Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina by Editorial Pontificia Universidad Javeriana

En el marco del proyecto “Contribución de las Universidades Católicas Latinoamericanas a la Relacionados con este Recurso”, Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos

(Viene de la solapa anterior.)

hídricos en América Latina presenta los resultados

Autores Universidades participantes:

latinoamericanas (Pontificia Universidad Católica de Córdoba, Pontifícia Universidade Católica do Paraná, Pontifícia Universidade Católica do Rio buco y Pontificia Universidad Javeriana), con la guía y el acompañamiento de la Universitat Ramon Llull (Barcelona, España) y el apoyo administrati-

Pontificia Universidad Javeriana Aura Marina Pedroza-Rodríguez Carlos Enrique Daza Catalina Ospina Jorge Andrés Fernández-González Paola Bohórquez

vo, cientifico y financiero del Centro Coordinador de la Investigación de la Federación Internacional de Universidades Católicas (cci-fiuc). Los artículos abordan, desde diferentes disciplinas, la gestión del recurso hídrico y su conservación. El enfoque central está en las cuencas hidrográficas, haciendo énfasis en su caracterización, las causas de su deterioro y las intervenciones enfocadas a implementar sistemas de tratamiento que mejoren la calidad de sus aguas. Algunos de sus capítulos incluyen el trabajo con las comunidades y la necesidad de que estas se apropien de los ríos como parte fundamental de sus vidas y la responsabilidad que tenemos todos en su cuidado y conservación. Asesoría científica:

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Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina

Grande do Sul, Universidade Católica de PernamAportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina

Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul Betina Blochtein Gerti Weber Brun Regis Alexandre Lahm Letícia Paranhos M. de Oliveira Evérton Quadros

de los proyectos realizados por cinco universidades

María Claudia Campos Pinilla Gerti Weber Brun - editor a s

Protección del Agua y a la Reducción de los Riesgos

Autores Universitat Ramon Llull Miquel Gassiot i Matas Universidad Católica de Córdoba Adriana Welter Maribel Martínez Wassaf Yanina Grumelli Belquis Aguirre Mariángeles Díaz Panero Pontifícia Universidade Católica do Paraná Carlos Mello Garcias Alessandro Bertolino Liz Ehlke Cidreira Stéphanie Louise Inácio Castro Universidade Católica de Pernambuco Arminda Saconi Messias Sergio Carvalho de Paiva Goretti Sonia da Silva Luiz Vital Fernandes Cruz da Cunha Odalisca Cavalcanti de Morais (Continúa en la solapa trasera.)

Gerti Weber Brun María Claudia Campos Pinilla editor as

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Gerti Weber Brun María Claudia Campos Pinilla Editoras

Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina

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Reservados todos los derechos © Pontificia Universidad Javeriana © Varios autores © Gerti Weber Brun y María Claudia Campos Pinilla, editoras Primera edición: Bogotá, d. c., febrero de 2016 isbn: 978-958-716-905-8 Impreso y hecho en Colombia Printed and made in Colombia Editorial Pontificia Universidad Javeriana Carrera 7 n.° 37-25 oficina 1301 Edificio Lutaima Teléfono: 3208320 ext. 4752 www.javeriana.edu.co/editorial Bogotá, d. c. Federación Internacional de Universidades Católicas Centro Coordinador de la Investigación 21, Rue d’Assas 75270 Paris Cedex 06 Francia www.fiuc.org

Corrección de estilo: Juan Solano Roanita Dalpiaz Diagramación: Nathalia Rodríguez G. Diseño de cubierta: Nathalia Rodríguez G. Impresión: Javegraf El contenido de este libro es de exclusiva responsabilidad de los miembros de los equipos de investigación y no comprometen el pensamiento ni las opiniones de las universidades relacionadas ni de la Federación Internacional de Universidades Católicas.

Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina / editoras Gerti Weber Brun, María Claudia Campos Pinilla. -- Primera edición. -- Bogotá: Editorial Pontificia Universidad Javeriana, 2016. 190 páginas: ilustraciones, gráficas y mapas; 24 cm Incluye referencias bibliográficas. isbn: 978-958-716-905-8 1.

– américa latina. 2. investigación ambiental – américa latina. 3. utilización – américa latina. 4. conservación del medio ambiente – américa latina. 5. embalses – américa latina. 6. hidrología – américa latina. 7. estudios ambientales – américa latina. 1. Weber Brun, Gerti, editora. 2. Campos Pinilla, María Claudia, editora. I. Pontificia Universidad Javeriana. recursos hídricos

del agua

CDD 333.91 edición 21 Catalogación en la publicación - Pontificia Universidad Javeriana. Biblioteca Alfonso Borrero Cabal, S.J. inp.

Febrero 17 / 2016

Prohibida la reproducción total o parcial de este material, sin autorización por escrito de la Pontificia Universidad Javeriana.

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Contenido Lista de siglas Introducción. El agua y su ciclo: algunos conceptos, consideraciones y expectativas

Universitat Ramon Llull, Barcelona (España)

Recuperación del embalse San Roque: relevamiento de estado, investigación de causas contaminantes y propuestas de remediación

Universidad Católica de Córdoba (Argentina)

Revitalização do Rio Belém. Meu rio: minha vida

Pontifícia Universidade Católica do Paraná (Brasil)

Estudos limnológico e ambiental do rio Capibaribe, município de Recife, estado de Pernambuco, Brasil

Universidade Católica de Pernambuco (Brasil)

Projeto “Nosso Rio”: Ação Educativa e Zoneamento Ambiental na Bacia Hidrográfica do Guaíba, Rio Grande do Sul, Brasil

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Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul (Brasil)

Evaluación del sistema Fenton heterogéneo para el tratamiento de aguas residuales

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Pontificia Universidad Javeriana (Colombia)

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Lista de siglas 700 us h 2o 2 Carbón activado obtenido por pirólisis a 700 °C y peróxido de

hidrógeno apac Agência Pernambucana de Águas e Clima, Brasil apha American Public Health Association, Estados Unidos app Áreas de Preservação Permanentes astm American Society for Testing Materials aw wa American Water Works Association, Estados Unidos bam Bacterias aerobias mesófilas ca Carbón activado cci Centro de Coordinación de la Investigación (fiuc ) ce Concentración efectiva cf Coliformes fecales ci Concentración inhibitoria cirsa Centro de Investigaciones de la Región Semiárida, Argentina cl Concentración letal conama Conselho Nacional do Meio Ambiente, Brasil cot Carbón orgánico total ct Coliformes totales dbo Demanda bioquímica de oxigênio dbo 5 Demanda biológica de oxígeno durante cinco días dipas Dirección Provincial de Agua y Saneamiento, Córdoba, Argentina dqo Demanda química de oxígeno dt Dureza total ec Estação coleta eta Estação de tratamento de água ete Estações de tratamento de efluentes fapergs Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado do Rio Grande do Sul, Brasil fiuc Federación Internacional de Universidades Católicas / Federação Internacional das Universidades Católicas gbai Grupo de Biotecnología Ambiental e Industrial (puj), Colombia

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gifuj

Grupo de Fitoquímica (puj), Colombia gpdn Grupo de Películas Delgadas y Nanofotónica (puj), Colombia ibge Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística, Brasil ihi Método de impregnación húmeda incipiente ima Instituto do Meio Ambiente (pucrs), Brasil ina Instituto Nacional del Agua, Argentina indec Instituto Nacional de Estadísticas y Censos, Argentina mi Método de intercambio np Nanopartículas od Oxígeno disuelto orp Potencial de óxido-reducción pda Projeto de Despoluição Ambiental pib Producto interno bruto / Produto interno bruto poa Proceso de oxidación avanzada prs Fósforo reactivo soluble pt Fósforo total pucpr Pontifícia Universidade Católica do Paraná, Brasil pucrs Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul, Brasil puj Pontificia Universidad Javeriana, Colombia rcp Rede Paranaense de Comunicação, Brasil ros Especies reactivas de oxigeno Sanepar Companhia de Saneamento do Paraná, Brasil ss Sólidos sedimentables ssam Sustancias surfactantes al azul de metileno o detergentes ssee Sustancias solubles en éter etílico st Sólidos totales tds Sólidos disueltos totales tss Sólidos totales suspendidos ucc Universidad Católica de Córdoba, Argentina unesco United Nations Educational Scientific and Cultural Organization unicap Universidade Católica de Pernambuco, Brasil unicef United Nations International Children’s Fund wef Water Environment Federation who World Health Organization

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Introducción El agua y su ciclo: algunos conceptos, consideraciones y expectativas Miquel Gassiot i Matas*

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Ingeniero químico, doctor en Ciencias Químicas, profesor emérito del Instituto Químico de Sarriá (iqs) de la Universitat Ramon Llull y miembro de la Real Academia de Ciencias y Artes de Barcelona, España. Correo electrónico: mgassiot@iqs.url.edu. El autor agradece al Dr. Rafael González-Olmos, profesor del iqs de la Universitat Ramon Llull, su colaboración y sugerencias en la redacción de este texto.

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En el 2006 la Federación Internacional de Universidades Católicas (fiuc ) tomó la iniciativa de promover estudios y trabajos de investigación en temas relacionados con el medioambiente. Con este objetivo se gestionó esta nueva línea de actividad del Centro de Coordinación de la Investigación (cci) de la fiuc, con un enfoque interdisciplinario, dada la amplitud y complejidad de los contenidos que se pretendían estudiar. Por esta razón, también se fomentó la colaboración entre las universidades interesadas en estas cuestiones, de acuerdo con sus intereses y especialidades científicas, procurando compensar debilidades con fortalezas. Un aspecto fundamental de estos proyectos es la dimensión formativa, extendida a toda la comunidad que participara en la investigación, para hacer más sostenible nuestro propio comportamiento con el entorno. El primer proyecto puesto en marcha en 2006 y terminado en 2009 fue “Formación de técnicos para mejorar la fertilidad del suelo en países en vías de desarrollo”. En este estudio participó la Pontificia Universidad Javeriana (Colombia); la Universidade Católica de Pernambuco (Brasil); la Universidad Católica de Oriente, Rionegro (Colombia); la Universidade Católica de Pelotas, Pelotas (Brasil); y la Universitat Ramon Llull, Barcelona (España). Los resultados de aquella investigación dieron lugar a varios artículos científicos, algunos de los cuales fueron publicados en la revista Symposium (2012). Por otra parte, atendiendo al carácter formativo del proyecto y a las sugerencias recibidas, fue editada una cartilla de divulgación de las técnicas y buenas prácticas para el reciclado de materia orgánica: una versión en español y otra en portugués, con el objetivo de contribuir a la mejora del rendimiento de cultivos y a la elaboración de compost con garantías sanitarias. En este proyecto participaron más de 125 personas entre investigadores, profesores, alumnos y agricultores. Otro resultado no menos importante fue la consolidación de un equipo de trabajo internacional, muy motivado por los resultados obtenidos, que manifestó gran entusiasmo para abordar proyectos similares, siendo el tema del agua con toda su amplitud un objetivo de interés general.

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Con estos precedentes es comprensible que en el 2011 el cci propusiera dedicar una especial atención al agua, cuestión de vital importancia que afecta decisivamente al desarrollo y la salud de la humanidad y, de forma más grave aún, a los países en vías de desarrollo. El objetivo de esta introducción es situar conceptualmente al lector en los contenidos de este texto, que reúne parte de los resultados del proyecto “Gestión del agua: agua, medioambiente y salud”, iniciado en octubre del 2011 y terminado en octubre del 2014. Este estudio e investigación fueron posibles gracias a la colaboración del cci de la fiuc con la participación de la Pontifícia Universidade Católica do Paraná (Brasil); la Pontificia Universidad Javeriana (Colombia); la Universidade Católica de Pernambuco (Brasil); la Universidade Católica do Rio Grande do Sul (Brasil); la Universidad Católica de Córdoba (Argentina); y la Universitat Ramon Llull de Barcelona (España). Un aspecto destacado en la primera reunión de trabajo de este proyecto fue dedicar un especial esfuerzo para compartir conocimientos y homologar criterios entre todos los investigadores sobre los problemas de suministro de agua, la gestión de los recursos hídricos y las normativas correspondientes en los países de las universidades participantes. El resultado de este primer trabajo fue la publicación del libro Gestión del agua en América del Sur. Estado de los recursos hídricos en Argentina, Brasil y Colombia (Campos y Saconi, eds., 2013). Este estudio de base puede ser de ayuda para proponer soluciones, en cada caso, que estén al alcance económico de estos países y de sus pequeñas comunidades. En este primer encuentro también se manifestó, de forma casi angustiosa, la necesidad de poner en marcha programas de formación para un uso correcto y racional del agua, teniendo en cuenta que este bien esencial es limitado. Los seres vivos precisamos y consumimos agua pura y salubre, de acuerdo con las exigencias de cada uno, tal como lo vemos y hemos experimentado en nuestro planeta. De hecho, la experiencia propia y la teoría de la evolución nos muestran que la vida, o sea los seres vivos (fauna y flora), se ha adaptado de acuerdo con las disponibilidades de agua del entorno en el cual se desarrolla. La vida ha proporcionado medios a los seres para buscar y encontrar agua, e incluso desplazarse para alcanzar este objetivo biológico esencial. El agua y el oxígeno del aire son las dos sustancias básicas necesarias para la existencia de vida. Es evidente que los seres vivos, nosotros también, necesitan y necesitamos muchas otras sustancias para vivir, crecer, desarrollarnos y reproducirnos. Pero sin agua y sin aire la vida, nuestra vida, tendría los minutos contados. Conviene tener en cuenta, en el marco de esta reflexión, que el aire contiene oxígeno en la concentración adecuada para la vida (20 % en volumen), nitrógeno (casi un 80 %) y otros gases en pequeñas proporciones —como el dióxido de carbono (CO2 ) a nivel de partes por millón—. No obstante, la fuerza de la vida es extraordinaria e imprevisible y, ante la carestía o 14

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incluso ausencia de algunas sustancias esenciales, la misma vida pondrá en marcha mecanismos evolutivos sorprendentes para asegurar su continuidad. Respecto a la entrada y salida de materia en cantidades significativas, nuestro planeta ha sido un sistema cerrado. Si bien disponemos de cantidades enormes de agua y oxígeno, las medidas disponibles de ambas sustancias son limitadas: son las mismas desde el Cuaternario. Si nos limitamos a la especie humana, el relato de nuestra historia es una constante peregrinación en busca del agua, no exenta de violencia entre nosotros mismos y también llena de agresiones al entorno natural. Un ejemplo reciente es la desaparición del Mar de Aral, que desde 1960 hasta final del siglo xx se redujo 90 % por la absurda política de irrigación de la Unión Soviética en Uzbekistán. El agua, origen de la vida en el medio acuático, es un bien indispensable para nuestra existencia, nuestra economía y para la producción de alimentos, además de un sustrato esencial como medio de comunicación y transporte. El agua de los mares y océanos hizo posible el acceso a otros “mundos”, descubiertos o conquistados en busca de poder y riquezas. Ahora estudiamos las posibilidades de encontrar en otros planetas lo que tememos agotar en el nuestro.

el ciclo hidrológico del agua

La humanidad siempre ha sentido preocupación por el acceso al agua para saciar su sed física y sociológica. Sin embargo, en general, vivimos como si el agua fuera inagotable. Una vez instalados en un espacio hidrológicamente adecuado, y en algunos casos confortable, los humanos somos poco conscientes de que debemos tener siempre una visión global del agua pues su ciclo —proceso natural por el cual las aguas usadas se regeneran en puras— es limitado. Para acceder al tema del ciclo hidrológico, es necesario referirse a la magnitud usada para expresar las grandes cantidades de agua en la naturaleza. La unidad es el kilómetro cúbico y la magnitud mil kilómetros cúbicos: 103 km3. De esta forma se miden y expresan numéricamente los intercambios globales de agua entre los océanos, la tierra firme y las reservas de lagos y acuíferos. Debe tenerse muy presente que los océanos contienen la mayor parte de la inmensa cantidad de agua en nuestro planeta: 1,4 x 109 km3 de los 1,5 mil millones de kilómetros cúbicos totales (1,5 x 109 km3). Aproximadamente, hay 0,029 x 109 km3 de hielo en los casquetes polares y glaciares y 0,015 x 109 km3 de agua en ríos, lagos y acuíferos subterráneos, es decir, aguas dulces congeladas y líquidas. En consecuencia, el agua líquida no salada disponible en la tierra apenas llega al 1 % de la del total del 15

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planeta. Según Baumgartner y Reichel (1975), si los hielos de los polos y de todos los glaciares se fundieran en poco tiempo, el nivel de los océanos subiría 80 cm. Según estos autores, ha sido posible estimar la cantidad de agua que se transfiere en forma de vapor desde las superficies de agua en 26 litros por metro cuadrado como promedio. Es evidente que se dan grandes diferencias alrededor de este dato entre las latitudes bajas y las altas de nuestro planeta. Para el cálculo de balances hídricos en una cuenca o zona geográfica determinada se recurre a la siguiente fórmula ampliamente aceptada: P = Es + In + EVTP, en la que: P es la pluviometría media anual recibida en una determinada área. Es corresponde a la escorrentía media anual, agua que circula por la superficie de la zona estudiada en forma de torrentes, ríos, etc. In, que generalmente es la incógnita del problema, es la infiltración o el agua que alimenta el subsuelo y los acuíferos. EVTP representa la evapotranspiración que se considera una constante dependiente de la situación latitudinal y geográfica y determina el clima.

Para el estudio de balances globales del ciclo del agua entre los océanos y la tierra firme, se utiliza la magnitud 103 km3 de agua referida a un año, que adoptamos en este texto como: 103 km3 (A). Según Baumgartner y Reichel, de los océanos se evaporan como promedio 430 x 103 km3 (A), de los cuales 391 x 103 km3 (A) se precipitan como lluvia nieve o granizo directamente en los mismos mares u océanos. La diferencia, unos 38 x 103 km3 (A), se transporta como vapor al interior de los continentes. A esta cantidad de vapor global se suman 71 x 103 km3 (A) que corresponden a la transpiración de la flora, fauna, suelos y a la evaporación de los lagos y ríos. El total de los 38 y 71 x 103 km3 de agua (es decir, 109 x 103 km3) de vapores que llegan o se generan en los continentes, acaba precipitando en las cotas más altas con el aire más frio. Nótese que la diferencia entre el aporte continental de vapor de agua y la correspondiente precipitación es negativa: -38 x 103 km3 (A); esta cantidad se cubre gracias al aporte oceánico. El balance se cierra prácticamente a cero por los 35 x 103 km3 (A) de agua líquida procedente de las lluvias en las partes más altas que acaba en el mar mediante las escorrentías y la percolación, y los 3 x 103 km3 (A) que es depositada en los lagos continentales (Figura 1).

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Transporte de vapor

Precipitación Evaporación

430

Transpiración

Escorrentías

Evaporación

Precipitación

391

RÍO

LAGO

OCÉANO

Percolación

TIERRA Flujo de agua subterranea

Flujo de retorno

Figura 1. Ciclo global del agua. Adaptado de Baumgartner y Reichel (1975). Los valores del ciclo son anuales y están dados en 103 km3.

Si se realizara este balance hidrológico parcial en diferentes partes de nuestro planeta encontraríamos resultados muy diferentes y este, probablemente, no sería cero. Esto explica la existencia de zonas de gran aridez o, al contrario, de gran riqueza hídrica. Estas diferencias se explican, en parte, por las corrientes del agua oceánica que generan importantes cambios de temperatura en las zonas costeras, lo cual da lugar a importantes gradientes de temperatura en los sistemas tierra, océano y aire en zonas determinadas. Estas diferencias térmicas dan lugar a importantes desequilibrios en los procesos de evaporación, condensación y precipitación. Un ejemplo clásico es el Fenómeno del Niño en el Pacífico Oriental, frente a las costas de Perú y Ecuador. Este suceso se explica por la superposición de la corriente de agua cálida que procede con menor densidad del norte, sobre el agua más fría de la corriente de Humboldt que llega del sur, siguiendo las costas de Chile. Como ya se ha dicho, la propia naturaleza dispone del proceso adecuado para la continua renovación o purificación del agua: el ciclo hidrológico. El fundamento físico de este proceso es el fenómeno de evaporación desde las grandes superficies de agua líquida hacia la atmósfera, hasta alcanzar la saturación, que es la máxima concentración de agua que puede contener la atmósfera a una determinada temperatura. Este proceso requiere energía, puesto que el agua es uno de los compuestos químicos con mayor calor latente de evaporación: 538,7 kcal/kg a 100 ºC. 17

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Cuando el agua evaporada asciende por la columna de aire situada sobre la correspondiente zona de evaporación, accede a zonas más y más frías hasta que las moléculas de vapor de agua alcanzan la temperatura de saturación. En esta situación de saturación, la distancia media entre moléculas de agua es tan pequeña que en promedio estas no tienen suficiente energía para vencer las fuerzas de atracción entre ellas. Este hecho conduce inexorablemente a la formación de gotas: nieblas o lluvia. La condensación del vapor de agua implica desprendimiento de calor, o sea la energía calorífica de condensación que equivale a la de vaporización. Este calor se difunde en el entorno de la zona en la que ocurre la condensación. Tal proceso de evaporación y condensación del agua tiene una gran influencia en el balance de energía en nuestro planeta. Según Kondratev (1972), casi un 50 % de la energía solar absorbida por la superficie de la tierra se consume en la evaporación del agua: básicamente por conducción térmica, las moléculas de agua toman el calor latente de la materia que tienen en su entorno y lo ceden a la atmósfera al condensarse. Puesto que el proceso de evaporación es predominante en las bajas latitudes, este calor latente será cedido al condensar el vapor de agua en latitudes superiores. De esta forma el calor latente de vaporización y condensación del agua es el contribuyente más importante en el transporte de calor en la atmósfera desde bajas a altas latitudes. Actualmente se dispone de datos sobre el movimiento global de las enormes cantidades de agua que naturalmente realiza el ciclo hidrológico en nuestro planeta a lo largo de un año. Según cálculos y medidas realizadas por Baumgartner y Reichel (1975), cada año se evaporan de forma natural 501 x 103 km3 de agua de los océanos mares y lagos, junto con la evapotranspiración. Esta enorme cantidad de agua se condensará en forma de lluvia, nieve o granizo de acuerdo con complejas y variables condiciones meteorológicas por diferentes partes de la superficie de la tierra. El 80 % de esta agua dulce que precipita en forma de lluvia o nieve y cae directamente en los océanos y mares (Baumgartner y Reichel, 1975), mientras el resto va a tierra firme. A pesar de lo mucho que se ha investigado sobre el ciclo del agua, los factores que pueden influir sobre este proceso son casi innumerables, si bien las magnitudes globales no son afectadas significativamente. Sin embargo, son numerosas y poco conocidas o previsibles las variables que influyen decisivamente en la distribución y régimen de las precipitaciones. Se dispone ahora de gran cantidad de información meteorológica y de muchas series de datos que abarcan cien o incluso más años. Estos datos, junto a la gran capacidad de cálculo disponible hoy, permiten realizar previsiones meteorológicas cada vez más acertadas e incluso estacionales. Toda esta información permite establecer la hipótesis de que uno de los factores que más pueden afectar al régimen de lluvias es el cambio climático que sufre la tierra, hacia temperaturas medias más elevadas.

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el ciclo del agua y la humanidad

A pesar de la gran cantidad de agua que el ciclo hidrológico es capaz de mover y purificar, es cada vez mayor la preocupación para disponer de agua en condiciones adecuadas para el consumo humano. Afortunadamente la hidrosfera contiene aguas superficiales: ríos, lagos y, además, generosos acuíferos subterráneos que son reservas acumuladas durante millones de años. Pero ahora acudimos a ellas para obtener agua y conseguir una mejor distribución, que no dependa exclusivamente de los inmediatos caprichos meteorológicos o climáticos. La población humana mundial ya superó los 7 000 millones de personas (7 x 109) y las previsiones demográficas indican que en medio siglo se podrán alcanzar los 10 000 millones de habitantes si la especie continúa creciendo al mismo ritmo. Si relacionamos la capacidad global de regeneración que tiene el ciclo del agua con la población actual, llegaremos a un resultado que merece especial atención. La capacidad del ciclo, según Bengtsson (2010), es de 109 x 103 km3 por año, que dividida por el número de habitantes actuales (7 x 109) da 1,6 x 104 m3 por persona y año; esto equivale a 43,8 m3 por día y persona. Pero debe tenerse en cuenta que esta es la totalidad del agua que ofrece el ciclo y que debe distribuirse entre la agricultura, la actividad industrial, la ganadería, la satisfacción de las necesidades humanas y la continuidad del sistema ecológico mundial. Según la Organización Mundial de la Salud (oms), el consumo medio mundial de agua se distribuye de la siguiente forma: Agricultura, 65 %; industria, 25 % y uso humano, 10 %. De acuerdo con estas proporciones, cada ser humano debería disponer como máximo de 4,38 m3 por día. De ser así, estaríamos suponiendo que los consumos de la oms abarcan el 100 % de la capacidad del ciclo hidrológico: situación insostenible, porque cada persona consumiría toda el agua aportada por el ciclo del agua, puesto que la actividad agrícola e industrial usaría el restante 90 %. Está claro que en caso de usar toda el agua purificada por el ciclo natural, toda ella sería devuelta como aguas usadas: grises (residuales que provienen del uso doméstico, lavado de personas o ropas) o negras (residuales cloacales que provienen de los inodoros), según la terminología de los especialistas. Si se llegara a este consumo máximo teórico, no quedarían aguas naturales para cubrir los cauces originales: los ríos y los acuíferos. Esto conduciría a un desastre ecológico irreversible. En este caso extremo, los cauces naturales serían conductos de aguas residuales en los que la vida se haría imposible tal como la conocemos ahora. Afortunadamente el consumo de agua por la actividad humana está lejos de llegar a este límite. No obstante, es necesario tenerlo en cuenta cuando analizamos los consumos globales reales de algunos países. Según la oms, en el 2010 el consumo 19

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mundial de agua dulce fue de 3 700 km3, lo que representa el 3,35 % del total del agua proporcionada por el ciclo hidrológico. A la luz de estas cifras globales la situación no parece alarmante, pero si aplicamos estudios similares a regiones concretas, nos encontraríamos frente a situaciones dramáticas por falta del recurso hídrico en unas y de despilfarro en otras. El problema es que este 3,35 % del ciclo ecológico no es distribuido uniformemente por razones geográficas y climáticas, primero, y por falta de equidad y justicia, después. El agua es un recurso económico básico y su dominio un instrumento de poder y de presión política en diversas zonas y en diferentes épocas de nuestra historia. Llegados a este punto es útil recurrir al Water Stress Index (wsi) o Índice de Estrés del Agua, propuesto en 2006 por D. Bixio et ál., definido como “la proporción del agua total retirada (servida o utilizada) en un país respecto al total de recursos renovables de agua dulce de que dispone”. El wsi sirve como indicador aproximado de la presión ejercida sobre los recursos hídricos por la población de una colectividad, país o región, de acuerdo con los datos disponibles. Los autores que propusieron este índice publican en el mismo trabajo un interesante gráfico con estos valores de estrés de la mayoría de los países europeos. Según su criterio, valores inferiores al 10 % se consideran bajos y no suponen un impacto ambiental preocupante. Cuando estos valores se encuentren entre el 10 y el 20 %, estos deberán interpretarse como una señal de que la disponibilidad de agua empieza a limitar el desarrollo, por lo cual sería necesario realizar nuevas inversiones para proveer más suministros adecuados. Un índice de estrés superior al 20 % implica un esfuerzo global de gestión para equilibrar el suministro y la demanda. De los datos citados anteriormente sobre el balance global mundial del ciclo del agua, y de la información obtenida de la oms, se puede considerar como una primera aproximación que el wsi de agua mundial sería del 3,35 %, un nivel de tensión lejos de ser preocupante. No obstante, en el trabajo de Bixio et ál. (2006) se pone de manifiesto que hay países europeos en situación casi angustiosa. Por ejemplo: Chipre es el lugar en el cual el índice de estrés es más alto, supera el 60 %. Algo por debajo de Chipre están Bulgaria y Malta: uno y otro superan también el 60 %. Bélgica supera el 40 %. España y Alemania sobresalen ampliamente del 20 %. De acuerdo con estas últimas consideraciones, queda bien claro que, ante el aumento demográfico claramente previsible, es absolutamente necesario recurrir a todos los medios disponibles para disminuir el índice de estrés del agua. Estos medios deberán aplicarse con urgencia en ciertos países y regiones a fin de evitar carencias graves e impactos ambientales irreversibles.

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hacia un consumo más sostenible del agua

Es necesario mejorar de forma más justa y equitativa la distribución del agua, sin comprometer este bien esencial para las futuras generaciones. Esta es la conclusión a la que se llega con la gran cantidad de información científica disponible. Para progresar en este sentido es primordial aceptar la aplicación de diversas medidas, todas ellas ampliamente experimentadas con resultados positivos. Estas propuestas se engloban dentro de tres líneas de acción de gran amplitud, trabajadas en este proyecto, cuyos aportes son presentados en los próximos artículos de este texto: • Racionalizar el consumo de agua • Acelerar o extender el ciclo del agua artificialmente • Recuperación de aguas residuales mediante recursos de tipo físico, químico o biológico

Racionalizar el consumo de agua La primera acción para alcanzar este objetivo es la educación de la sociedad, para que en nuestro comportamiento individual y colectivo el agua sea usada teniendo siempre presente que se trata de un bien esencial de todos, pero que es limitado. Para ello, es necesario desarrollar a todos los niveles una pedagogía sobre el uso y consumo del agua, que debe ser especialmente intensiva en la escuela primaria y en los hogares. Los protagonistas prioritarios de esta acción formativa deberían ser los profesores de las escuelas, las amas de casa y los “microgestores” o líderes de las pequeñas comunidades. La formación para una correcta gestión del agua potable y tratamiento de las aguas usadas debe extenderse a las familias, los pueblos y los barrios de las ciudades. El objetivo último sería que cada uno de los miembros de la sociedad se sintiera comprometido con el uso correcto del agua que consume, de tal forma que la responsabilidad individual sobre la sostenibilidad de su uso se considerara más trascendente y fuera más importante que el costo económico de su suministro. El precio del agua, sin lugar a dudas, será cada vez mayor. Si bien el primer punto fundamental de este objetivo formativo es evitar el despilfarro, también es necesario inculcar la idea del reciclaje interno del agua. Este reciclaje consiste en reutilizar agua potable consumida y, una vez usada, emplearla para una siguiente aplicación de menor exigencia de calidad. El ejemplo típico seria reutilizar el agua consumida para lavarse las manos o la ducha para limpiar o evacuar el inodoro, o regar el jardín. Este otro aspecto de la actividad formativa precisa de un 21

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segundo nivel de educación algo más complejo. Esta acción puede ponerse al alcance de la sociedad en general mediante los agentes mencionados en el párrafo anterior que realizarían una tutoría algo más especializada. Para ello puede ser de utilidad el libro Gestión del agua en América del Sur. El estado de los recursos hídricos en Argentina, Brasil y Colombia. Este libro electrónico fue el primer resultado del proyecto “Gestión del agua: agua, medioambiente y salud”. Otro aspecto a tener en cuenta para conseguir un uso más racionalizado del agua es la doble red de distribución de agua. Una primera red alimentaría la demanda de agua potable para uso de boca y similares. La segunda sería de servicio para el resto de usos: limpieza, agricultura, industria, refrigeración. Es evidente que la implantación de un servicio de distribución de este tipo implica un cambio de infraestructuras de gran coste y de un exigente y continuo sistema de control para evitar cruces contaminantes entre una y otra red. La implantación de un sistema de doble red o similar es, sin lugar a dudas, competencia de los Gobiernos y de las instituciones de gestión y distribución de los recursos hídricos. Por otra parte, el diseño y establecimiento de redes múltiples de suministro de agua debe ir asociada a un correcto sistema de colectores y plantas de tratamiento de aguas residuales.

Acelerar o extender el ciclo del agua artificialmente La fabricación de agua destilada es un proceso físico conocido de hace siglos. Añadir procesos de destilación y condensación de tipo industrial al natural, o ciclo de agua, no es otra cosa que acelerar el ciclo del agua artificialmente, especialmente cuando este proceso se realiza en puntos o zonas geográficas en las que difícilmente tienen lugar condensaciones o lluvias naturales. La destilación del agua del mar o de aguas servidas es un proceso que se realiza industrialmente a un coste económico muy grande. Si es considerado el elevado calor latente de vaporización del agua, es evidente que el coste energético de este proceso es muy grande aun cuando sea recuperado el calor latente de condensación del vapor para precalentar el agua que se destilará. No obstante, en zonas de gran carencia de agua y en situaciones de emergencia, se ha recurrido a la destilación para el suministro de agua. La posibilidad de acceder a fuentes de energía alternativas no descarta que la destilación pueda ser un proceso plausible en ciertos lugares. La tecnología que ha conseguido ser una alternativa a la destilación es la ósmosis inversa, considerada como un proceso de desalinización. Este proceso se empezó a aplicar para la recuperación de agua de mar y consiste en la reversión del flujo espontáneo de disolvente, en este caso agua, desde una disolución de sales diluida a otra

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con mayor concentración, a través de una membrana semipermeable. La membrana semipermeable es un material poroso que permite tan solo el paso de moléculas de agua y no de las de sales disueltas. El flujo osmótico se denomina permeado; la presión osmótica o de equilibrio es el valor de la presión hidráulica que debe aplicarse sobre una disolución para evitar el flujo de disolvente desde la disolución diluida (agua en nuestro caso) a la disolución concentrada. Cuando sobre la disolución concentrada, agua de mar, se realice una presión superior a la de equilibrio, el flujo se invertirá a través de la membrana. O sea, el agua permeará por la membrana desde la disolución más salada a la menos salada. En este caso la presión de equilibrio corresponderá a la diferencia de presiones osmóticas entre la de agua de mar y la de agua menos salada. Después de esta breve explicación —del fundamento físico de la osmosis inversa— es oportuno hacer unas consideraciones sobre las posibilidades de este proceso que ya se realiza a escala industrial e incluso doméstica. Efectivamente, la ósmosis inversa es una importante aportación para la recuperación de aguas marinas o aguas servidas, evitando la destilación. No obstante, este proceso requiere una importante inversión económica y la utilización de tecnología compleja, con un coste de mantenimiento elevado. En principio, el coste energético de la ósmosis inversa es inferior al del proceso de destilación. El siguiente ejemplo bastará para dar una idea de la dificultad que implica un proceso de ósmosis inversa: si se introduce agua de mar en un recipiente con un tabique que sea una membrana semipermeable y al otro lado tenemos agua pura, al ejercer una presión sobre el agua de mar de 50 kg/cm2 (50 atmósferas), empezará a permear agua sin sales hacia el agua pura. Bombear agua de mar o aguas servidas, a las presiones que se requieren para invertir el flujo osmótico a caudales significativos, representa unas complicaciones técnicas de gran alcance. Entre ellas destacan el filtrado previo del agua a tratar, con posterior microfiltración o incluso ultrafiltración, puesto que toda partícula en suspensión puede colmatar o taponar parte de las membranas semipermeables, acortando rápidamente la vida útil de estas. Las membranas semipermeables son caras y su sustitución no es sencilla. Por otra parte, debe tenerse muy en cuenta el alto poder corrosivo del agua de mar. También hay que considerar que la calidad del agua, purificada mediante osmosis inversa, depende de la naturaleza de la membrana semipermeable y que la semipermeabilidad general absoluta no se ha conseguido aún.

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Recuperación de aguas residuales mediante recursos de tipo físico, químico o biológico No sería adecuado calificar la recuperación de aguas residuales, tal como se consideraran en este apartado, como una “artificial aceleración del ciclo del agua”, puesto que esta corrección consiste en someter las aguas residuales o servidas a tratamientos adecuados para ser descargadas en cursos naturales de agua o incluso en el mar, con un impacto mínimo y controlado. Estos procesos se realizan en las plantas depuradoras que en general comprenden tres etapas. • Tratamiento primario, que sigue a un pretratamiento de desbastado de grandes sólidos, consistente en la separación física y eliminación de contaminantes en suspensión. • Tratamiento secundario, en la que se pretende eliminar contaminantes disueltos o dispersos, de naturaleza orgánica y, de ser posible, compuestos inorgánicos. Por ejemplo nutrientes. Generalmente estos procesos biológicos se realizan mediante aireación. Casi siempre esta aireación es forzada, lo cual constituye la parte más cara de este tratamiento y puede alcanzar hasta el 60 % del coste total. En este proceso se mineraliza la mayor parte de contaminantes orgánicos que se transforman en CO2, carbonatos, nitratos, fosfatos, etc. Durante este proceso se genera un subproducto: los lodos, que deben someterse a un tratamiento. El objetivo global es transformar contaminantes disueltos en material en suspensión (lodos), de fácil separación por decantación. • Tratamiento terciario, este tratamiento tiene como finalidad la higienización y eliminación de gérmenes de las aguas que han superado los tratamientos anteriores. Para este proceso se recurre a la cloración, el sistema más utilizado a nivel mundial; a la irradiación con luz ultravioleta; a la ozonización; o a otros bactericidas. Los tratamientos primarios y secundarios se consideran imprescindibles cuando las aguas tratadas sean vertidas en cauces de ríos o en el mar o incluso en la recuperación de acuíferos. Pero, después de estos tratamientos, en todos los casos será imprescindible un control analítico químico y bacteriológico de los niveles de contaminantes residuales, de acuerdo con la legislación pertinente al correspondiente vertido.

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tr atamiento de aguas residuales de pequeñas comunidades

Las plantas de tratamiento de aguas residuales se diseñan para procesar las aguas servidas y residuales de aglomeraciones urbanas o instalaciones industriales, de acuerdo con la legislación de cada país, estado o región. No obstante, la dispersión de la población en muchos países y el rápido e incontrolado crecimiento de ciudades, han dado lugar a la aparición de barrios suburbanos con infraestructuras insuficientes de agua y electricidad. Por otra parte, estas viviendas o comunidades difícilmente disponen de un abastecimiento de agua con suficientes garantías de calidad y, menos aún, de un mínimo sistema de recolección y tratamiento de aguas residuales. Por lo general, como máximo, disponen de una fosa séptica. Además, en unas y otras comunidades, se establecen pequeñas actividades económicas no controladas que consisten en: pequeños huertos, o cría de ganado (cerdos, ovejas, cabras, etc.). Este tipo de microeconomías puede agravar la situación higiénica y sanitaria de estas poblaciones, debido a una casi inexistente red de residuos o de su gestión alternativa. Se han realizado interesantes estudios y trabajos que proponen proyectos para un tratamiento de los residuos: aguas usadas, aguas negras, residuos doméstico y de actividades productivas. Todos estos proyectos se fundamentan en los conocimientos generales sobre el tratamiento de residuos, pero proponen soluciones que están al alcance de las capacidades técnicas y económicas de los habitantes de estas zonas aisladas o suburbanas de grandes ciudades. Se sugiere consultar el libro de Duncan Mara (2003) y la tesis doctoral de Albina Ruiz Ríos (2010). Entre estas propuestas cabe destacar la aplicación de procesos anaerobios para el tratamiento de residuos fecales y el aprovechamiento del biogás obtenido. Una instalación con este objetivo, diseñada por un equipo de ingenieros de una ong, fue realizada con éxito por los mismos habitantes de la comunidad y con una inversión económica a su alcance.

barrer as y prevenciones par a la implementación del reúso del agua

Es de especial interés el reciente informe editado por jrc Science and Political Reports de la Comisión Europea: Water Reuse in Europe, realizado por Laura Alcalde Sanz y Bernard Manfred Gawlik (2014). En este estudio es abordado el tema de la recuperación y reutilización de las aguas servidas, atendiendo a las dificultades que estos procesos pueden presentar, las previsiones de futuro e interesantes realizaciones 25

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que están funcionando con éxito. También se analizan las dificultades técnicas, de control y administrativas que impiden una mayor extensión de la reutilización de aguas ya servidas. En la introducción de este trabajo se destacan las grandes posibilidades de business, o de negocio que dará lugar el tema del agua, la tecnología correspondiente y el simple comercio de esta materia esencial para la vida de todos. También se destaca que la moderna tecnología o industria de suministro y distribución del agua, o sea el negocio del agua, generará una gran cantidad de puestos de trabajo en todo el mundo. Es de esperar que esta posibilidad de business se centre en conseguir suministrar agua de calidad adecuada para todos y para las generaciones futuras de forma sostenible, tanto desde una perspectiva ecológica como económica. No debe olvidarse que, en algunos casos, se han dado campañas publicitarias de promoción de aguas minerales, desacreditando las aguas de suministro público de forma totalmente injustificable científicamente. Precedentes de este tipo han contribuido a crear un rechazo psicológico al reciclaje de las aguas servidas. Del estudio publicado por la comisión europea antes mencionado (Alcalde y Manfred, 2014), se considera interesante mencionar algunas de las barreras, identificadas por los autores de este estudio, para la implementación de la reutilización del agua: • Bajos niveles de entusiasmo público y de gobierno para la reutilización del agua. • Niveles de negocio pobremente desarrollados para los proyectos de reutilización de agua y para los mercados de agua reciclada. • Limitada capacidad institucional para formular e institucionalizar las medidas de reciclaje y reutilización. • Falta de incentivos financieros para planes de reutilización. • Retos significativos en fiabilidad para evaluar el riesgo-beneficio en medio ambiente y salud pública en la reutilización del agua en toda una gama de escalas o zona geográficas. • Métodos inconsistentes y poco confiables para la identificación y optimización de tecnologías de tratamiento de aguas residuales adecuadas para aplicaciones de reutilización que sean capaces de equilibrar las demandas competitivas de los procesos sostenibles. El resultado del análisis realizado por L. Alcalde y B. Manfred sobre las dificultades que, de forma bastante general, se presentan para la reutilización de aguas servidas señala también las oportunidades. Este informe destaca también las oportunidades, así como los puntos clave en los que deben centrarse los trabajos de investigación, los esfuerzos tecnológicos de todo orden y los desarrollos formativos para que el negocio del agua sea un verdadero Business de servicio para todos los seres humanos actuales y los que vendrán. 26

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referencias

Alcalde, L. y Manfred, B. (2014). Water Reuse in Europa. Luxembourg: Publications Office of the European Union, jrc Science and Policy Reports. Baumgartner, A. y Reichel, E. (1975). The World Water Balance. New York: Elsevier. Bengtsson, L. (2010). The global atmospheric water cycle. Environ 5 (2), 1-8. Recuperado de: http://www.issibern.ch/~bengtsson/pdf/The%20global%20atm%20 water%20cycle.pdf. Bixio, D. et ál. (2006). Waste reuse in Europe. Desalination 187, 80-101. Campos, C. y Saconi, A. (Eds.). (2013). Gestión del agua en América del Sur. El estado de los recursos hídricos en Argentina, Brasil y Colombia. Bogotá: Editorial Pontificia Universidad Javeriana. Recuperado de: http://fiuc.org/admin/includes/ filemanager/userfiles/FICHES_PROJETS/EAU/LIBRO_AGUA_FINAL.pdf. Duncan, M. (2004). Domestic Wastewater Treatment in Developing Countries. Londres: Earthscan. Recuperado de: http://www.pseau.org/outils/ouvrages/earthscan_ltd_ domestic_wastewater_treatment_in_developing_countries_2003.pdf. Kondratev, K. (1972). Radiation Processes in the Atmosphere. Geneva: World Meteorological Organization. Ruiz Ríos, A. (2010). “Mejora de las condiciones de vida de las familias porcicultoras del parque Porcino de Ventanilla, mediante un sistema de biodigestión y manejo integral de residuos sólidos y líquidos. Lima, Perú”. Tesis doctoral del iqs de la Universitat Ramon Llull. Symposium (2012). Universidade Católica de Pernambuco.

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Recuperación del embalse San Roque: relevamiento de estado, investigación de causas contaminantes y propuestas de remediación Adriana Welter* Maribel Martínez Wassaf ** Yanina Grumelli*** Belquis Aguirre**** Mariángeles Díaz Panero*****

Profesora titular de Química Analítica de la Facultad de Ciencias Químicas en la Universidad Católica de Córdoba, Argentina. Máster en Atención Farmacéutica. Secretaría de Posgrado, Investigación y Vinculación Tecnológica. Miembro del Consejo de Profesores. Directora del Equipo de Investigación Remediación de Líquidos Residuales. Correo electrónico: cqvip@ucc.edu.ar. ** Bioquímica y farmacéutica, doctoranda en Bioquímica en la Facultad de Ciencias Químicas de la Universidad Católica de Córdoba, Argentina. Miembro del Equipo de Investigación Remediación de Líquidos Residuales. Jefe de Trabajos Prácticos (jtp) de Química Analítica y Virología. Responsable del Área de Virología y Biología Molecular del Laboratorio de Análisis Clínicos lace s . a . Córdoba, Argentina. *** Bioquímica y farmacéutica, profesora titular de Microbiología General en la Facultad de Ciencias Químicas y de Microbiología y Parasitología en la Facultad de Medicina de la Universidad Católica de Córdoba, Argentina. Jefe de Trabajos Prácticos (jtp) de Nutrición y Bromatología, de Microbiología de los Alimentos y de Química Analítica. Miembro del Equipo de Investigación Remediación de Líquidos Residuales. Directora del Laboratorio Central, División de Aguas y Efluentes. **** Bioquímica, responsable del Área de Microbiología en el Laboratorio Central, División Aguas y Efluentes, de la Facultad de Ciencias Químicas en la Universidad Católica de Córdoba, Argentina. Miembro del Equipo de Investigación Remediación de Líquidos Residuales. Jefe de Trabajos Prácticos (jtp) de Microbiología General y de Parasitología de los Alimentos en la Facultad de Medicina de la misma universidad. ***** Bioquímica, miembro del Equipo de Investigación Remediación de Líquidos Residuales. Responsable del Área de Físico-Química en el Laboratorio Central, División Aguas y Efluentes de la Facultad de Ciencias Químicas en la Universidad Católica de Córdoba, Argentina. Jefe de Trabajos Prácticos (jtp) de Nutrición y Bromatología. *

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introducción

La consideración pública sobre el cuidado y preservación del medioambiente, en general, y del recurso hídrico, en particular, ha crecido en las últimas décadas, transformándose en uno de los problemas prioritarios de la humanidad. En la ciudad de Villa Carlos Paz, Córdoba, Argentina, se encuentra el embalse San Roque, cuerpo de agua utilizado con fines recreacionales y como fuente de agua de bebida para cerca de 1 500 000 personas. El objetivo de este trabajo es analizar la situación del embalse, identificar causas de contaminación y elaborar propuestas para su remediación. Fueron tomadas muestras del cuerpo de agua, de las playas recreacionales más concurridas y de los líquidos residuales, antes y después de ser tratados por una planta modular combinada que fue diseñada e instalada para la remediación de los líquidos residuales que eran descargados al embalse. Se realizaron análisis in situ y de laboratorio, tanto físico-químicos como biológicos. Se estableció que el embalse San Roque es de tipo eutrófico, con altos contenidos de fósforo y nitrógeno —que favorecen la proliferación de algas—, y que se encuentra contaminado con bacterias coliformes y virus entéricos. Además, se concluyó que la planta de tratamiento combinada constituye una alternativa eficiente para la remediación de líquidos residuales y permite que el agua tratada pueda ser reutilizada para riego ornamental. El análisis de la información obtenida durante el trienio estudiado nos permite afirmar que el embalse San Roque es un cuerpo de agua deteriorado. Se necesita tomar medidas perentorias asociadas a su remediación que involucren a la función pública y a la comunidad toda, para prevenir mayores daños en el ecosistema. En el marco de la convocatoria “Gestión del agua: agua, medio ambiente y salud. Contribución de las universidades católicas latinoamericanas a la protección del agua y a la reducción de los riesgos relacionados con este recurso” del Centro Coordinador de la Investigación (cci) de la Federación Internacional de Universidades Católicas (fiuc ), y basándonos en la experiencia previa del equipo de trabajo, fue decidido

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estudiar el embalse San Roque, una de las fuentes principales de agua potable y de uso recreativo de la provincia de Córdoba, Argentina. El deterioro de la calidad del agua es un problema creciente que impacta directamente en la salud de las poblaciones expuestas, en la estética del paisaje y en la pérdida del equilibrio ecológico. La disminución de la calidad del agua se ha convertido en un asunto de importancia global debido al crecimiento poblacional, a la expansión de las actividades agrícolas e industriales, y como resultado de los cambios climáticos que amenazan con causar mayores alteraciones en el ciclo hidrológico. El equipo de investigación aplicada y de desarrollo tecnológico que participó de este proyecto es de naturaleza interdisciplinaria y multiprofesional. Desempeña sus actividades en la Facultad de Ingeniería y Ciencias Químicas de la Universidad Católica de Córdoba, Argentina (ucc ), identificando al agua como eje pricipal de investigación. Este eje involucra aspectos como la biorremediación de líquidos residuales mediante tecnologías no tradicionales que posibilitan el reúso del agua. En esta línea se ha trabajado en el diseño, construcción, puesta en marcha y monitoreo de plantas de tratamiento de líquidos residuales, utilizando tecnologías no convencionales como los contactores biológicos rotativos o biodiscos. También se determina si un agua tratada es apta para su descarga en canales de desagüe, cursos de aguas superficiales, cuerpos de agua, o su reúso para otras actividades como limpieza o riego agrícola, siguiendo las normativas vigentes (dipas, 1999). El equipo de investigación trabaja además en la caracterización de cursos y cuerpos de agua realizando análisis in situ y de laboratorio, tanto físico-químicos como microbiológicos, para evaluar potenciales fuentes de contaminación y riesgos de la población expuesta. Otro campo de acción es el agua de bebida y los alimentos donde, a través de análisis en laboratorio, se determina su calidad y aptitud para el consumo humano o animal. La información obtenida ha sido presentada en documentos de trabajo de la ucc, cursos, reuniones científicas y congresos, exposiciones y publicaciones tanto en el ámbito nacional como internacional. El equipo de investigación desarrolla sus actividades en forma conjunta con el Laboratorio Central, División de Aguas, Efluentes y Alimentos, de la ucc y el Instituto de Virología Dr. J. M. Vanella, dependiente de la Facultad de Ciencias Médicas de la Universidad Nacional de Córdoba, Argentina. Tanto los integrantes del grupo responsable del equipo de investigación como sus colaboradores poseen amplia experiencia en técnicas de muestreo y análisis de parámetros in situ y de laboratorio de tipo físicoquímicos y microbiológicos en aguas y efluentes líquidos, así como en microbiología de aguas y alimentos, virología clínica y ambiental, epidemiología, biología molecular, implementación de técnicas de detección molecular y caracterización genética viral.

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marco teórico

El agua es vital para la supervivencia de todos los organismos vivos y el funcionamiento adecuado de los ecosistemas, comunidades y economías. Los aspectos que rodean la calidad del agua son complejos y diversos, y necesitan atención integral urgente (who -unicef, 2012). Durante los últimos 50 años, la actividad humana ha provocado la contaminación de los recursos hídricos en una magnitud históricamente sin precedentes: se estima que más de 2 500 millones de personas en el mundo viven sin un sistema adecuado de saneamiento y cada día, 2 millones de toneladas de aguas residuales y otros efluentes son drenados hacia las cuencas hídricas mundiales. Este problema es más grave en los países en desarrollo, donde más del 9 % de los desechos sin procesar y el 70 % de los desechos industriales sin tratar se vierten en aguas superficiales, lo cual está relacionado con la muerte de 1,5 millones de niños cada año por enfermedades propagadas por el agua (un-water, unep y faowater, 2010). La generación de aguas residuales es un hecho inevitable de toda actividad humana y los problemas asociados a ellas han sido, son y serán motivo de preocupación internacional (Pruss y Corvalán, 2006). Toda agua residual afecta de alguna manera la calidad del agua del cuerpo receptor, resulta un problema asociado a la superpoblación e implica elevados costos de construcción de sistemas de saneamiento, además de causar daño a la vida silvestre y contribuir al deterioro ambiental (López, 2009). En Argentina, según el último censo, solo el 48,9 % de la población cuenta con sistemas de cloacas y el 26,2 % posee en sus hogares cámaras sépticas y pozos ciegos; en la provincia de Córdoba el 38,3 % de la población cuenta con sistema de cloacas mientras el 48,2 % posee cámaras sépticas y pozos ciegos; y en el departamento Punilla, objeto de estudio, solo el 23,5 % de la población cuenta con sistemas de cloacas mientras que el 62,7 % tiene sistemas de cámaras sépticas y pozos ciegos (indec , 2010). Si tenemos en cuenta que se considera como un buen saneamiento a aquel que cubre al menos al 90 % de la población (Augé, 2007), en la provincia de Córdoba todavía queda mucho trabajo por hacer frente a estas recomendaciones. A la situación del bajo porcentaje de tratamiento de aguas residuales, hay que sumar la crisis hídrica, los periodos prolongados de sequía que azotan a gran parte del planeta los cuales hacen más escaso este recurso. Este hecho se torna más delicado en la provincia de Córdoba, donde el volumen del agua para riego, usado en actividades agrarias, se equipara al utilizado para consumo humano y es muy superior a la cantidad de agua utilizada por la industria (Gobierno de la Provincia de Córdoba, 2009). Esta situación es más grave en el valle de Punilla —región semiárida, uno de

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los principales puntos turísticos de la provincia, donde las precipitaciones anuales no superan los 600 mm— (cirsa-ina, 2013). El incremento de la demanda de agua y la disminución de la disponibilidad agravada por el deterioro de la calidad, generan inconvenientes en el abastecimiento del recurso. Esta realidad nos obliga a repensar nuestra forma de actuar y a buscar mejores modos de relacionarnos con el entorno natural de manera sustentable. El dique San Roque fue construido con el fin de mitigar las crecientes y proveer de agua a la ciudad de Córdoba, Argentina. En el momento de su inauguración, en el siglo xix, fue el embalse más grande del mundo. Se localiza en el valle de Punilla, provincia de Córdoba (31º22’32” S, 64º27’56” O) y a 651 msnm. El ingreso de agua en el embalse se debe principalmente al aporte de cuatro tributarios: ríos Cosquín y San Antonio y arroyos Las Mojarras y Los Chorillos. A sus orillas se encuentra la ciudad de Villa Carlos Paz, segundo destino turístico del país, y otras poblaciones de menor importancia. Posee una superficie de 2 478 hectáreas, un volumen máximo de 350 hm3, con un tiempo de permanencia mínimo y máximo de 28 y 247 días respectivamente (cirsa-ina, 2013). El embalse San Roque es un lago artificial con múltiples propósitos como suministro de agua potable, riego, generación de energía y actividades recreativas. La calidad y cantidad de agua son esenciales para mantener la integridad biológica del ecosistema e imprescindibles para conseguir dichos propósitos. Por otro lado, desde el punto de vista limnológico es un lago eutrófico debido al alto contenido de nutrientes que provienen fundamentalmente de la contaminación antrópica, agudizada en épocas estivales, sin dejar de considerar la influencia de la contaminación natural (Augé, 2007). Los análisis de antecedentes muestran datos que incluyen aspectos físicos, químicos y biológicos desde el año 1948. La mayoría de los trabajos y principalmente los iniciales, tienen un enfoque de carácter biológico con estudios referidos a las algas (cirsa-ina, 2013). Recién en la década del 70 y del 80 se comienza a estudiar la problemática de eutrofización del embalse y en los últimos años se confirma la grave tendencia ascendente de dicha situación. La sustentabilidad ecológica y económica de la región depende en gran parte de la adecuada gestión del recurso hídrico. Para ello se implementan planes de saneamiento y remediación que contemplan la refacción o combinación de los sistemas de tratamiento existentes para aguas residuales, pues su descarga al embalse es una de las principales causas de contaminación. Se desarrollaron innovadoras tecnologías alternativas para reducir el aporte de nutrientes al embalse, razón fundamental de la eutrofización, y de esta manera restaurar el ambiente hídrico degradado y preservar el ecosistema. Como mencionamos anteriormente, la mayoría de los núcleos habitacionales de la zona en estudio utilizan cámaras sépticas para su tratamiento y pozos absorbentes

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o zanjas de filtración como destino final del líquido tratado. La eficiencia de estos sistemas, funcionando correctamente, no supera el 60 % (Panigatti et al., 2013), lo que significa que la remoción de materia orgánica, nutrientes y otras sustancias contaminantes es insuficiente para cumplir con las normas de vertido (Gobierno de la Provincia de Córdoba, 1999). Las aguas residuales ineficientemente tratadas lixivian a través de la superficie, lo que conlleva a contaminar el suelo y las napas subterráneas. Además, las aguas que circulan por las zanjas de filtración escurren directamente hacia el embalse, por la pendiente natural del terreno, agravando aún más la eutrofización y la contaminación del lago. En este marco se plantea conocer el estado de situación del embalse San Roque, investigando las principales causas de eutrofización y contaminación para proponer acciones predictivas, preventivas y correctivas que contribuyan a la sustentabilidad del recurso hídrico y al cuidado de la salud de las poblaciones. Al mismo tiempo, se busca propiciar actividades de concientización ambiental y participación ciudadana en el cuidado del agua y el medioambiente.

metodología

Se planteó un estudio exhaustivo en el cuerpo de agua del embalse San Roque, sus playas recreacionales y los líquidos residuales descargados en el mismo. Para su desarrollo se seleccionaron distintos sitios de muestreo (Figura 1) durante el trienio septiembre de 2011 a septiembre de 2014. En el sitio de descarga de líquidos residuales seleccionado, se instalaron innovadores módulos de tratamiento biológico (Figura 2) con una capacidad promedio para 150 personas. La nueva estructura de la planta de remediación queda constituida por la combinación de la cámara séptica existente en el lugar de estudio, aprovechando sus propiedades de decantación y digestión, con otras tecnologías alternativas, que incluyen reactores biológicos aeróbicos y anaeróbicos, como tratamiento secundario. De esta manera, los sistemas tradicionales se combinan con módulos no tradicionales, en pos de lograr sinergias en la remediación y permitir el reúso del agua tratada en riego ornamental. Se muestreó el líquido residual en distintos puntos de su recorrido por la planta (Figura 2a) y en la biopelícula en las etapas internas del reactor biológico aeróbico, biodiscos (Figura 2b).

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Córdoba

DSA

DCH

BEG

CENTRO

DLM

CP CIP

DCQ

TOMA

Figura 1. Sitios de muestreo en el embalse San Roque (31º22’32” S, 64º27’56” O) en el cuerpo de agua del embalse: (dcq) Desembocadura del río Cosquín; (dlm) Desembocadura del arroyo Las Mojarras; (centro) Centro del embalse; (toma) Toma de la planta potabilizadora; (dch) Desembocadura del arroyo Los Chorrillos y (dsa) Desembocadura del río San Antonio. En playas recreacionales: (cp) Club de pescadores; (beg) Bahía El Gitano y (pp) Playa Perelli. Un punto de descarga de líquidos residuales: (cip) Compañía de Ingenieros Paracaidista iv.

Argentina

Valle de Punilla

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a) PM2 PM3

CS PM1

CD Biodiscos

cs:

cámara séptica punto de muestreo cd: cámara de digestión de flujo ascendente ca: cámara de almacenamiento y cloración pm:

Figura 2. Planta modular de tratamiento de líquidos residuales. a) Esquema de la planta que incluye: (cs) cámara séptica, (cd) cámara de digestión, (biodiscos) reactor aeróbico de cultivo fijo y (ca) cámara de almacenamiento y cloración. Además se marcan los puntos de muestreo del líquido en tratamiento (pm1; pm 2 y pm 3). b) Foto que muestra las etapas internas del biodiscos.

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Las muestras para la realización de ensayos físico-químicos se recolectaron en envases de polietileno sin cámara de aire; las destinadas a análisis bacteriológicos en recipientes estériles autoclavables; a análisis virológicos en envases estériles y, finalmente, las consignadas a la caracterización de zooplancton en botellas de tipo Van Dorn. Todas ellas conservadas a 4ºC hasta ser remitidas al laboratorio (apha, awwa y wef, 1998).

Análisis in situ En los sitios de muestreo se realizaron mediciones in situ con una sonda multiparamétrica hqd Portable Meter User by Hach Co. para la determinación de oxígeno disuelto (od) en ppm o porcentaje de saturación, pH, temperatura (Tº), potencial de óxido-reducción (orp) y conductividad del agua. En el embalse San Roque, además, se realizó el análisis de transparencia utilizando el disco de Secchi y profundidad total (Z total).

Análisis físico-químicos de laboratorio En los sitios de muestreo se determinaron parámetros físico-químicos de acuerdo a los métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales (apha, awwa y wef, 1998). • Cuerpo de agua del embalse. Los parámetros analizados o calculados fueron: nitrógeno de amonio (NH4 + - N), nitrógeno de nitritos (NO2- - N), nitrógeno de nitratos (NO3- - N), fósforo total (pt), fósforo reactivo soluble (prs), alcalinidad total, alcalinidad por carbonatos y por bicarbonatos, carbonatos libres y totales, dióxido de carbono libre y total, dureza total, calcio (Ca), magnesio (Mg), sulfatos (SO42-), cloruros (Cl-), sólidos totales suspendidos (tss), sólidos totales (st), sólidos disueltos totales (tds) y microcistina lr . • Playas recreativas del embalse. Los parámetros analizados fueron: pt, prs, tss, NO3- - N y NH4 + - N. • Líquidos residuales. Los parámetros analizados fueron: demanda biológica de oxígeno durante cinco días (dbo5), demanda química de oxígeno (dqo), sólidos sedimentables (ss) a los 10 minutos y a las 2 horas, pt, prs, NO3- - N, NH4 + - N, sustancias surfactantes al azul de metileno o detergentes (ssam), sulfuros (S2-) y sustancias solubles en éter etílico o grasas (ssee ). Por otro lado, se determinó el peso húmedo y peso seco de la biopelícula del bioreactor y se realizó una observación macroscópica de la misma. 36

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Análisis biológicos En los sitios de muestreo se determinaron parámetros biológicos de acuerdo a los métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales (apha, awwa y wef, 1998). • Cuerpo de agua del embalse. Se efectuaron recuentos de zooplancton (rotíferos, cladóceros y copépodos) y análisis de virus entéricos de trasmisión hídrica (rotavirus, norovirus, picobirnavirus, virus de hepatitis A y E). • Playas recreativas del embalse. Se analizaron bacterias aerobias mesófilas (bam), coliformes totales (ct) y coliformes fecales (cf), y análisis de virus entéricos de trasmisión hídrica. • Líquidos residuales. En el líquido residual se analizaron ct y cf. En la biopelícula se realizó el recuento de bam, hongos y levaduras. Además se efectuó la observación microscópica directa de la biopelícula.

Análisis estadístico de los datos Los datos obtenidos de los análisis de los parámetros in situ y de laboratorio tanto físico-químicos como biológicos fueron procesados en el programa Microsoft Office Excel 2007 ® de Microsoft Corporation® y el programa InfoStat versión 2014 (Di Rienzo et al., 2014). Se utilizaron diversas pruebas estadísticas con un nivel de confianza del 95 % como el test de normalidad de Shapiro-Wilks modificado, análisis de varianza paramétrica (anova), análisis de la varianza no paramétrica (Kruskal Wallis) y análisis de correlación de Pearson, según fuera lo adecuado para el análisis de los distintos parámetros en estudio.

resultados y discusión

Luego de analizar los parámetros descritos en el apartado de metodología, los aspectos de mayor impacto serán expuestos a continuación.

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Cuerpo de agua del embalse San Roque Parámetros in situ El embalse presenta una variación de volumen de agua y de profundidad que depende de las precipitaciones durante la época lluviosa de primavera-verano (octubremarzo) llamada estación húmeda. En la estación seca (abril-septiembre) el nivel de agua disminuye debido a la escasez de las precipitaciones. Al ser un embalse multipropósito, debemos tener en cuenta, además, el agua utilizada para potabilización y obtención de energía hidroeléctrica. Se observa una estratificación térmica entre octubre y marzo (estación húmeda), responsable de perfiles verticales de od asociados a los de temperatura y una disminución de la concentración od en profundidad. La distribución irregular de la temperatura se debe a la profundidad, la forma del embalse y la acción de los vientos. Esto impide que las aguas profundas entren en contacto con las de superficie, más ricas en oxígeno. En algunos puntos se registró anoxia en el fondo, posiblemente relacionado con la descomposición de la materia orgánica. Por otro lado, entre abril y septiembre (estación seca) se observó homogeneidad de temperatura en la columna de agua y en los valores de od, producida por la reducción del calentamiento solar y los vientos.

Parámetros físico-químicos Al considerar sus características físico-químicas, el embalse se encuentra descrito como un cuerpo de agua eutrófico (cirsa-ina, 2013), estado evidenciado a través de su escasa transparencia, presencia de anoxia hipolimnética y frecuentes eventos de floraciones algales debido al alto aporte de nutrientes provenientes de la cuenca y márgenes del embalse (Rodríguez et al., 2000). La causa primaria que desencadena el pasaje de un estado oligotrófico a uno eutrófico es el aporte de una carga de fósforo o nitrógeno en una tasa superior a la que el sistema acuático puede procesar. El origen es diverso, pero se destacan como aportes fundamentales los desechos orgánicos urbanos, domésticos e industriales, además de los difusos por escorrentía, mayoritariamente inorgánicos, que provienen de diversas actividades (unesco, 2009). Los niveles de pt expresados como media (ic 95 %) en estación seca es de 60,8 µg/L (48,2-73,3) y en estación húmeda es de 237,3 µg/L (155,7-318,9). Los niveles de prs en la estación seca fueron de 38,7 µg/L (30,5-46,8) y en la estación húmeda 128,0 µg/L (61,4-194,6). A su vez, podemos observar que si bien el aporte es menor en la estación seca, todo el año superan los valores máximos permitidos (Figura 3). 38

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Ambas fracciones fosforadas se encuentran correlacionadas (r = 0,83; p < 0,0001). Especialmente en los puntos de muestreo Toma y Centro en la estación húmeda (Figura 4) se observa que a menores concentraciones de od ocurre un aumento del contenido de pt. Al realizar análisis de correlación de las variables se evidencia una relación negativa (r = -0,56; p < 0,0001) entre el contenido de pt y la transparencia (medida a través del disco de Secchi), parámetro relacionado con el contenido de tss (r = -0,61; p < 0,0001). En el embalse el contenido de ss aportado por los tributarios afecta la transparencia del agua y está en directa relación con el aporte de pt. Esta relación se evidencia con la correlación negativa entre el contenido de pt y la transparencia, y con el contenido de tss. En la estación húmeda se ve agravado por la anoxia registrada en el fondo ya que ocurre la liberación de fósforo desde el sedimento. Los niveles de pt registrados en la estación húmeda y seca superan el máximo permitido según reglamentaciones limnológicas internacionales (Wurtsbaugh et al., 1985; Wetzel, 1988), que consideran lago eutrófico a aquel que supera los 30 µg/L de pt. PT y PRS (μg/L) 300,00

PRS

270,00

240,00 210,00 180,00 150,00 120,00 90,00

60,00 30,00 0,00 Húmeda

Seca

Estaciones del año según media mensual de precipitaciones

Figura 3. Contenido de fósforo total (pt) y fósforo reactivo soluble (prs) en el embalse San Roque en época húmeda y seca. Se expresan medias (ic 95 %) y se muestra como línea de corte del eje Y el valor máximo de pt recomendado por organizaciones internacionales. Los asteriscos (*) representan valores de p < 0,05.

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PT y PRS (μg/L)

OD (mg/L)

700

PRS PT OD

600

16 14

500

400

300

8 6

200

100 0

2 Centro

Toma

Diciembre 2012 2011

Centro

Toma

Centro

Enero 2013

Toma

Febrero 2013 2012

Figura 4. Contenido de fósforo total (pt) y fósforo reactivo soluble (prs) en los sitios de muestreo Centro y Toma de la planta potabilizadora entre los meses de diciembre de 2012 y febrero de 2013.

Estas caracaterísticas se evidencian al analizar los puntos de muestreo por separado, donde vemos que existen diferencias significativas entre los contenidos de st (p = 0,0036) y por lo tanto la transparencia (p = 0,0017) entre el centro del embalse y la toma de aguas con respecto a los tributarios. A su vez, las medias menores de tss y la transparencia en estos sitios de muestreo también están correlacionados con el contenido de pt [Centro: pt vs. Transparencia r = -0,79 (p = 0,0012) y pt vs. tss r = 0,76 (p = 0,0026); Toma: pt vs. Transparencia r = -0.66 (p = 0,0133) y pt vs. tss r = 0,68 (p = 0,0102)]. Paralelamente, se analizaron las fracciones nitrogenadas y se observó que los niveles de NO3- - N/L expresados como media (ic 95 %) son en estación seca de 3,82 mg/L (2,7-5,0) y en estación húmeda de 4,0 mg/L (3,2-4,9). Los niveles de NO2 - - N/L en estación seca son de 21,69 µg/L (13,50-29,88) y en estación húmeda de 15,7 µg/L (11,8-19,6). La fracción de NH4 + - N/L en estación seca es de 45,1 µg/L (30,0-60,2) y en estación húmeda de 34,1 µg/L (23,7-44,5). Cuando se analiza por punto de muestreo (Figura 5), si bien no difiere significativamente el contenido de NO3- - N, se puede observar que en la estación seca las medias son menores que las de la estación húmeda, como es de esperar debido al menor contenido de materia orgánica que arrastran los tributarios al embalse. 40

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NO3- - N (mg/mL) 10,00 NO3- - N - húmeda NO3- - N - seca

7,50

5,00

2,50

0,00 Centro

Toma

DCQ

DCH

DLM

DSA

Sitio de muestreo

Figura 5. Contenido de nitrógeno de nitratos en el embalse San Roque en época húmeda y seca discriminado por sitio de muestreo. Se muestra como línea de corte del eje Y los valores máximos recomendados por organizaciones internacionales.

En el caso de los iones nitrato, Camargo et al. (2005) han propuesto un nivel máximo de 2 mg NO3- - N/L para proteger a las especies más sensibles durante exposiciones prolongadas. Por otro lado, para prevenir el desarrollo de efectos adversos sobre la salud humana, especialmente la metahemoglobinemia, se recomiendan concentraciones máximas de 1 mg NO2- - N/L y 10-11 mg NO3- - N/L en el agua de bebida (who, 1996; eea, 2000; us epa, 2002, 2006). Al analizar estos conceptos, los contenidos nitrogenados hallados en el embalse San Roque superan los límites máximos establecidos por los organismos internacionales y por tanto resultan peligrosos para la salud humana y animal. Otro parámetro estudiado fue el contenido de microcistinas lr . Se encontró que los valores máximos (3.3 µg/L), registrados en diciembre de 2012, no superan el máximo permitido para áreas recreativas (4 µg/L) según Chorus y Bartlam (1999) en su manual de monitoreo y gestión de cianobacterias tóxicas en el agua, publicado por la who. Sin embargo, debido a que estas toxinas representan un riesgo para la salud de las personas, deberían ser monitoreadas continuamente, sobre todo en 41

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épocas estivales cuando las aguas del embalse se usan con más frecuencia para fines recreativos. De este modo se podría establecer un sistema de alerta que notifique a la población si el cuerpo de agua es seguro. Además, la presencia de algas en el agua dificulta y encarece el proceso de potabilización.

Parámetros biológicos Finalmente, se realizó un estudio exhaustivo de la población de zooplancton y virus entéricos que, si bien no se encuentran incluidos en las reglamentaciones en nuestro país que evalúan las características de los cuerpos de agua, representan una fuente de información muy útil para el análisis del estado general del embalse y el riesgo de la población expuesta. El zooplancton se caracteriza por ser poco diverso. Se observa una abundancia de organismos del tipo rotífero con respecto al grupo cladóceros y copépodos, lo que corresponde con lo reportado para un ambiente enriquecido (Garrido, 2002), al contrario de lo informado en ambientes pobres, oligotróficos y mesotróficos (Peralta y León, 2006). Durante el periodo estudiado se registraron doce especies de rotíferos, siendo Keratella cochlearis (Figura 6a) la que se encontró en todas las estaciones. Entre los microcrustáceos, se registraron un total de once especies de las cuales siete fueron del grupo cladócero y cuatro de copépodos. Bosmina longirostris (Figura 6b) fue la especie más frecuente del primer grupo y Acantocyclops robustus (Fig 6c) la más observada del segundo grupo. Durante la estación seca con bajas temperaturas se observa una disminución de la población de rotíferos, contrariamente a los grupos de cladóceros y copépodos. Esta relación se invierte en la estación húmeda.

Figura 6. Zooplancton observado en el embalse San Roque. a) Rotífero Keratella cochlearis. b) Cladócero Bosmina longirostris (hembra con huevo). c) Copépodo Acantocyclops spp. (macho).

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El comportamiento de la comunidad de los rotíferos está relacionado con la disponibilidad de nutrientes. La estación seca, caracterizada por bajas precipitaciones, refleja una escasa presencia del grupo rotíferos ya que la eclosión de sus huevos depende del ingreso de nutrientes transportados por las lluvias, sumadas al incremento de fósforo como producto del vertido de líquidos residuales en la cuenca. Es por ello que la comunidad de rotíferos podría asociarse a sitios del embalse San Roque con bajos niveles de od y alta concentración de nutrientes, como ocurre en dsa y dch en algunas épocas del año (véase Figura 1). Los rotíferos constituyen el grupo que presenta mayor tolerancia a las bajas concentraciones de od, pH superiores a 9 y su distribución puede alcanzar distintas profundidades (González de Infante, 1998). Los grupos de cladóceros y copépodos encuentran condiciones ambientales ideales, estabilidad de cota, variables físico-químicas y nutricionales durante los meses de invierno que les permite aumentar su progenie. Con las lluvias y el ingreso de nutrientes proveniente de la cuenca, decrece la comunidad de estos dos grupos, ya que son fuente nutricional importante durante los primeros estadios larvales de los peces. Basado en la relación trófica, el zooplancton juega un rol importante en la dinámica de los lagos pues intervienen en el control de las poblaciones algales. La estructura y talla del zooplancton puede ser afectada por la depredación selectiva de algunos peces. Cuando la remoción se produce por organismos de tallas mayores, como los grupos de cladóceros y copépodos, se puede generar un aumento en la biomasa de fitoplancton, ya que al ser eliminados sus consumidores se ejerce una menor presión sobre esta comunidad (Ortaz et al., 2006). Para Mehner et al. (2005), cualquier cambio en el gradiente de temperatura de los lagos impacta en la población de peces y en el zooplancton del cual se alimentan. Especies del zooplancton de talla menor como los rotíferos, debido a que poseen ciclos de vidas cortos, pueden presentar una distribución más amplia (Sendacz, 1993) y la posibilidad de colonizar rápidamente ambientes perturbados. Incluso, sus necesidades alimenticias son menos complejas que el resto de los componentes del zooplancton, pues se trata de partículas detríticas muy pequeñas, de protozoos y bacterias. Los análisis de biología molecular para búsqueda viral mostraron la presencia de rotavirus, norovirus, picobirnavirus, virus de hepatitis A y hepatitis E (Figura 7a). Rotavirus y norovirus fueron detectados en todos los meses estudiados en por lo menos cinco de los seis puntos muestreados mensualmente (dcq, dlm, dch, dsa, Toma y Centro). El picobirnavirus fue detectado en todos los meses muestreados en 2011 y en marzo y abril de 2012, en por lo menos cuatro de los seis sitios muestreados mensualmente (dcq, dlm, dch, dsa, Toma y Centro). El virus de hepatitis A fue detectado en los meses de abril a julio de 2012 en por lo menos tres de los seis sitios de muestreo (dlm, Centro, Toma, dcq y dch). Finalmente el virus de hepatitis E fue detectado en septiembre de 2012 en dch. 43

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% de detección

100

DCQ DLM

50 CENTRO

TOMA

25 DCH

DSA

Norovirus

DCQ

Rotavirus

Picobirnavirus

DLM

DCH

Virus de hepatitis A

DSA Centro Toma Toma/ toma Virus de hepatitis E

Figura 7. a) Presencia de virus en los puntos de muestreo: rotavirus, norovirus, picobirnavirus, virus de hepatitis A y virus de hepatitis E. b) Frecuencia de detección de rotavirus en los sitios de muestreo del embalse San Roque.

Al analizar específicamente rotavirus, este fue identificado en diferentes puntos de muestreo a lo largo del periodo estudiado (Figura7b), incluso en las muestras tomadas en el sitio de captación de agua para posterior potabilización (sitio de muestreo Toma/ Toma), punto donde solo se tomaron muestras para el análisis viral. El 72,90 % de las muestras (35/48) revelaron presencia de genoma de rotavirus grupo A, siendo los genotipos virales más frecuentemente identificados g1, g2, g3 y g9 (rango de detección 17,5 %-25,0 %). De manera esporádica fueron detectados también los genotipos g 4 y g8 (7,5 % y 8,8 %, respectivamente). Por otro lado, el agua es una fuente importante de diseminación de agentes virales que se transmiten por vía fecal-oral, genéricamente denominados virus entéricos. Estos microorganismos son agentes causales de enfermedades de transmisión hídrica con impacto en la salud de las poblaciones asentadas en sus márgenes, tanto estable como turística. Nuestro país constituye una zona endémica para algunos de estos virus (virus de hepatitis A, rotavirus, norovirus) y, por lo tanto, la excreción fecal de estos virus puede considerarse permanente (Barril et al., 2010). Sumado a esto, también son excretados por materia fecal los virus de hepatitis E y picobirnavirus,

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considerados virus entéricos emergentes y cuyo patrón de circulación poblacional se desconoce. De este modo, los líquidos residuales constituyen una matriz hídrica con alta carga viral que es descargada en aguas superficiales, lo que constituye un riesgo de infección para la población. La legislación vigente establece el uso de estudios bacterianos para el control de la contaminación microbiana de las aguas. Sin embargo, recientes estudios han demostrado que estos marcadores no revelan satisfactoriamente la calidad viral de las aguas (Jiang et al., 2004 y 2005; Vivier et al., 2004), por lo que el monitoreo específico de los virus humanos en aguas superficiales cobra particular importancia. Son virus resistentes a las condiciones ambientales y pueden permanecer viables por largos periodos de tiempo a temperatura ambiente. Además, en general la ingesta de una baja dosis viral (1-10 dosis infectivas) puede dar lugar a la infección. La magnitud del problema es tal que la carga de morbilidad mundial por diarrea está asociada en un 94 % a factores de riesgo ambientales tales como consumo de agua no potable y saneamiento e higiene insuficientes (Maunula et al., 2005; Lewis et al., 2010; Van Zyl et al., 2006; Khuroo et al., 2011). El 90 % de las infecciones por rotavirus son causadas por el serogrupo A (Barril et al., 2010). Asimismo la transmisión de los virus de la hepatitis A y E, identificados como la principal causa de hepatitis aguda, se ve favorecida por aguas de calidad microbiológica insuficiente y condiciones deficientes de sanidad (Lewis et al., 2010; Khuroo et al., 2011). Es fundamental destacar que los genotipos virales identificados en las aguas del embalse San Roque son los mismos que aquellos que producen casos clínicos de gastroenteritis aguda en niños de la ciudad de Córdoba, Argentina (Barril et al., 2010). Además, la detección del virus de hepatitis E en matrices hídricas constituye la primera detección de este virus en muestras ambientales en Sudamérica. Estos resultados sugieren que las aguas del embalse podrían tener un rol en la diseminación de los virus en el ambiente y representarían un riesgo potencial de infección para la población expuesta a las aguas contaminadas. Es importante resaltar que los resultados negativos no excluyen la presencia de estos virus en el cuerpo de agua sino que puede indicar que su concentración resulta menor al límite de identificación de las técnicas y, por lo tanto, deben seguir siendo analizados en el embalse y en las muestras provenientes de los líquidos residuales descargados a dicho cuerpo de agua.

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Playas recreativas del embalse San Roque Parámetros in situ La temperatura del agua muestra diferencias significativas (p < 0,05) a lo largo de todo el año en época cálida (entre septiembre y febrero) y en época fría (entre marzo y agosto). En épocas frías el mayor contenido de od favorece la oxidación de componentes nitrogenados y otras especies. Al elevar la temperatura el contenido de od disminuye como consecuencia de una menor solubilidad y un mayor consumo por parte de los seres vivos y bacterias que se multiplican. De esta manera se ve favorecida la reducción, por ejemplo, de nitratos a nitritos que provoca una liberación de oxígeno al medio. Por otro lado, en medios con escasa renovación, como lagos y embalses, el contenido de od tiende a disminuir con la profundidad y se pueden desarrollar fenómenos de anaerobiosis en el fondo (Rodier et al, 2010). Este fenómeno, si bien se observa en las playas, se evidencia mejor en el centro del embalse San Roque, debido a su mayor profundidad y, además, provoca mortandad de peces en épocas de verano (La Voz del Interior, 20/12/13). Respecto a los valores de pH y orp, no se observaron diferencias significativas (p > 0,05) por sitio muestreado ni por época cálida y fría, lo que indicaría condiciones estables de los parámetros a lo largo de todo el año. Al analizar el od, se repite el fenómeno anterior: no se hallaron diferencias significativas entre época cálida y fría ni entre sitios de muestreo. Al analizar las temperaturas en las playas recreativas muestreadas, se observaron diferencias significativas durante época fría y cálida (beg : p = 0,0023; cp : p = 0,006; pp : p = 0,0031). En la Figura 8 se puede ver la tendencia ascendente a medida que nos acercamos a los meses de verano, resultando los valores mínimos en los muestreos de épocas invernales y los máximos en épocas estivales.

Parámetros físico-químicos Con respecto al contenido de pt y prs, no se hallaron diferencias significativas ni por sitio muestreado ni por época del año. Sin embargo, se observa que las medias de ambas formas fosforadas son mayores en la pp (pt: 115,9 µg/L y prs : 56,2 µg/L) y menores en la beg (pt: 95,8 µg/L y prs : 43,2 µg/L) y las medias en los tres puntos de muestreo tienen un valor mayor en época cálida que en época fría (Figura 9). Esto está relacionado, igual que en el embalse, con el contenido de materia orgánica en el agua y, por lo tanto, con los sólidos suspendidos. 46

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Temp. agua (ºC) 30,00

BEG CP

24,75

19,50

14,25

9,00 Jun’13 Jul’13 Ago’13 Sep’13 Oct’13 Nov’13 Dic’13 Ene’14 Feb’14 Mar’14 Abr’14 May’14 Jun’14

Muestreos

Figura 8. Líneas de tendencia de temperatura en las playas recreativas muestreadas a lo largo de todo el periodo de muestreo que marca las diferencias entre las épocas cálidas y frías. PT y PRS (µg/L)

Sólidos suspendidos (mg/L)

800

100

SS (mg/L)

700

PRS (µg/L)

PT (µg/L)

600

500

400

300

40 30

200

100

Jun’13

Jul’13

Fría

Ago’13 Sep’13 Oct’13 Nov’13

Dic’13 Ene’14 Feb’14 Mar’14

Cálida

0 PP

BEG

Abr’14 May’14 Jun’14

Fría

Figura 9. Medidas de pt, prs y sólidos suspendidos en las tres playas muestreadas (cp, beg y pp).

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Con respecto a las fracciones nitrogenadas (NO3- - N; NH4 + - N y NO2 - - N) en los tres puntos de muestreo, no se observaron diferencias significativas (Figura10). Al analizar las mismas fracciones, pero clasificando según época del año, se observaron diferencias significativas en los niveles de NO2 - - N de la beg (p = 0,0373). La media en época cálida resultó mayor (29.1 µg/L) que la época fría (7,6 µg/L). Al igual que los NO2 - - N, los valores de NH4 + - N presentaron diferencias significativas al comparar las dos épocas en el cp (p = 0,0295). La media fue mayor en la época cálida (48,1 µg/L) que en la época fría (15,4 µg/L). Estos niveles mayores de NH4 + - N y NO2 - - N están en relación con la disponibilidad de oxígeno de acuerdo a las temperaturas. El estudio de NO2 - - N es importante pues el agua que los contiene en cantidades elevadas debe considerarse sospechosa: suele ser asociada a un deterioro en su calidad microbiológica (Rodier et al., 2010). Al estudiar los valores medios obtenidos a lo largo de todo el año hidrológico, los valores de NH4 + - N y NO2 - - N superan los máximos recomendados, mientras que no ocurre lo mismo con el NO3- - N (eea, 2005; us epa, 1999). La concentración de NO3- - N si bien no presenta diferencias significativas con los otros dos sitios de muestreo, posee mayores proporciones a lo largo de todo el año en la bahía El Gitano, pues se encuentra localizada muy cerca del núcleo poblacional y recibe mayor cantidad de descargas contaminantes. Amonio y Nitritos (µg/L)

Nitratos (mg/L)

120

NH4+ - N (µg/L)

NO2- - N (µg/L)

100

NO3- - N (mg/L)

4 3

1 0 Jun’13

BEG

0 Jul’13 Ago’13 Sep’13 Oct’13 Nov’13 Dic’13 Ene’14 Feb’14 Mar’14 Abr’14 May’14 Jun’14

Fría

Cálida

Fría

Figura 10. Medidas de amonio, nitritos y nitratos en las tres playas muestreadas (cp, beg y pp), discriminadas por épocas cálida y fría.

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Además, se observa un pico llamativo en la beg y la pp en el muestreo de septiembre de 2013 (Figura10). Este pico se debió al aporte de gran cantidad de materia orgánica de los tributarios pues ese mes la provincia sufrió graves incendios que afectaron la zona de estudio (La Voz del Interior, 10/09/2013). Los incendios alteran los balances hidrológicos al reducir la cubierta vegetal e incrementar la impermeabilidad del suelo (Bohn et al.,1993). Las aguas drenadas rápidamente sobre los suelos quemados son muy turbias debido a la elevada presencia de partículas y cenizas en suspensión. El material en suspensión que arrastran, así como los nutrientes que llevan disueltos, afectan la calidad de las aguas, contaminándolas. La sedimentación de estos materiales va colmatando los fondos de los cuerpos de agua, lo que aumenta la concentración de las fracciones nitrogenadas y fosforadas.

Parámetros microbiológicos En los tres puntos muestreados se observaron bajos niveles de bam en los meses invernales debido a una disminución de la población bacteriana, permaneciendo estable hasta las primeras lluvias. Luego hubo un incremento de los recuentos debido al ingreso de nutrientes, llegando a un valor máximo en los meses estivales. La beg muestra valores de bam, ct y cf superiores a los otros dos puntos analizados (Figura11). Esta es la playa más cercana al tejido urbano y, por lo tanto, la más concurrida no solo por personas sino por animales domésticos. Además, recibe la descarga continua de la red pluvial de la zona urbanizada. El cp es, luego de beg, el punto de muestreo que posee mayor recuento de bam y ct. Se trata de un sitio muy concurrido en periodo estival por la práctica de actividades recreativas. Asimismo, geográficamente, está sometido a la corriente del antiguo cauce del rio Cosquín, aprovechándose tal cualidad para actividades de pesca. Por otro lado, por ser la más alejada de los puntos turísticos más visitados, los recuentos de cf son menores con respecto a beg y pp. Del mismo modo, la pp es el punto más cercano a la desembocadura del arroyo Los Chorrillos, resultando notable el elevado recuento de ct y cf encontrados durante el periodo de estudio. Esto se debe, entre otras causas, a las continuas descargas directas de líquidos residuales domiciliarios o ineficientemente tratados, vertidos sobre dicho arroyo. Cabe destacar que este arroyo, al igual que el río San Antonio, tiene población estable todo el año en sus márgenes, por lo que recibe permanentes descargas de líquidos residuales provenientes de los núcleos habitacionales no incorporados al sistema de tratamiento cloacal.

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BAM (UFC/mL)

CP Sitio

BEG

1,7E+03

2,1E+03

9,3E+02

4,3E+00

1,4E+02

2,7E+02

4,1E+02

CF (NMP/100 mL)

5,4E+02

Sitio

BEG

6,1E+01

3,2E+02

Figura 11. Medias con sus correspondientes errores estándares de los recuentos de a) bam, b) ct y c) cf en las tres playas muestreadas.

Sitio

BEG

4,1E+02

0,0E+00

3,7E+02

1,8E+03

2,4E+03

1,1E+03

4,8E+02

6,7E+02

CT (NMP/100 mL)

3,1E+03

2,2E+02

4,4E+02

6,6E+02

8,8E+02

1,4E+02

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Por último, respecto al análisis virológico de las márgenes del embalse (Figura 12) se registró la presencia de rotavirus y norovirus a lo largo de todo el año, muestreado en por lo menos dos de las tres playas (beg, pp y cp); picobirnavirus en por lo menos una de las tres (beg o pp o cp) y virus de hepatitis E solo en agosto de 2013 en cp (Figura 13). El patrón de circulación viral sigue las mismas características que el embalse. Si bien la cantidad de resultados positivos es menor, se establece la presencia viral y por lo tanto el riesgo de la población expuesta.

Norovirus Rotavirus Picobirnavirus

BEG

Virus de hepatitis E

Figura 12. Presencia de virus en los puntos de muestreo: rotavirus, picobirnavirus, norovirus, virus de hepatitis E.

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PM1 PM3 Puntos de Muesteo

DBO5 (ppm) DQO (ppm)

15,00

52,50

90,00

127,50

165,00

202,50

240,00

32,16

127,90

223,64

319,38

Figura 13. a) Gráfico de puntos que muestra la disminución de los parámetros de dbo5 y dqo del pm 3 respecto al pm1. b) Gráfico de dispersión dbo5 vs. dqo que muestra la correlación entre las variables.

40,00

87,50

135,00

182,50

DBO5 (ppm) 315,00

DBO y DQO (ppm) 230,00 277,50

PM1

PM3

415,13

DBO5 (ppm)-PM3

DBO5 (ppm)-PM1

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Líquidos residuales descargados en el embalse Planta modular de tratamiento Parámetros in situ En los cinco periodos estudiados el pH se mantuvo cercano a la neutralidad y no se observan diferencias entre los puntos de muestreo a lo largo del recorrido de la planta (p > 0,05). Al analizar la temperatura del líquido residual en los cinco periodos estudiados, si bien hubo fluctuaciones de esta variable entre los periodos fríos y cálidos del año, no resultan significativas (p > 0,05). Finalmente, en los valores del od no existen diferencias entre los distintos periodos del año (p > 0,05), lo cual está relacionado con la poca variabilidad de temperatura del líquido residual en épocas frías y cálidas. La estabilidad del pH, temperatura y od en el periodo estudiado asegura que se mantienen condiciones semejantes de funcionamiento en la planta, tanto en periodos estivales como invernales. Esto hace factible la supervivencia microbiana necesaria para la degradación de la materia orgánica, en etapas aeróbicas y anaeróbicas, y demuestra que la variabilidad estacional no afecta la eficiencia de la planta de tratamiento. Por otro lado, como era esperado, sí existen diferencias significativas entre los tres puntos de muestreo (p < 0,0001) siendo menor en el pm 2, luego de la digestión anaeróbica, y mayor en el pm3 luego del tratamiento aeróbico de biodiscos.

Parámetros físico-químicos Los ss disminuyen a medida que avanza el tratamiento siendo siempre la media cercana a 0,10 mL/L en el efluente de salida tanto en los ss 10 min. como en los ss 2 hs. Al comparar los pm1 y pm 3 se observa que existen diferencias significativas (p < 0,05) tanto a los 10 min. como a las 2 hs. Esto demuestra que los ss disminuyen a medida que avanza el tratamiento, mostrando la eficiencia de la planta en su capacidad para disminuir la materia orgánica en suspensión. Sin embargo, al discriminar por periodo de muestreo se observa que esa diferencia no es significativa (p > 0,05) en los dos últimos periodos que comprenden los meses entre agosto y diciembre de 2013. La falta de diferencias entre el contenido de ss en estos dos últimos periodos muestreados, entre la entrada y la salida de la planta, se debe a la presencia de elevadas concentraciones de detergentes que impiden la precipitación de las partículas suspendidas (González, 2005).

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Los indicadores más claros de la eficiencia de la planta de tratamiento son los valores de dbo5 y dqo. Se observan disminuciones en ambos parámetros a lo largo de la planta de tratamiento y, al realizar una prueba t entre los pm1 y pm3 se observan diferencias significativas (p < 0,05) (Figura13a), lo que muestra la eficiencia en la remoción de la materia orgánica. La disminución promedio de la dbo5 entre el pm1 y pm 3 en los cinco periodos estudiados es del 66,8 %, arrojando un valor (media ± de ) de 49,5 ± 15,4 mg/L en el pm3. La eficiencia general del tratamiento combinado es alrededor del 85 %, ya que la dbo5 promedio del líquido residual crudo (antes de ingresar a la cámara séptica) es de 320,0 ± 40,1 mg/L. Se calcularon los coeficientes de correlación de Pearson entre los valores de dbo5 y dqo, arrojando en el pm1 un r = 0,77 (p < 0,0001) y en el pm3 un r = 0,48 (p = 0,0125) (Figura 13b). Los valores de dbo5 de salida están muy cerca de los valores especificados en la normativa de calidad de aguas residuales para uso en el riego agrícola de la provincia de Córdoba (dbo5 ≤ 30 mg/L, según Decreto 415/99, Gobierno de Córdoba), parámetro tomado como referencia ya que el riego ornamental no está reglamentado en la provincia. Al consultar otras legislaciones usadas internacionalmente sobre aguas destinadas a riego ornamental (Castro de Esparza y Sáenz, 1990; Lorenzo et al., 2009), los valores de dbo5 obtenidos serían aptos para su uso en el riego de espacios verdes. En futuros estudios se pretende modificar variables físico-tecnológicas, como caudal y tiempo de residencia, ya que pruebas realizadas con prototipos de laboratorio (resultados no mostrados), revelan que se puede mejorar la eficiencia del sistema al modificar dichos parámetros. Los valores medidos de dqo en los dos últimos periodos estudiados mostraron un aumento respecto a los anteriores. Se registraron concentraciones (media ± de ) en el pm1 de 206,1 ± 16,1 ppm y en el pm 3 de 103,7 ± 25,7 ppm, mientras que el periodo mayo-julio 2013 presentó concentraciones en el pm1 de 174,3 ± 27,8 ppm y en el pm3 de 53,6 ± 16,3 ppm. Este aumento puede atribuirse a la presencia de sustancias que no son fácilmente biodegradables, como los detergentes que aumentaron significativamente en este periodo. Respecto a los análisis de S2-, la concentración aumenta coincidentemente con la disminución del od y disminuye con el aumento de este parámetro (Figura 14). Al realizar el análisis estadístico de los parámetros en el pm1 y en el pm3 se observa una disminución del contenido de sulfuros, mostrando diferencias significativas en los primeros tres periodos estudiados, pero no en los dos últimos debido a que la entrada de la planta no presenta contenidos elevados de este analito.

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SULFUROS (ppm)

OD (ppm)

Nov 2012 - Dic 2012

Periodo de Muestreo

Mar 2013 - Abr 2013

18 May 2013 - Jul 2013

23 Ago 2013 - Sep 2013

Figura 14. Gráfico de líneas que muestra el comportamiento de los sulfuros versus la concentración de oxígeno disuelto (od).

ppm

26 Oct 2013 - Dic 2013

PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3 PM1 PM2 PM3

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Los S2- en los líquidos residuales son considerados como indicadores del mal funcionamiento de plantas de depuración biológica ya que altas concentraciones de este analito señalan una mala condición de los líquidos residuales relacionado con fermentaciones anaerobias por estancamiento del agua residual (Rodier et al., 2010), por lo que la disminución de su concentración al final del tratamiento indica un buen funcionamiento de la planta. Por otro lado, los análisis de pt y prs, al igual que los contenidos de nitrógeno en las formas estudiadas, muestran que las concentraciones de ambas fracciones disminuyen a lo largo del tratamiento pero esta disminución en general no registra diferencias significativas entre el pm1 y el pm3. El hecho de que la disminución del contenido de fósforo y de nitrógeno luego del tratamiento no sea significativa no es llamativo: ya ha sido descripto que para que el contenido de fósforo disminuya en los líquidos residuales se utilizan distintos métodos de precipitación química luego del tratamiento biológico (gbs, 2012). A su vez, se observan mayores concentraciones de pt y de prs en aquellos puntos con menor contenido de od, lo que se debe posiblemente al desprendimiento de fósforo del sedimento en condiciones de anaerobiosis. Esto ocurre sobretodo en los primeros periodos de muestreo y en el pm1, mostrando un r = -0,62 (p = 0,0007) para el pt y el od y un r = -0,57 (p = 0,0026) para el prs y el od. Al analizar las concentraciones de pt y prs a lo largo de todo el periodo estudiado, se observa que existe un aumento de ellos en los dos últimos periodos de muestreo, coincidiendo con el aumento del contenido de ssam. Se conoce que el aporte de los vertidos humanos representa entre el 30-50 % (5-20 mg/L) de fósforo contenido en los líquidos residuales domésticos, el resto procede de los agentes de limpieza, más aún de aquellos conformados por polifosfatos que aportan cantidades importantes de este elemento (Rodier et al., 2010). Finalmente, los estudios de las fracciones nitrogenadas muestran mayores concentraciones de NH4 + - N en el pm1 y mayores de NO3 - - N en el pm3, también relacionadas con el contenido de od —registrándose mayores concentraciones de NH4 + - N en la etapa de anaerobiosis, debido a la desnitrificación—, mientras que los valores de NO3- - N aumentan a medida que el líquido sale del tratamiento aeróbico, resultado del proceso de nitrificación (Zhu et al, 2008). Sin embargo, al observar que los valores de NH4 + - N y NO3- - N presentan oscilaciones en algunas muestras, es necesario ampliar el estudio de estas y otras fracciones de nitrógeno, tal como nitrógeno orgánico (nitrógeno Kjeldalh), antes de emitir conclusiones definitivas del efecto del tratamiento sobre el nitrógeno. Los estudios de ssee, también conocidas como grasas, y de ssam, como detergentes, muestran que las primeras disminuyen cuando las concentraciones de detergentes aumentan y las mayores fluctuaciones en la cantidad de grasas se producen cuando 56

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las concentraciones de detergentes son mínimas. El análisis estadístico muestra diferencias significativas (p < 0,05) entre la entrada y la salida de la planta cuando la cantidad de grasas es elevada en el pm1, como se observa en los tres primeros periodos de muestreo. Otro hallazgo importante ocurre cuando analizamos el contenido de las fracciones fosforadas respecto al contenido de detergentes, observándose que al aumentar el contenido de ssee , las fracciones fosforadas también sufren un aumento en su concentración (Figura 15). Este efecto se vio reflejado en la dqo, pues la mayoría de los detergentes utilizan como coayuvante productos fosforados, siendo el más común el tripolifosfato pentasódico (tpp) (González, 2005). Cuando analizamos la correlación de estas variables nos encontramos que en el pm1 y en el pm3 el prs y las ssam muestran un r = 0,84 (p < 0,0001) y en el pm 3 existe además una correlación con el pt y los ssam con un r = 0,54 (p = 0,0041). Además, se observó en los dos periodos finales un aumento de la turbidez y escasos sólidos sedimentables (Figura 16). Es importante agregar en este el punto que los microorganismos presentes en los cursos de agua y en las plantas de tratamiento tienen capacidad de degradar los agentes tensioactivos, pero esto depende de su biodegradabilidad, incluso dentro de una misma clase (Rodier et al., 2010). Al realizar diferentes investigaciones, y luego del análisis de los resultados obtenidos, se constató que en el sitio de estudio se había cambiado el tipo o la calidad del producto detergente y, por lo tanto, se utilizó más cantidad del producto para obtener el efecto limpiante. Esto explica el aumento de su concentración en el efluente y, por ende, el aumento de las fracciones fosforadas y de la dqo. Asimismo, la presencia de detergentes de baja biodegradabilidad usados en cantidades elevadas dificulta la sedimentación de partículas suspendidas (González, 2005), razón por la cual las muestras analizadas en dicho periodo presentaron un importante grado de turbidez y escasos ss. Además, se conoce que estos compuestos dificultan la aireación en procesos de depuración biológica, lo que explica la disminución de la concentración de od en el reactor de biodiscos, e inhibe los procesos de digestión anaeróbicos (Rodier et al., 2010). Un alto contenido de detergentes de baja biodegradabilidad disminuye la eficiencia del sistema de tratamiento.

Parámetros microbiológicos El líquido residual del pm1, proveniente directamente de la cámara séptica, arrojó un valor promedio de Ct de 2,8 x 106 NMP/100 mL y 9,1 x 105 NMP/100 mL para cf. Los ct para el líquido residual en el PM3 fue de 5,1 x 105 NMP/100 ml y los cf de 4,5 x 104 NMP/100 mL. Al realizar el análisis estadístico de estas dos variables se observan diferencias significativas entre los dos puntos de muestreo tanto para los ct (p = 0,0076) como para los cf (p = 0,0366).

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Nov 2012 - Dic 2012

Periodo de Muestreo

Mar 2013 - Abr 2013

18 May 2013 - Jul 2013

23 Ago 2013 - Sep 2013

26 Oct 2013 - Dic 2013

Figura 15. Gráfico de líneas que muestra el aumento de las fracciones fosforadas a medida que aumenta la concentración de detergentes.

DETERGENTES (ppm)

FÓSFORO TOTAL (ppm)

0,2

0,4

0,6

0,8

1,2

1,4

1,6

DTG (ppm) 1,8

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FÓSFORO REACTIVO (ppm)

PT y PRS (ppm) 14

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PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

Nov 2012 - Dic 2012

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

Periodo de Muestreo

PM1

Mar 2013 - Abr 2013

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

May 2013 - Jul 2013

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

PM1

PM3

Ago 2013 - Sep 2013

PM3

PM1

26 Oct 2013 - Dic 2013

PM3

0,2

0,4

0,6

0,8

1,2

Figura 16. Gráfico de líneas que muestra la disminución de los sólidos sedimentables a medida que aumenta la concentración de detergentes.

DETERGENTES (ppm)

PM3

S.S 2H (ml/L)

PM1

DTG (ppm) 1,4

PM1

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S.S 2hs (ppm) 6

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Los recuentos observados en el pm3 son los que justifican la cloración en el tanque de almacenamiento/cloración antes de ser utilizados para riego. De esta manera se logra que los recuentos al final del tratamiento coincidan con los valores establecidos por la normativa vigente para riego agrícola en la provincia de Córdoba (Gobierno de la Provincia de Córdoba, 1999) y otras legislaciones usadas internacionalmente sobre aguas destinadas a riego ornamental (Castro de Esparza et al., 1990; Lorenzo et al., 2009; Alvarado, 2009).

Biopelícula del reactor biológico aeróbico (biodiscos) El recuento de bam en cada una de las etapas internas de los biodiscos arrojó un valor medio de 4,1 x 107 UFC/g en la primera, 5,8 x 106 UFC/g en la segunda y 1,5 x 106 UFC/g en la tercera etapa. Aunque los valores de los recuentos disminuyen a medida que el líquido tratado avanza por el reactor biodiscos, no se observan diferencias significativas (p > 0,05) entre las tres etapas. Por otro lado, se realizó un recuento total de hongos y levaduras, encontrando en la primera etapa un valor de 6,0 x 109 UFC/g, en la segunda serie de discos 4.0 x 109 UFC/g y en la tercera 2,0 x 109 UFC/g. Tampoco se observaron diferencias significativas (p > 0,05) entre las tres etapas del biorreactor. La observación microscópica de la biopelícula muestra que la primera etapa posee mayor carga orgánica particulada (detritus), bacterias filamentosas (Figura 17a), flagelados, amebas de vida libre, ciliados caminadores y pedunculados coloniales. En las áreas donde la biopelícula es más laxa y deja canales descubiertos, se observan ciliados caminadores y ciliados pedunculados coloniales como Opercularia sp. (Figura 17b). Otras especies encontradas fueron los flagelados y amebas de vida libre (Figura 17c). En la segunda etapa, se observa microscópicamente una biopelícula menos compacta, con menor abundancia de bacterias filamentosas, acompañada por una menor carga orgánica particulada, aunque siguen existiendo flagelados y amebas. Aparecen, por otro lado, los helmintos y sus huevos como Uncinaria spp. (Figura 17d y Figura 17e), Strongyloides spp. y Ascaris spp. (Figura 17f). En la tercera etapa, la más laxa, se destacó una menor proporción de bacterias filamentosas y flagelados. Además, disminuyó la abundancia de ciliados coloniales y hubo un incremento en la cantidad de helmintos y rotíferos del género Philodina spp. (Figura18) en un recuento de 3 organismos/10 campos, transformándose en uno de los componentes principales de la biopelícula.

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Figura 17. Fotografías de la biopelícula o biofilm que muestran algunos de sus componentes. a) Bacterias filamentosas, b) Opercularia spp., c) amebas de vida libre; d) Uncinaria spp., e) huevos de Uncinaria spp. y f) Huevos de Ascaris spp.

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Figura 18. a) Philodina sp. a 100 X, b) Philodina sp. a 400 X.

La abundancia de materia orgánica particulada en la primera etapa del reactor es la responsable de propiciar el crecimiento de bacterias filamentosas y mohos, principalmente (Pellizzaro et al., 2005; Alvarado, 2009). Las bacterias filamentosas comen la materia orgánica disuelta y, debido a que pertenecen a un nivel trófico inicial, son utilizadas como fuente de alimento para ciliados y organismos mayores (Norouzian, 1984; Pellizzaro et al., 2005). Generalmente, los ciliados formadores de colonias aparecen en sistemas con altos tiempos de retención hidráulica (Norouzian, 1984; Pellizzaro et al., 2005). Los ciliados tienen un papel importante pues mantienen el equilibrio bacteriano de la comunidad, favorecen la reducción de dbo5 y provocan la floculación y remoción de sólidos suspendidos (Pellizzaro et al., 2005). La aparición de organismos más complejos, como helmintos en la segunda etapa, favorece la difusión del oxígeno hacia las capas más profundas de la biopelícula, lo que facilita la descomposición de la materia orgánica por vía aeróbica gracias al movimiento que poseen (Norouzian, 1984; Pellizzaro et al., 2005). En la tercera y última etapa aparecen los organismos de mayor complejidad estructural, los rotíferos, los cuales se alimentan de bacterias, amebas y ciliados. Los rotíferos resultan los principales actores del efecto depurador.pues disminuyen aún más la carga orgánica (Conde-Porcuna et al., 2004; Pellizzaro et al., 2005). En las distintas etapas del reactor se observa una variación de color (Figura 19), debida a la presencia de dióxido de nitrógeno (color ladrillo), formado por la acción nitrificante de las bacterias que conforman la biopelícula (Rodier, 2010). Por último, al calcular el porcentaje de peso húmedo y de peso seco de la biopelícula, en cada una de las tres etapas, se observaron los siguientes valores: en la primera etapa, 96,4 % de peso húmedo y 3,6 % de peso seco; en la segunda etapa, 94,1 % de peso húmedo y 62

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5,9 % de peso seco; y en la tercera, 93,5 % de peso húmedo y 6,5 %de peso seco. En este caso sí hubo diferencias significativas entre el peso húmedo (p = 0,0097) y, por lo tanto, en el peso seco (p = 0,0096) de la primera etapa respecto a las dos siguientes (Figura 19). La mayor humedad observada en la primera etapa respecto a las otras dos se debe a que en ella hay mayor cantidad de biopelícula que en las demás pues es ahí comienza el proceso depurativo dentro del biorreactor.

Figura 19. Fotografía de los biodiscos que muestra las tres etapas internas del reactor con una biopelícula más abundante en la primera respecto a las demás.

C onclusiones Luego del estudio detallado y continuo del embalse San Roque y su cuenca, se pudo diagnosticar con rigor científico que dicho cuerpo de agua presenta una tendencia en constante aumento a la eutroficidad y a la contaminación. Las playas de uso recreacional ubicadas en las orillas del embalse también muestran un alto grado de deterioro, traducido en un riesgo para la salud de la población, tanto estable como 63

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turística. Una de las principales fuentes de contaminación del embalse son los líquidos residuales descargados directamente o con un tratamiento insuficiente, seguidos por los incendios, cada vez más frecuentes, que alteran las características del cuerpo de agua, amenazan el equilibrio ecológico y aportan compuestos nocivos y microorganismos patógenos causales de enfermedades de transmisión hídrica. En el embalse San Roque los bajos niveles de od, así como los grandes contenidos de sedimentos y nutrientes determinan una mala calidad de agua y favorecen la proliferación de algas, fundamentalmente en épocas estivales. Los cambios en las condiciones físico-químicas propias del embalse San Roque provocan variaciones en la estructura de la comunidad del zooplancton, permitiendo la supervivencia de organismos con menos complejidad estructural que no controlan las poblaciones algales, en desmedro de otros superiores que sí. Los nutrientes fosforados y nitrogenados presentes durante todo el año en el embalse San Roque son los responsables directos de la eutroficidad característica de este cuerpo de agua. Dichos nutrientes provienen fundamentalmente de las descargas de líquidos residuales tanto sobre los tributarios a lo largo de la cuenca como también de forma directa en el embalse. Aunque en Argentina no hay legislación sobre aguas recreacionales, se estudiaron aquellos indicadores asociados a contaminación general (ct), contaminación de origen fecal (cf), y contaminación entérica viral: los valores superan las medias establecidas por organismos de referencia como la who y la cee (Comunidad Económica Europea). El uso como agua de baño, donde hay contacto primario, constituye un riesgo potencial para la transmisión de enfermedades a través de microorganismos de origen intestinal. Su presencia, si bien no es determinante para la aparición de una enfermedad, instaura una alerta sanitaria. Por otro lado, respecto a la calidad virológica del cuerpo de agua y sus playas, se estableció la presencia de virus entéricos, causales de gastroenteritis y hepatitis, a lo largo de todo el año, lo que también constituyen un alto riesgo para la población de la cuenca. Estos estudios nos permiten aportar a las autoridades información para generar propuestas de monitoreo viral (no existentes) en aguas superficiales y evaluación de riesgo de transmisión hídrica de virus entéricos que sirvan como herramientas para la prevención de enfermedades. El grado de contaminación, fundamentalmente microbiológico, de las playas recreativas estudiadas es mayor en aquellas más cercanas al tejido urbano, lo que demuestra la necesidad perentoria de implementar acciones preventivas de remediación para evitar un daño en la comunidad. La implementación de un sistema de tratamiento combinado para líquidos residuales generados en los núcleos poblacionales próximos al embalse, disminuye el impacto ambiental al minimizar el aporte de materia orgánica, nutrientes y otros contaminantes descargados directamente al cuerpo de agua. Además, al permitir la reutilización del líquido tratado para riego ornamental, ofrece una alternativa práctica 64

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de gran interés para resolver los retos ante el déficit del recurso hídrico. La aplicación de tecnologías aisladas para el tratamiento de efluentes impide alcanzar la calidad exigida de líquido tratado, mientras que la combinación al utilizar módulos menos contaminantes permite aprovechar beneficios, disminuir deficiencias y lograr sinergias en la remediación. Dichas plantas de tratamiento posibilitan el almacenamiento del líquido recuperado y el acoplamiento de un sistema de tratamiento terciario (desinfección). Las tecnologías modulares implementadas para la remediación poseen un alto grado de versatilidad, pues resultan posibles económicamente, se adaptan a diferentes necesidades habitacionales y favorecen la sustentabilidad del recurso hídrico. El sistema de biodiscos, de naturaleza aeróbica, y otros menos complejos de tipo anaeróbicos, son los elementos principales del efecto depurador de la planta modular diseñada en este estudio. Al analizar la composición biológica de la biopelícula del reactor biodiscos, se observa que esta varía a lo largo del sistema de tratamiento, mostrando al inicio microorganismos de un nivel trófico inferior que son reemplazados en las siguientes etapas por organismos de mayor complejidad estructural, verdaderos actores de la remediación de los líquidos residuales. El análisis de la información durante el trienio estudiado nos permite afirmar que el embalse San Roque es un cuerpo de agua deteriorado. Es necesario emprender acciones que involucren a la función pública y a toda la comunidad para recuperar el ecosistema y evitar mayores daños en sus características. Siguiendo esta premisa, se diseñaron y distribuyeron en la zona estudiada folletos informativos sobre el cuidado, preservación y buen uso del recurso. La información fue divulgada entre la población a través de entidades públicas y privadas —como escuelas, municipalidades, ong — lo que permitió llevar la información a los hogares y entornos sociales de interacción. Además, se participó en las comisiones de la Secretaría de Vigilancia Ambiental de la provincia para modificar los parámetros monitoreados e introducir otros no presentes en la normativa vigente. La finalidad es lograr que la sociedad asuma mayor compromiso y responsabilidad con el recurso hídrico, pues el grado de contaminación actual amenaza el futuro de las generaciones venideras.

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En el marco del proyecto “Contribución de las Universidades Católicas Latinoamericanas a la Relacionados con este Recurso”, Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos

(Viene de la solapa anterior.)

hídricos en América Latina presenta los resultados

Autores Universidades participantes:

Pontificia Universidad Javeriana Aura Marina Pedroza-Rodríguez Carlos Enrique Daza Catalina Ospina Jorge Andrés Fernández-González Paola Bohórquez

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Aportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina

Grande do Sul, Universidade Católica de PernamAportes técnicos y formativos para el uso sostenible de los recursos hídricos en América Latina

Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul Betina Blochtein Gerti Weber Brun Regis Alexandre Lahm Letícia Paranhos M. de Oliveira Evérton Quadros

de los proyectos realizados por cinco universidades

María Claudia Campos Pinilla Gerti Weber Brun - editor a s

Protección del Agua y a la Reducción de los Riesgos

Gerti Weber Brun María Claudia Campos Pinilla editor as

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