. (RaviKumar et al., 2020).
En relación con los metales pesados, los resultados de Pb estuvieron entre 0.063±0.009 a 0.120±0.012 mg L-1 en temporada de “nortes”, mientras que 0.108±0.012 a 0.137±0.012 mg L-1 durante el estiaje, en ambas temporadas, lo valores se encuentran fuera de los límites máximos permisibles de la normatividad mexicana NOM-117-SSA1-1994 (NOM-117-SSA1-1994), la EPA (1996) y la OMS (2006), (Cuadro 1); se observó que la concentración fue mayor durante la época de estiaje. En la temporada de “nortes” se observaron diferencias estadísticas entre P1 y el resto de los sitios analizados, pero no se observaron diferencias durante temporada de estiaje (Figura 3).
Los valores de Cd fueron de 0.029±0.006 a 0.032±0.005 mg L-1 en la época de “nortes”, mientras que fueron mayores en la época de estiaje oscilando de 0.103±0.011 a 0.121±0.009 mg L-1, donde indicaron que, en ambos casos los niveles superaban a los límites máximos permisibles por la normatividad nacional e internacional. En el caso particular del Cu, los valores que fueron desde 0.109±0.015 a 0.197±0.009 mg L-1 en la temporada de “nortes” y 0.100±0.016 a 0.120±0.013 mg L-1 en temporada de estiaje y en ambos muestreos, los valores estuvieron dentro de la normatividad, sin embargo, se observaron que los niveles eran mayores en la época de “nortes”, caso contrario al Pb y Cd. Los valores solo mostraron diferencias significativas (P < 0.05) entre los todos los puntos en la época de “nortes”.
Los resultados son similares a los reportados por Talalaj y Biedka (2016), que encontraron niveles de 0-05-0.15 mg L-1 en Pb, 0.38-0.085 mg L-1 en Cu y 0.005-0.70 mg L-1 en Cd, de igual manera se asemejan a Tahiri, Laziri, Yachaoui, El Allaoui y Tahiri (2017), que reportaron concentraciones de 0.014 mg L-1 de Cd, 0.0.04 mg L-1 de Pb y 1.101 mg L-1 de Cu, que indica el inicio de la contaminación por la influencia del relleno sanitario sobre la calidad del agua. Wdowczyk y Szymanska (2020) reportaron en un relleno sanitario activo 0.004 mg L-1 de Cd, 0.065 mg L-1 de Pb y 0.352 mg L-1 de Cu en agua subterránea cerca de un relleno sanitario fuera de operación, que observaron que aun cuando el relleno siga sin operación existe una influencia del relleno sanitario. Debido a que los niveles de concentración de Pb y Cd superan la normatividad nacional e internacional, pueden tener consecuencias nocivas en la salud de los seres vivos (Okereafor et al., 2020), afectando significativamente la salud de la población, debido a que están clasificados como carcinógenos, ya que pueden bioacumularse en el cuerpo humano porque son elementos que no tienen función biológica (De Paiva Magalhaes et al. 2015; Ali, Khan y Ilahi, 2019).
La comparación entre la concentración de metales, mostraron que en la época de “nortes” fue donde se observaron mayores variaciones, observando un comportamiento de Cu > Pb > Cd (Figura 4). No obstante, los valores de Pb y Cd sobrepasaron los límites regulatorios mostrando riesgo para el consumo. En la época de Estiaje el comportamiento fue de Pb > Cd > Cu, que no mostraron diferencias significativas entre los puntos.
Conclusiones
Los resultados del estudio demostraron que la proximidad del relleno sanitario tiene efectos sobre la calidad del agua, esto se observó con los valores de turbidez, DQO, Fósforo y CE en pozos más cercanos al relleno sanitario. Se encontró que los valores de turbidez, DQO y fósforo fueron mayores en la época de “nortes”, mientras que los nitratos, la CE y los SDT fueron más elevados en la época de estiaje a causa de una mayor temperatura. Se observó que los niveles de DQO indicaron que la calidad del agua subterránea está siendo afectada por la cercanía al relleno sanitario, esto indicó que el agua no es apta para consumo, ya que el 57% de los pozos se consideran contaminadas. El fósforo en la época de “nortes” superó los límites máximos permisibles de la normatividad la OMS para consumo.
Las concentraciones de Pb y Cd reportadas se encontraron por arriba de los límites máximos permisibles de la normatividad mexicana y de la OMS (2006) en ambas temporadas, eso indica que el agua no es apta para consumo y podrá tener efectos en la salud.
De acuerdo a lo anterior, se sugiere que la cercanía al relleno sanitario mostró que está causando afectaciones en la calidad del agua subterránea, ya sea por los lixiviados pueden llegar por infiltración al agua subterránea, o por escorrentía hasta cuerpos de agua superficiales. Es necesario contar con la vigilancia de la calidad del agua subterránea cercanas al relleno sanitario de Medellín de Bravo, Ver., a medida que siga aumentando la cantidad de residuos sólidos urbanos en el relleno sanitario y buscar alternativas del tratamiento del agua destinada para consumo.
Disponibilidad de Datos
Todos los datos analizados durante este estudio se incluyen en este artículo.
Contribución de los Autores
Conceptualización: P.Z.R., e I.A.A.E. Metodología: P.Z.R., I.A.A.E., R.G.B.R. y CH.R.V. Análisis formal: P.Z.R., e I.A.A.E. Investigación: P.Z.R., I.A.A.E., R.G.B.R. y CH.R.V. Recursos: P.Z.R. e I.A.A.E. Escritura: P.Z.R. e I.A.A.E. Supervisión: P.Z.R., I.A.A.E., R.G.B.R. y CH.R.V. Adquisición de fondos: P.Z.R., I.A.A.E.
