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INTRODUCCIÓN
El agua subterránea es una fuente vital que sustenta globalmente los ecosistemas y las comunidades humanas (Morris et al., 2003). Los humedales, ríos y lagunas/lagos, reciben frecuentemente el flujo de ingreso desde el agua subterránea, la cual mantiene los niveles de agua, la temperatura y la química requeridos por las especies que sostienen. El agua subterránea provee servicios ecosistémicos clave como el almacenamiento y la purificación, los cuales permiten su uso para consumo humano, riego e industria. Sin embargo, su importancia no se refleja en políticas gubernamentales para la protección de su disponibilidad y calidad. Los datos disponibles sugieren que el suministro y la calidad del agua subterránea están amenazados a nivel global por la sobre extracción y la contaminación (MEA, 2005). Es probable que esta pérdida y degradación aumenten en el futuro, debido al cambio climático y al crecimiento de la población humana, con graves consecuencias tanto para las personas como para los ecosistemas (Brown et al., 2011).
En el Norte de la provincia de Buenos Aires, el agua subterránea es el recurso predominantemente utilizado para el suministro de agua con fines de consumo humano, ganadería y riego. Debido al incremento que se prevé en la demanda del recurso, resulta imprescindible evaluar su disponibilidad y calidad, a fin de garantizar el desarrollo productivo (Auge, 2006; Fernández Cirelli & Volpedo, 2016).
La instalación de una red de piezómetros para el seguimiento de niveles y calidades constituye el primer paso para un sistema de prevención hidrogeológico. El monitoreo de la respuesta de un acuífero y de sus tendencias de calidad son básicos para controlar los impactos de la extracción del agua subterránea y de las cargas contaminantes (Tuinhof et al., 2006). En principio, cualquier pozo de extracción construido y operable para el suministro de agua potable, bebida animal o riego podría usarse para el monitoreo de la calidad del agua subterránea. Sin embargo, extraer agua subterránea de estos pozos proporcionará agua mixta de calidad promedio para la captación de agua subterránea relacionada, sin la posibilidad de una mayor diferenciación temporal o espacial.
Por ello, el muestreo regular de agua subterránea en varios lugares dentro de una cuenca proporciona información más detallada (Eulenstein et al., 2016). El monitoreo hidráulico realiza el seguimiento de la evolución del agua almacenada y los niveles deben medirse en reposo, es decir, sin que haya incidencia del bombeo. Así, las variaciones en las reservas pueden asociarse a procesos naturales (recarga-descarga) o artificiales (extracción). En el primer caso, durante los períodos de exceso (recarga superior a descarga) la tendencia general es al ascenso del nivel. En los lapsos de déficit, sucede lo contrario. A estos cambios se los denomina estacionales porque se producen en el transcurso del año hidrológico (Auge, 2008).
Los elementos traza (ET) son parámetros de calidad que pueden perjudicar la salud humana o animal y la producción en el largo plazo (Fernández Cirelli & Volpedo, 2016). En la subregión pampa ondulada argentina, son escasos los estudios relacionados con el efecto de las actividades agropecuarias sobre la acumulación de ET en el agua subterránea (Galindo et al., 2007; Reynoso & Andriulo, 2009; Fernández Cirelli et al., 2009; Fernández Cirelli & Volpedo, 2016).
García et al. (2019) mostraron que las cantidades de ET (As, Cd, Mo, Zn, Cr, Cu, Pb, Mn y Fe) encontradas en el horizonte superficial del suelo luego de 25 años consecutivos de uso de fertilizantes nitrogenados y fosforados resultaron ínfimas en relación a las existentes naturalmente y éstas estuvieron debajo de los niveles guía para considerar al suelo contaminado. Esto podría indicar que el acuífero subyacente no se encuentra contaminado con ET bajo actividad agropecuaria; sin embargo, requiere evaluarse. Además, pueden existir numerosas fuentes de variación atribuibles al muestreo que inciden sobre la calidad y la aptitud del agua para diferentes usos. Entre las más importantes, se pueden mencionar: piezómetros con régimen de flujo natural (sin extracción de agua) y piezómetros en los que se realiza extracción de agua (flujo artificial), posicionamiento en el paisaje (áreas de recarga y descarga), ubicación con respecto a la dirección general del flujo subterráneo, profundidad de extracción (desde el nivel de la capa freática hasta la base del acuífero), momento o período de muestreo. Resulta interesante contar con información hidrogeológica local que contemple dichas fuentes de variación para mejorar el diagnóstico resultante del monitoreo. Los objetivos del presente trabajo fueron: a) analizar las fluctuaciones de la capa freática en dos períodos y su efecto sobre la calidad físico- química del agua, b) evaluar la variación de la concentración de As, Mo, Zn, Cr, Cu, Pb, Mn y Fe del agua subterránea en posiciones de recarga y descarga, en invierno y verano y en dos años con niveles freáticos contrastantes y c) comparar las concentraciones de los mismos ET con los niveles de calidad de agua subterránea para consumo humano, riego y bebida animal, en una red de piezómetros con régimen de flujo natural instalada en cinco microcuencas con producción exclusivamente agropecuaria.
MATERIALES Y MÉTODOS
La cuenca del arroyo Pergamino es representativa de la subregión pampa ondulada y forma parte de la cuenca del río Arrecifes, afluente del río Paraná. El trabajo se realizó en cinco microcuencas de la cuenca alta del arroyo Pergamino, Buenos Aires - Argentina, que se encuentran bajo producción exclusivamente agropecuaria (Figura 1). La zona estudiada se ubica dentro de la cuenca hidrogeológica del Rosario, limitada por fallas en dirección NO-SE en el NO de la ciudad de Pergamino, a lo largo de la cuenca del arroyo del mismo nombre. Se caracteriza por un relieve plano con muy baja pendiente topográfica, 0-1% (Sainato et al., 2001; Kruse & Zimmermann, 2002).
El paisaje aloja un arreglo de áreas altas y bajas que presentan comportamientos hidrológicos contrastantes en cortas distancias y a lo largo de sutiles diferencias de elevación. Generalmente, las zonas altas se comportan como áreas de recarga generando flujos descendentes y divergentes, sosteniendo suelos libres de sales. Las zonas bajas, en cambio, reciben flujos convergentes y su drenaje pobre conduce a aguas subterráneas enriquecidas en solutos que finalmente descargan en los cursos de agua (Portela et al., 2009).
Figura 1 Ubicación de la cuenca del arroyo Pergamino y detalle de las cinco microcuencas con los piezómetros de monitoreo. Figure 1. Location of the Pergamino stream basin and detail of the five micro-basins with the monitoring piezometers.
El área se encuentra en la formación pampeana (Pleistoceno) de sedimentos loessoides eólicos con reelaboración aluvial. Esta formación alberga el acuífero pampeano, que abarca un acuífero freático y algunos acuíferos semiconfinados más profundos. El agua presenta baja salinidad, predominando el bicarbonato de sodio (Auge, 2004). El agua para consumo y riego se obtiene de la base del acuífero pampeano (profundidad 40-50 m) (Sainato et al., 2001, Instituto Nacional de Estadística y Censos, 2010).
La temperatura media anual para el período 1967-2019 fue de 16,6ºC y la precipitación media anual para el período 1910-2019 fue de 989 mm (base de datos de la red meteorológica, Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria). La evapotranspiración real anual promedio es del 70% de la precipitación; así, el clima es templado húmedo (Auge, 2004).
Las características morfológicas, geológicas y edafológicas de la subregión, con redes de evacuación de agua incipientes, y el clima húmedo favorecen la infiltración y el drenaje profundo, principalmente, en otoño y primavera cuando el balance de agua es positivo. El rendimiento hídrico es alrededor del 30% en los sistemas agrícolas de la región: el escurrimiento representa 5%, mientras que el 25% del total de lluvia se pierde por drenaje, favoreciendo la recarga del acuífero Pampeano (Auge, 2004; Nosetto et al., 2012).
Los suelos de la cuenca son Molisoles, profundos, pudiendo alcanzar hasta 2 m sin presentar limitaciones dentro del perfil, lo que permite un alto almacenamiento de agua. Estos suelos se han desarrollado sobre materiales loéssicos de distinta granulometría. Según sea el área de deposición considerada, los suelos de textura más gruesa se ubican sobre la margen derecha del arroyo Pergamino (serie Rojas), los cuales presentan mejores características físicas que los desarrollados sobre la margen izquierda, donde prevalece la serie Pergamino, con textura más fina (Losinno et al., 2002). Debido a estas características, la red de monitoreo de pozos se ubicó en este último sector.
En las posiciones altas de la cuenca predominan los suelos clasificados como Argiudoles típicos familia fina térmica illítica. Estos presentan horizontes superficiales de textura franco limosa y horizontes Bt de un espesor variable entre 40 y 90 cm (INTA, 1972). El uso actual de la tierra en las partes altas y de media loma es predominantemente agrícola con cultivos de ciclo primavero-estivales bajo siembra directa; la soja de primera y de segunda ocupan el 51 y 24 % de la superficie agrícola sembrada, respectivamente, seguido por maíz con 15% y trigo con el 20% (MAGyP, 2020). En los sitios bajos y aledaños a cursos de agua, ocupados por suelos alcalinos y/o salinos de las órdenes Molisoles y Alfisoles (USDA Soil Taxonomy), se realiza cría de ganado vacuno.
El muestreo de agua subterránea incluyó 23 piezómetros ubicados dentro de las cinco microcuencas (Figura 1). Estas se encuentran en la parte superior de la cuenca, tienen superficies que van de 600 a 1200 ha y están atravesadas por cursos de agua de primer orden. De las 23 perforaciones (Figura 1), cinco corresponden a piezómetros ranurados que permiten el ingreso de agua cercana a 40 m de profundidad (base del acuífero) y, el resto de los piezómetros están ranurados hasta 12 m de profundidad (agua freática). Los piezómetros se encuentran distribuidos en las posiciones de recarga y descarga de las microcuencas en una relación de uno a dos/tres, respectivamente. En ellos se determina la altura de la capa freática a lo largo del tiempo. Para el muestreo de agua se realizaron cuatro muestreos correspondientes al invierno 2011 (30/08), verano 2012 (04/01), invierno 2017 (21/07) y verano 2018 (21/02). Las fechas de muestreo se eligieron en función de las fases de recarga y descarga de la capa freática luego de haber estimado el gradiente hidráulico promedio de las cinco microcuencas (el gradiente hidráulico se calculó como el cociente entre la diferencia de potencial entre los puntos de recarga y descarga y la distancia horizontal en la dirección del flujo entre esos puntos en cada microcuenca. Se lo expresó en porcentaje). Se determinaron los contenidos totales de los elementos As, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Pb y Zn. También se analizó pH y conductividad eléctrica (CE).
Las muestras de agua subterránea se extrajeron con un muestreador de bomba de válvula de pie tipo “ball-point” (12.04, Eijkelkamp, Países Bajos). Para el muestreo de los ET se utilizaron botellas de vidrio color caramelo previamente lavadas con ácido nítrico al 50%. En el momento de la toma de muestra se realizó un enjuague con la muestra y luego se llenó la botella dejando un espacio para el agregado de ácido nítrico concentrado (1,5 ml en 1 L de agua). Las muestras de aguas no filtradas se enviaron al Laboratorio de Análisis Químicos (LANAQUI) CERZOS- CONICET- UNS, Bahía Blanca; donde se analizaron según Norma EPA, método 200.7, utilizando espectrómetros de emisión atómica por plasma de acoplamiento inductivo (ICP-AES) marca Shimadzu secuencial 1000 mod. III en línea con un generador de Hidruros Volátiles para el arsénico y un Shimadzu ICP- AES simultáneo 900 de Alta Resolución para los demás metales. El límite de detección (LD) para cada elemento se determinó como: tres x sigma; donde sigma es el promedio de 10 determinaciones cuantitativas consecutivas del blanco (agua ultrapura - tridestilada) para cada elemento en particular. Los LD (µg L-1) fueron los siguientes: As (0,004), Cr (0,0003), Cu (0,0005), Fe (0,0001), Mn (0,00003), Mo (0,0005), Pb (0,001) y Zn (0,0002).
Para evaluar la calidad del agua, se utilizaron los niveles guía provenientes de la Ley de Residuos Peligrosos Nº 24051 (1993) para consumo humano, riego y bebida animal.
Para el análisis estadístico se realizó un análisis de la variancia, utilizando el paquete estadístico Infostat (Infostat 2011). Este permitió aislar los efectos de la estacionalidad, la posición en el paisaje y del año de muestreo. El diseño fue completamente aleatorizado (DCA) para el análisis de la estación de todas las perforaciones (invierno, verano), posición (perforaciones de la capa freática ubicadas en área de recarga y de descarga) y profundidad (perforaciones de la capa freática y de la base del acuífero en el área de recarga). Se utilizó la prueba de comparaciones múltiples de Tukey para comparar las medias de los distintos factores cuando resultaron significativamente distintas. Para estudiar la relación entre las concentraciones de ET y los parámetros químicos pH y CE y entre las concentraciones de ET y la profundidad de la capa freática, se utilizaron los coeficientes de correlación de Pearson y sus respectivas probabilidades.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Análisis de las fluctuaciones del nivel freático
Los momentos de muestreo elegidos mostraron claramente diferencias de gradiente hidráulico (Figura 2a y b). En los muestreos de 2011 y 2012 se produjeron pequeñas recargas en un periodo general de grandes descargas (elevado gradiente hidráulico, 0,077-0,083%, Figura 2a) mientras que en los muestreos de 2017 y 2018, las precipitaciones de fin de otoño fueron suficientes para recargar el acuífero durante el invierno, disminuyendo el gradiente hidráulico (0,016%). Las precipitaciones de primavera/verano se perdieron por evapotranspiración, aumentándolo nuevamente a 0,042% (Figura 2b). Las diferencias de gradiente hidráulico ponen de manifiesto grandes contrastes en el volumen del acuífero y su velocidad de movimiento. Como consecuencia, se producirán cambios significativos en la concentración de cualquier sustancia que transporte y en el tiempo de llegada hasta su base, tanto en las posiciones de recarga como en las de descarga, donde predomina el flujo vertical.
La profundidad de la capa freática se encontró dentro del intervalo informado por Sainato et al., (2001): desde casi superficial hasta una profundidad de 5-7 m (Figura 2a y 3a). Además, mostró interacción entre el año de muestreo y la estación (Figura 3a). Así, durante el invierno 2011, el nivel freático estuvo profundo y se mantuvo en el verano 2012. En cambio, en invierno 2017, el nivel freático estuvo muy cerca de la superficie y se profundizó significativamente durante el verano 2018, aunque sin llegar a los niveles registrados en 2011 y 2012. También se encontró interacción entre el año de muestreo y la posición (Figura 3b). En 2011, el nivel freático de las posiciones de recarga estaba muy lejos de la superficie mientras que las de descarga estaban más cerca; la diferencia fue de 2 m. En 2017 y 2018, el nivel de freático se mantuvo más cerca de la superficie con muy pequeñas diferencias entre posiciones, próximas a 0,5 m, aunque no significativas. Las fluctuaciones de los niveles freáticos son una consecuencia de la variabilidad climática típica de la región (Galindo et al., 1999) en combinación con la alteración del balance de agua regional bajo el sistema de producción agropecuaria más reciente (Jóbaggy, 2011; García et al., 2018).
Figura 2 Variación de la profundidad de la capa freática en posiciones de recarga y descarga acompañadas por la distribución mensual de las precipitaciones durante: a) el periodo septiembre 2010 a septiembre 2012 y b) el periodo diciembre 2016 a agosto 2018. Los triángulos indican el gradiente hidráulico, expresado en %. Figure 2. Variation of the depth of the water table in recharge and discharge positions accompanied by the monthly distribution of rainfall during: a) the period September 2010 to September 2012 and b) the period December 2016 to August 2018. The triangles indicate the hydraulic gradient, expressed in %.
En invierno de 2017 el acuífero registró el valor más elevado de pH. En el verano de 2012 registró un valor intermedio y los valores más bajos se observaron en el invierno 2011 y el verano 2018, sin diferencias entre ellos (Figura 3c). Contrariamente a los valores de pH, el acuífero estuvo más diluido en sales en el invierno 2017 y no se registraron diferencias entre las CE de las restantes fechas de muestreo (Figura 3d). La diferencia de altura freática produjo cambios en el pH (r = - 0,45; p< 0,001) y tendencias en la CE (r = -0,16; p< 0,11) (Tabla 4). En invierno de 2011, se concentraron protones y sales. Esto disminuyó el pH y la CE fue elevada (Figura 3c, d). En el verano 2012 existió disolución, hidrólisis y/o precipitación de elementos que reemplazaron protones y elevaron el pH. Al contrario, en el invierno 2017, la capa freática muy cercana a la superficie diluyó protones y sales. En consecuencia, se elevó el pH y disminuyó la CE. Hacia el verano, cuando el nivel freático descendió, ocurrió lo contrario.
El valor medio de la concentración de sales en la base del acuífero fue de 500 mg L-1, variando desde 50 a 1000 mg L-1, en coincidencia con Galindo et al., (2007) e inferiores al valor promedio de 1000 mg L-1 informado por Sainato et al., (2001) para el mismo sector de la cuenca. La cantidad de precipitaciones, su distribución estacional y las características de la agricultura regional (con predominio de cultivos de verano) inciden directamente sobre las sales disueltas totales.
Las tendencias típicas en la química del transporte de agua subterránea, siguiendo la dirección del flujo y con incremento de la profundidad son: el aumento del contenido de sales, la disminución de dióxido de carbono y del oxígeno libre, el potencial redox que cambia de positivo a negativo y el pH de ácido a básico (Tóth, 1999). En el presente trabajo, los valores medios de CE variaron desde 0,57 a 0,85 dS m-1 (p< 0,01) y de pH desde 7,61 a 7,72 (p<0.11) en las posiciones de recarga y descarga, respectivamente.
Figura 3 Parámetros del acuífero durante cuatro fechas de muestreo: a) Profundidad de napa en invierno y verano, b) Profundidad de napa en posiciones de recarga y descarga durante los años 2011/12 y 2017/18, c) pH de invierno y verano y d) CE de invierno y verano. Letras diferentes indican diferencias entre fechas de muestreo en a), c) y d) y en b) diferencias entre años. Figure 3. Aquifer parameters during four sampling dates: a) Napa depth in winter and summer, b) Napa depth in recharge and discharge positions during the years 2011/12 and 2017/18, c) Winter and summer pH and d) Winter and summer CE. Different letters indicate differences between sampling dates in a), c) and d) and in b) differences between years.
Variaciones en la concentración de ET
En general, cuando los niveles están más profundos respecto de la superficie del suelo, con valores de pH relativamente bajos, se registra un aumento en la intensidad del ataque ácido a los materiales loéssicos por parte de la disolución del CO2 que libera elementos de transición al agua subterránea (Martínez et al., 2004; Bonorino et al., 2008). En la Tabla 1 se muestran las concentraciones promedio de ET presentes en el acuífero, obtenidas a partir de todas las perforaciones en el periodo completo de estudio. Los cambios de volumen y en las propiedades químicas del acuífero produjeron grandes diferencias temporales y espaciales que se expresaron como elevada variabilidad en la concentración de todos los ET analizados. En efecto, los coeficientes de variación (CV) oscilaron entre 87,3 y 295,3%.
Las concentraciones de As y Mo se encontraron dentro del intervalo de concentraciones informados previamente por Galindo et al., (2007) y por Reynoso & Andriulo (2009) en el mismo curso de agua. La zona próxima al río Paraná contiene As en concentraciones relativamente bajas porque el aporte principal de agua procede de la parte de la cuenca brasileña que no es un área fuente de As (Fernández Turiel et al., 2005).
En general, las concentraciones medias de ET estuvieron por debajo de las informadas por Silva Busso & Santa Cruz (2005) para Zn, Cr, Cu, Pb, Mn y Fe en las cuencas inferiores de los ríos Luján, Escobar y Garín del partido de Escobar bajo uso agropecuario intensivo y extensivo. La presencia de Pb en las aguas subterráneas puede deberse a la interacción con las plagioclasas presentes en los sedimentos psamíticos (Galindo et al., 1999). Su concentración resultó elevada con respecto a otras publicaciones del acuífero pampeano de esta misma subregión (Galindo et al., 2007). Clausen et al., (2011) señalan que las aguas subterráneas naturalmente tienen muy bajas concentraciones de Pb y que cuando dichas concentraciones son más elevadas, éstas se deben a la introducción de Pb o a errores producidos durante el muestreo o el análisis. La existencia de Pb presente en el PVC que conforman los pozos de muestreo podría ser la causa de su valor elevado. El Pb es un estabilizador térmico durante el procesamiento del PVC (Sánchez & Chirinos, 2014). También puede haberse introducido Pb en dos de las 23 perforaciones analizadas dado que se observaron valores de 81 y 115 µg L-1 en la base del acuífero (contaminación puntual, datos no mostrados). Las características del agua freática en posiciones de recarga o descarga y de la variación estacional en los cuatro momentos de muestreo se encontraron entre los factores que produjeron diferencias en las concentraciones de ET (Tabla 2). En las posiciones de descarga aumentó la concentración de As, disminuyó la de Mo y Pb mientras que la de Cu no cambió. Particularmente, el As se concentró en el verano y las concentraciones de los cuatro ET se diluyeron en 2017 y 2018. Las concentraciones de Zn, Cr, Mn y Fe no variaron entre posiciones de recarga y descarga. Sin embargo, presentaron interacción significativa entre el año de muestreo y la estación. Durante el verano 2012 los cuatro elementos se concentraron. Particularmente, Fe y Mn estuvieron 81 y 16 veces más concentrados en ese verano, respectivamente. Las concentraciones de Cr y Zn también fueron más bajas en el invierno 2011 mientras que en 2017 y 2018 fueron muy bajas (Tabla 2).
Tabla 1 Concentraciones promedio de ET del periodo analizado presentes en el acuífero pampeano en un sector de la cuenca alta del arroyo Pergamino bajo producción agropecuaria. Table 1.Average concentrations of ET for the analyzed period present in the Pampean aquifer in a sector of the upper basin of the Pergamino stream under agricultural production.
Estos resultados son una consecuencia de la composición mineral de los sedimentos y de los procesos geoquímicos que intervienen sobre ellos. Los ET estudiados conforman 2 grupos que muestran su dependencia con la composición química del loess, las cuales condicionan su separación entre el mineral y la solución: metales de transición con escasa movilidad, la cual aumenta en el orden Fe < Mn < Pb < Cu < Cr < Zn y elementos que forman aniones oxohidrosos de muy elevada movilidad (Mo < As) (Bonorino et al., 2008). Por otro lado, numerosos autores han señalado que los vidrios volcánicos loéssicos del acuífero de la región serían la fuente de aporte más importante de ET (Nicolli et al., 1989; Arribère et al., 1997; Bonorino et al., 2008).
El As, al presentar la mayor movilidad entre los elementos analizados, sigue el gradiente hidráulico hacia las zonas de descarga (Tabla 2) donde aumenta su concentración en verano (Tabla 2). El Mo y el Pb presentaron un comportamiento opuesto al del As (Tabla 2). La reducción del 50 % de la concentración de Mo en los sitios de descarga se podría explicar porque en este sector de la cuenca (bajos asociados con los cursos de 1º orden que desaguan rápidamente en el arroyo Pergamino) se practica la ganadería de cría; el ganado vacuno se suplementa con Cu y como éste es un antagonista de Mo, aumenta su concentración en las deyecciones. Siendo el Mo muy móvil, al llegar al suelo, se pierde por las vías de escurrimiento, dejando a las áreas de descarga menos concentradas en Mo que las de recarga. García et al., (2017) reportaron concentraciones elevadas de Mo en el agua del arroyo Pergamino en este mismo sector, atribuyéndolo al escurrimiento superficial.
Tabla 2 Concentración promedio de ET (µg L-1) a nivel freático en los pozos de recarga y descarga, en las estaciones de invierno y verano, y el efecto año de muestreo. Table 2. Average concentration of ET (µg L-1) at the water table level in the recharge and discharge wells, in the winter and summer seasons, and the effect of sampling year.
La significativa menor concentración de Pb en los sitios de descarga (66%) con respecto a los sitios de recarga se correspondió con napas cercanas a la superficie, sin que se visualizara un efecto estacional (Tabla 2). Su baja solubilidad (se presenta principalmente en los sedimentos como PbCO3) y movilidad, provocarían una marcada dilución durante los periodos de niveles freáticos más cercanos a la superficie del suelo. El Cu, aunque un poco más móvil que el Pb, al predominar como sal de CuCO3 en los sedimentos (Bonorino et al., 2008), y resultar insoluble en el agua, se encuentra en concentraciones muy bajas.
En las perforaciones ubicadas en la zona de recarga, se observó claramente que los iones más móviles (As y Mo) se concentran hacia la base del acuífero (Tabla 3). El resto de los ET no mostró diferencias significativas aunque el Fe, el Mn y el Zn tendieron a disminuir hacia la base del acuífero. En efecto, sus concentraciones estuvieron alta y positivamente correlacionadas (Tabla 4) y obedecen a las fluctuaciones estacionales que se expresan con énfasis cerca de la zona vadosa, en la que la presión de oxígeno juega un rol fundamental en la disolución de los compuestos férricos y mangánicos. Y, por ende, también en la disolución de Zn, debido a su estrecha asociación con el Fe ya mencionada (Tabla 3). Por otro lado, el mayor valor medio de Pb hacia la base del acuífero, aunque no significativo, puede deberse a la ya mencionada disolución producida desde las superficies de los tubos de PVC, expresada con mayor intensidad en momentos de nivel freático profundo.
La huella hidroquímica del agua muestra que el As está asociado al Mo (r = 0,53, p < 0,001) y que estos se concentran con las sales (Tabla 4): la asociación As y Mo con la CE mostró valores r de 0,51 y 0,45 (p <0,001), respectivamente (Galindo et al., 2005). A su vez, As se correlacionó positivamente con Cr (p <0,001), Pb (p <0,01), Mn (p <0,02) y Fe (p <0,05) (Tabla 4).
Tabla 3 Concentraciones promedio de ET presentes a nivel freático y en la base del acuífero pampeano de las posiciones de recarga en un sector de la cuenca alta del arroyo Pergamino bajo producción agropecuaria. Table 3. Average concentrations of ET present at the water table and at the base of the Pampean aquifer from the recharge positions in a sector of the upper basin of the Pergamino stream under agricultural production.
A su vez, se encontraron coincidencias para la asociación clásica relacionada con el sector agropecuario entre Fe y Zn (r = 0,71, p<0,001), Fe y Cu (r= 0,66, p<0,001) y Fe y Mn (r= 0,79, p <0,001) (Tabla 4). Como era de esperar, en este sector de la cuenca no se encontró coincidencia en la asociación entre Pb y Cr (r = 0,11, p<0,32) debido a que, normalmente, esta se relaciona con los sectores industriales y urbanos (Silva Busso & Santa Cruz, 2005).
Los resultados presentados en las cuatro Tablas anteriores muestran el importante rol del agua subterránea para interactuar con su entorno ambiental y en la distribución espacial sistematizada de su flujo. Comportándose como un agente reactivo, algunas de las interacciones fueron identificadas en procesos químicos naturales. Ello, sumado a su comportamiento como agente de transporte de dominio gravitacional, permitió explicar la variación en la concentración de ET y su distribución en espacio y tiempo.
Calidad de agua para diferentes usos
El aumento de la concentración de los ET analizados en la base del acuífero durante periodos de baja recarga, y particularmente en verano, podría representar un riesgo para la salud y el ambiente.
Cuando se compararon las concentraciones de ET de los sitios de recarga y en la base del acuífero con los niveles guía para diferentes usos se obtuvo el porcentaje de muestras que excedieron los niveles de referencia (Tabla 5).
Tabla 4 Correlación entre ET, nivel freático, pH y CE del periodo analizado. Table 4. Correlation between ET, water table, pH and CE of the analyzed period.
Tabla 5 Valores guía sobre la concentración de ET para consumo humano, riego y bebida animal (en µg L-1) y porcentaje de muestras que superaron el valor guía correspondiente en los sitios de recarga y en la base del acuífero. Table 5. Guide values on the concentration of ET for human consumption, irrigation and animal drink (in µg L-1) and percentage of samples that exceeded the corresponding guide value at the recharge sites and at the base of the aquifer.
Para consumo humano, en la base del acuífero su calidad estuvo disminuida para As > Pb > Mn = Fe. Ello estuvo en coincidencia con lo informado previamente por Reynoso & Andriulo, (2009) y por Galindo et al., (2007) para As y Fe en la misma cuenca.
Para riego, estuvo disminuida en su calidad para Mo>> Pb = Mn = Fe. Estos resultados también se vieron reflejados en el estudio de Reynoso & Andriulo (2009), coincidiendo en los mismos elementos. En cambio, en la comparación con los resultados informados por Galindo et al., (2007), hubo coincidencias solamente para Mo, quienes lo atribuyeron a los valores favorables de pH que facilitan su movilidad en proveniencia de materiales piroclásticos.
Para bebida animal, el agua de la base del acuífero resultó disminuida en su calidad para Zn > Pb, en coincidencia con Reynoso & Andriulo (2009). Sin embargo, en la comparación con los resultados informados por Galindo et al., (2007), hubo coincidencias solamente para Zn.
El momento de muestreo, la variación estacional, el tipo de perforación utilizada, la posición en el paisaje y la profundidad del muestreo explican las diferencias encontradas en los trabajos previos que exploraron el agua subterránea del mismo sector de la cuenca. En los trabajos de Galindo et al., (2007) y de Reynoso & Andriulo (2009) el muestreo se realizó en mayo de 2002 y febrero de 2008, respectivamente. El primero ocurrió en un periodo con niveles freáticos cercanos a la superficie (Portela et al., 2009) mientras que el segundo se ejecutó en un verano muy seco, con capas freáticas bastante alejadas de la superficie (Caprile et al., 2019). Esto produjo concentraciones medias de ET relativamente más bajas en el primer trabajo que condujeron a mejor calidad de agua para los diferentes usos analizados. Además, Galindo et al. (2007) tomaron muestras de pozos utilizados para extracción de agua. Reynoso & Andriulo (2009) utilizaron piezómetros de observación, con estaciones dedicadas exclusivamente al monitoreo, que se ubican y están diseñadas para detectar cambios potenciales del flujo y de la calidad del agua subterránea debidos al uso agropecuario. Y, particularmente, en el presente trabajo, los muestreos se realizaron expresamente con niveles freáticos diferentes, en diferentes estaciones y posiciones del paisaje, separando la toma de muestra a nivel de la capa freática de la base del acuífero pampeano para mostrar la calidad del agua subterránea frente a condiciones ambientales variadas. Otra diferencia a tener en cuenta es el material que constituye el piezómetro de medición. En el presente trabajo y en el de Reynoso & Andriulo (2009) se utilizaron las mismas perforaciones, construidas con PVC, que conllevan valores de Pb un poco más elevados para todos los usos de agua posibles. Ello se evidenció por la presencia de una contaminación puntual con este ET en dos de las perforaciones que constituyen la red de monitoreo para todos los usos.
El As superó el nivel guía internacional (Organización Mundial de la Salud) en agua para consumo humano (10 µg L-1) en el 70% de los casos, indicando la necesidad de un tratamiento para su abatimiento (García et al., 2017).
El Mo en agua para fines de riego superó el nivel guía en el 50% de los casos. Si bien no se han reportado casos de toxicidad en la región, se establece como umbral de toxicidad para algunas plantas 50 µg L-1, es decir, valores tres veces más elevados que el valor medio encontrado en la base del acuífero. Una solución a largo plazo y poco costosa podría ser la dilución (Swistock, 2016).
El Zn es un elemento esencial de la biosfera. En pequeñas concentraciones estimula el crecimiento de las plantas, mientras que en grandes cantidades es muy tóxico para la mayoría de ellas. Su presencia en agua subterránea se debe a que el sedimento loéssico está integrado por anfíboles y piroxenos, entre otros minerales (Galindo et al., 1999). Su exceso causa interferencia con otros nutrientes. Niveles altos de Zn en la dieta causan extensión de miembros, convulsiones, opistótonos y muerte, bajan la disponibilidad de Cu y Fe, conduciendo a síntomas típicos de deficiencia de los mismos, como anemias, cardiopatías, etc. (Gerardo & Villanueva, 2011). En base a ello, debería prestarse atención a su concentración en la elaboración de la dieta animal.
La presencia de Fe y Mn en el agua se puede atribuir a suelos que están constituidos por concreciones de Fe y Mn. Además, son elementos muy difundidos en la naturaleza, encontrándose en todos los terrenos (Galindo et al., 1999). En este estudio, sólo el 5 % de las muestras superaron los niveles guía para humano y riego.
La información obtenida sobre las concentraciones totales de los diferentes ET, realizada sobre observaciones directas de campo, especialmente en áreas rurales y de población dispersa, permitió una evaluación completa y oportuna del comportamiento general del agua subterránea. En trabajos futuros, esta información servirá para evaluar el impacto potencial de cambios en el uso del suelo sobre el agua subterránea.
CONCLUSIONES
La observación del acuífero pampeano en un área rural de la pampa ondulada proporcionó información sobre su funcionamiento hidrogeológico y la variación de la concentración de As, Mo, Zn, Cr, Cu, Pb, Mn y Fe del agua subterránea en posiciones de recarga y descarga, en invierno y verano y en dos años con niveles freáticos contrastantes. Los cambios generales en los flujos de agua y en la concentración de ET respondieron exclusivamente a procesos naturales resultantes del uso del suelo regional y su variación climática. El diseño de la red de monitoreo resultó eficaz y eficiente para la interpretación de los datos, al permitir la detección de cambios de flujo y calidad del agua subterránea para consumo humano, riego y bebida animal. Por último, sentó las bases para la evaluación y control de posibles impactos de actividades específicas futuras.
