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INTRODUCCIÓN
De acuerdo a la Organización Mundial de la Salud -OMS- (2017) el acceso al agua potable se gura es esencial para la salud, un derecho huma no básico y una política efectiva para la protec ción sanitaria de la población. El agotamiento de los recursos hídricos subterráneos no renovables y la degradación de su calidad es un problema creciente en muchas regiones. Las fuentes de contaminación del agua subterránea dependen principalmente de la actividad humana que se realice sobre el suelo (Reyes Gomez et al., 2017; Tirkey et al., 2017).
En la llanura pampeana argentina desde la década de 1990 y comienzos del nuevo siglo una intensificación agrícola estuvo acompañada por una intensificación de los planteos ganaderos. Este nuevo escenario impuso una alta densidad de animales sometidos a un engorde a corral (co nocido como feed-lot) con granos y forrajes proce sados. La agricultura comenzó a aportar la mayor parte de los insumos que requiere la ganadería, y ambas actividades, que antes se articulaban en esquemas extensivos de rotación de cultivos, ahora aparecen desacopladas y altamente espe cializadas, inclusive con administraciones inde pendientes (Vigglizo, 2007). Tal cambio introdujo una modificación adicional en la funcionalidad de estos ecosistemas que, para sostener una mayor productividad, reciben más insumos (fertilizan tes y pesticidas) y generan más residuos y dese chos que afectan al ambiente en general y a los recursos hídricos en particular (Vigglizo, 2008).
La agricultura es la base de la alimentación mundial (FAO, 2018) pero produce impactos ne gativos de diversas maneras y en distintos niveles sobre los recursos naturales (Goudie, 2013). Sus principales impactos son: degradación de suelos; afectación de ecosistemas terrestres y acuáticos; contaminación de aguas superficiales y subterrá neas; presión sobre la oferta hídrica natural; y, en algunas situaciones, disminución de la calidad del aire (Freeman et al., 2005). La contaminación de recursos hídricos subterráneos y superficiales, está asociada a la aplicación de agroquímicos, principalmente fertilizantes y pesticidas, que son transportados de diferentes maneras hasta los cuerpos hídricos. A este tipo de contaminación se la denomina contaminación difusa por agroquí micos (Custodio et al., 2012), y se refiere a los contaminantes que afectan los cuerpos hídricos y que provienen de fuentes no puntuales bien sea de origen urbano o rural (Ferrier et al., 2005).
En este contexto la elaboración de un diag nóstico de la situación ambiental del recurso hídrico subterráneo realizado a través de la in formación recolectada en redes de monitoreo es la base para la elaboración de planes, programas y proyectos para realizar una gestión ambiental mente sustentable.
En el enfoque de los recursos hídricos como sistemas complejos y dinámicos, en el cual las ac tividades humanas son inherentes a los mismos, cobra importancia integrar los aspectos natura les y sociales para mejorar su comprensión; sobre todo al advertir el dominio en la investigación por parte de hidrólogos, con una contribución li mitada y posiblemente insuficiente de científicos sociales (Krueger et al., 2016; Xu et al., 2018).
En los trabajos antecedentes analizados es preponderante la mirada hidrológica por sobre la social, aunque comienza a identificarse la necesidad de considerar al hombre como actor importante en las evaluaciones de calidad de agua. Estos estudios analizaron parámetros fi sicoquímicos y/o microbiológicos de los sitios de muestreo y: evaluaron qué cantidad de población consume agua potable y qué cantidad consume agua no potable (Singhal et al., 2020); analiza ron relaciones entre calidad del agua y efectos a la salud (Tirkey et al., 2017); relacionaron cali dad del agua con usos de suelo para conocer la respuesta de los acuíferos a las influencias del hombre (Reyes Gomes et al., 2017); analizaron la calidad de agua para consumo humano y su va riación espacial y temporal (Masoud et al., 2018); y evaluaron zonas contaminadas explicando sus posibles fuentes de contaminación (Bodrud-Doza et al., 2018 y Rezaei et al., 2019).
En este marco el objetivo del presente traba jo fue diseñar una red de monitoreo del recurso hídrico subterráneo con una perspectiva ambien tal, que integre, más allá de la mirada hidrológica clásica que evalúa la hidrodinámica e hidroquí mica, variables fisicoquímicas y de manejo del recurso en cada sitio de muestreo dentro de una cuenca emplazada en una zona rural.
MATERIALES Y MÉTODOS
Descripción de la zona de estudio
El área de estudio se ubica en el partido de Tandil, Provincia de Buenos Aires, Argentina. Este partido cuenta con una superficie de 4836 km², dentro de la cual se identifican ocho cuencas hidrográficas (Fig. 1 y Tabla 1) cuyos arroyos tie nen sus nacientes en los ambientes serranos del sistema de Tandilia (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005). Estas cuencas presentan una ex tensión regional, es decir que sus límites están por fuera de los límites del partido, y se encuen tran dentro de la región hidrogeológica serrana que se corresponde con los dos sistemas serranos de la provincia, Tandilia y Ventania (González, 2005). La cuenca que se estudió en este trabajo fue la del arroyo Chapaleofú. La misma se desa rrolla predominantemente en el espacio rural y cuenta con los asentamientos de Azucena, María Ignacia (Estación Vela), Gardey y La Pastora que poseen las características típicas de concentracio nes de población rural, como el desarrollo econó mico vinculado a actividades agropecuarias. Esta cuenca presenta dos subcuencas: la del arroyo Chapaleofú Chico y la del arroyo Chapaleofú Grande. La cuenca del arroyo Chapaleofú es la de mayor extensión del partido.
Los sectores geomorfológicos definidos para el partido de Tandil (serranías, piedemonte y llanu ra) encuentran su correspondencia en el área de estudio. El sector de serranías se caracteriza por la presencia de sierras, cerros aislados y valles, relacionados con la presencia de bloques elevados por fallas directas. En este sector se encuentran las más altas pendientes y los valles de los cur sos de aguas se hallan bien definidos, y dentro de ella se ubican casi la totalidad de las subcuencas de los arroyos Chapaleofú Chico y Chapaleofú Grande. El piedemonte se ubica en forma con tinua a las serranías, se caracteriza por tener un ángulo de pendiente más suave que el sector an terior; se observa la presencia de bloques de gran tamaño y conos aluviales, y el drenaje presenta un diseño distributario. En este sector se ubica una pequeña porción de las subcuencas antes mencionadas. La última unidad morfológica es la llanura, reconocida hacia el Noreste (NE) por la presencia de pendientes muy suaves. Es una zona de acumulación y transporte de materiales más finos, con fuerte predominio de sedimen tos de origen eólico. El drenaje es poco definido y pobremente integrado, con cauces estrechos y cursos temporarios que en ciertos casos desapa recen en suaves depresiones (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005). Siguiendo los criterios utilizados en la delimitación de los sectores geo morfológicos de la cuenca del arroyo Langueyú (Ruiz de Galarreta et al., 2011) se ubicó en el pre sente trabajo al sector de serranías por encima de los 170 msnm, al sector de piedemonte entre los 170 y 140 msnm y al de llanura por debajo de los 140 msnm.
A pesar de contar con varios cursos super ficiales, la mayoría de éstos son temporarios y prácticamente no hay en el partido de Tandil cuerpos de agua lénticos. En términos de aprove chamiento, el agua subterránea cobra una gran relevancia ya que tanto el suministro para acti vidades rurales como urbanas provienen de esta fuente.
Respecto al recurso hídrico subterráneo, la secuencia hidrolitológica que aloja al sistema geohidrológico consta de tres unidades geológi cas: 1) Postpampeano-pampeano: cuya litología se corresponde con arenas eólicas, fluviales, li mos y limos loessoides; 2) Pampeano: su litología integra limos loessoides y limos arenosos; y 3) Basamento Hidrogeológico: formado por cuarci tas, lutitas, arcilitas, dolomitas, granitos, gneises y milonitas.
Los sedimentos pampeanos y postpampeanos mencionados conforman la cubierta sedimenta ria Cenozoica sobrepuesta al basamento crista lino, la cual corresponde al medio poroso en el que se emplaza el sistema acuífero estudiado en este trabajo. El límite en profundidad del siste ma está determinado precisamente por el basa mento cristalino que funciona como hidroapoyo regional. Por ende, el espesor de la capa acuífera varía desde un mínimo en los sectores de aflo ramiento del basamento, incrementándose en dirección Noreste (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005). En el límite Norte de la subcuen ca del arroyo Chapaleofú Chico (Fig. 1) la profun didad del basamento cristalino es de 27 metros (Pessolano, 2010). Si bien aún no se ha realizado la determinación de la profundidad del basamen to en el límite de la cuenca del arroyo Chapaleofú propiamente dicha (producto de la unión de los arroyos Chapaleofú Grande y Chico) se infiere que la profundización tiene características si milares a la que ocurre en la cuenca del arroyo Langueyú; allí con una extensión aproximada en el sentido del flujo de 32 km el basamento se profundiza hasta los 200 m en el límite Noreste de la cuenca y de manera irregular, escalona da (Barranquero et al., 2016). En la cuenca del Chapaleofú, con una extensión lineal en el senti do del flujo superficial y subterráneo de 74 km, se esperaría una profundidad de basamento mayor en el límite Noreste.
Si bien el acuífero freático, que forma parte del gran acuífero pampeano, ha sido definido como multiunitario por sus discontinuidades en profundidad, éstas son de carácter local, pudien do definirse el medio que aloja el agua como una capa acuífera integrada por sedimentos pampea nos y postpampeanos (Sala et al., 1981; Sala et al., 1987).
El área de recarga se corresponde principal mente con el sector de serranías. En tanto la des carga, que se produce hacia el Norte de la cuenca, en el sector de llanura, representa un volumen pequeño. Resulta de mayor importancia la des carga regional hacia la cuenca del río Salado, mu cho más al NE del área incluida en este estudio.
Enfoque metodológico
Diseño de la red de monitoreo. En primer lu gar se delimitó la cuenca del arroyo Chapaleofú mediante la unificación de 11 cartas topográficas de escala 1:50.000. Los límites de la cuenca fue ron definidos siguiendo el diseño de las curvas de nivel, excepto en el límite Noreste que fue deter minado mediante un cierre arbitrario en el límite del partido de Tandil con el de Rauch; el límite natural de la cuenca es hacia el NE en la cuenca del río Salado. El resultado de esta delimitación fue digitalizado en el software ArcMap 10.2 me diante la previa digitalización de las cartas topo gráficas.
Una vez definida el área de estudio se pro cedió a realizar un registro de las perforaciones existentes en la misma. El registro constó de 104 perforaciones de las cuales se seleccionaron 36. Cada sitio se ubicó con GPS en campo y luego en el software ArcMap 10.2.
La principal limitación de este estudio es la escasez de recursos económicos para la investiga ción. Además, no existe una red de monitoreo ad hoc, en la que se pueda elegir la profundidad y las condiciones de la perforación, y la frecuencia de muestreo y el tipo de determinaciones son limi tadas. La imposibilidad de realizar perforaciones ad hoc para el estudio limita además el contar con perfiles hidrogeológicos detallados y ensayos hidráulicos para definir los parámetros del acuí fero; no obstante, se está gestionando frente al ente Obras Sanitarias Tandil, que provee agua potable a algunos de los asentamientos rurales de la cuenca, que faciliten la información de las perforaciones que poseen. A pesar de esto, consi derando la falta de estudios antecedentes en la cuenca, esta investigación contribuirá al esta blecimiento de las concentraciones de línea base y distribución geográfica de oligoelementos en la cuenca del arroyo Chapaleofú. Estos avances serán útiles para la toma de decisiones, contri buyendo a la priorización de las situaciones más riesgosas, en cuanto a la potencialidad de conta minación de los recursos hídricos, y las limita ciones existentes en cuanto a disponibilidad de agua adecuada para los diferentes usos que se requieran.
Para la selección de las perforaciones se rea lizó un muestreo por juicio o subjetivo. En este tipo de muestreo se emplea el conocimiento del experto y la opinión personal para identificar a los elementos de la población que deben incluirse en la muestra (Anderson et al., 2008). Se aplicó una técnica de ArcMap 10.2 que generó un ma llado sobre la cuenca. En cada celda del mallado (que presenta una superficie de 36 km²) se com pararon las perforaciones para seleccionar una perforación por celda, con el fin de asegurar una distribución geográficamente homogénea de las mismas, teniendo en cuenta criterios hidroló gicos y geohidrológicos. Ante la falta de antece dentes hidrogeológicos específicos en la cuenca, que definan los parámetros hidráulicos, y al no contar con fondos para realizar perforaciones ad hoc, se contemplaron las características hidro geológicas a nivel regional definiendo la necesi dad de representar en la red monitora los tres sectores geomorfológicos presentes en la cuenca (serranías, piedemonte y llanura) que tienen a su vez claras diferencias de funcionamiento hidro geológico entre ellos.
La selección de perforaciones fue realizada mediante la sumatoria de valores de las variables analizadas que compusieron un índice, con valo res entre 12 y 18, siendo aquellos más altos los óptimos y por ende los seleccionados. El objetivo de la red monitora fue reflejar las características del recurso hídrico subterráneo lo más natural posible y evitar incluir sitios que presenten una contaminación puntual. Las variables que se compararon y se consideraron en forma conjunta para la selección fueron: accesibilidad, presencia de encamisado en la perforación, mantenimiento sanitario de la misma, valores de conductividad eléctrica acordes a datos antecedentes, distancia a otras perforaciones seleccionadas, distancia al baricentro de la celda, posibilidad de toma de muestra directa del acuífero, y posibilidad de toma de muestra de agua y medición de nivel en la misma perforación.
Cada una de las variables presentó dos va lores posibles (0 y 2), excepto accesibilidad que constó de tres valores probables (0, 2 y 4), con el fin de ponderar esta variable sobre el resto. Cada una de las perforaciones correspondientes a la misma celda sumó un valor total mediante la aplicación del índice. La perforación que mayor cantidad de puntos obtuvo en cada celda fue la que resultó elegida. En la Tabla 2 podemos ver la condición que se priorizó para cada variable.
La selección de los sitios incluyó perforacio nes que se encuentran fuera de los límites de la cuenca con el fin de verificar los mismos, espe cialmente aguas abajo de las divisorias serranas. Los puntos que se encuentran fuera de la cuenca fueron comparados únicamente con otros de la misma condición. La definición de las variables de los medios fisicoquímico y socioeconómico a relevar se realizó recopilando antecedentes en general y dentro de otras cuencas del partido de Tandil en particular.
Evaluación hidroquímica e hidrodinámica. Con las 36 perforaciones seleccionadas se realizó un muestreo en noviembre de 2019. El mismo consistió en medir la profundidad del nivel de agua en cada una de las perforaciones para luego calcular su nivel freático, y tomar una muestra para analizar parámetros fisicoquímicos. Dicho muestreo se realizó en cuatro días consecutivos. Se trabajó con el Software ArcMap 10.2 para rea lizar el mapa equipotencial. A partir de éste se calcularon los gradientes hidráulicos y las veloci dades efectivas en los distintos sectores geomor fológicos de la cuenca. Para el cálculo de la velo cidad efectiva se tomó una permeabilidad de 5 m/ día y una porosidad efectiva para el material limo arcilloso y arenoso de 10%; estos parámetros uti lizados fueron estimados por Ruiz de Galarreta & Banda Noriega (2005) para el partido de Tandil.
Los pozos muestreados fueron de tipo some ro, es decir que sus profundidades se hallan en tre 2 y 3 metros por debajo del nivel freático del acuífero. Todos ellos presentaron algún sistema de extracción como molinos, bombas eléctricas sumergibles, o bombas superficiales. En todos los casos se dejó correr agua, al menos 4 minutos, antes de tomar la muestra para asegurarse de no tomar agua que haya estado estancada en la ca ñería. Las muestras fueron colectadas en botellas de medio litro de PET (Polietileno Tereftalato) que, a diferencia de otros plásticos como el polietileno, no permite la difusión de gases (Castany, 1975). Los recipientes fueron enjuagados con el agua a colectar y cerrados sin dejar cámara de aire. Las determinaciones fisicoquímicas reali zadas incluyeron: conductividad eléctrica, pH, temperatura, bicarbonatos, cloruros, sulfatos, nitratos, calcio, magnesio, sodio y potasio. No se analizaron nitritos debido a la presunción de ca racterísticas aeróbicas del acuífero, ya que en un medio oxidante se espera encontrar todo el nitró geno en forma de nitrato. La conductividad eléc trica, el pH y la temperatura del agua fueron me didas in situ, considerando la susceptibilidad que presentan con respecto a los cambios ambienta les (Appelo & Postma, 1993), utilizando el medi dor multiparamétrico AQUACOMBO HM3070. Las sales disueltas totales se calcularon multi plicando el valor de conductividad eléctrica por 0.7. El bicarbonato también fue medido in situ a través del método de titulación (APHA, 2005). Las restantes determinaciones fueron realizadas en laboratorio con métodos analíticos normali zados (Eaton et al., 2005). El comportamiento espacial de los datos obtenidos fue evaluado en el Software ArcMap 10.2. Se construyeron mapas de isoconductividad eléctrica y de distribución espacial de nitratos y cloruros. Se realizó la tipi ficación de las aguas y diagramas hidroquímicos.
Para el análisis de los datos se calcularon los estadísticos descriptivos para el conjunto de datos utilizando el software Rstudio. Utilizando este mismo software se realizó una matriz de co rrelaciones entre los datos fisicoquímicos anali zados con el fin de evaluar la asociación entre las diferentes variables.
Relación entre el manejo del recurso y su calidad. En cada sitio de muestreo se relevaron, a través de la observación directa, las siguientes variables relativas al manejo del recurso: man tenimiento, encamisado, uso de suelo en el lote de la perforación y uso de suelo en el estableci miento. Se dividieron las muestras en dos gru pos según su calidad fisicoquímica: potable y no potable. Esta clasificación se realizó teniendo en cuenta los valores establecidos en el Código Alimentario Argentino (CAA). El único paráme tro que superó el máximo permitido en algunas muestras fue el de nitratos, cuyo valor límite es de 45 mg/l, y su fuente se vincula a la degradación de la materia orgánica producida por actividades agropecuarias o por un deficiente tratamiento de efluentes domiciliarios. Dicho valor de referencia se basa en el riesgo de que se produzca metahe moglobinemia (transformación de la hemoglobi na en metahemoglobina que puede dificultar o incluso impedir el transporte de oxígeno en san gre), o síndrome del recién nacido cianótico, que afecta a lactantes alimentados con biberón. Por su parte la OMS estableció el valor de referencia de 50 mg/l, pero en valores entre 50 y 100 mg/l se puede suministrar agua a lactantes alimentados por biberón siempre y cuando esté confirmado que no presente contaminación microbiológica (OMS, 2006). Se realizó el análisis de varianza (ANAVA), utilizando el software Infostat, entre la variable nitrato y las variables de manejo para analizar qué relación existe entre el manejo del recurso y la concentración del ión.
RESULTADOS
Diseño de la red monitora
De las 36 perforaciones seleccionadas, 10 (28%) se encuentran dentro de la subcuenca del arroyo Chapaleofú Grande, 7 (19%) dentro de la subcuenca del Chapaleofú Chico, 9 (25%) dentro de la cuenca del arroyo Chapaleofú propiamente dicha, y las 10 (28%) restantes se ubican por fue ra del límite definido a priori para la cuenca con el fin de verificarlo, especialmente en el sector de llanura. Los 36 puntos se dividen en los diferen tes sectores geomorfológicos de la siguiente ma nera: 23 (64%) en el sector de serranías, 8 (22%) en la zona de piedemonte y 5 (14%) en el sector de llanura (Fig. 2). La mayor representatividad en cuanto a cantidad de perforaciones está en el sector de serranías y piedemonte debido a la ex tensión espacial de estos sectores en la cuenca. Las variables definidas del medio fisicoquímico a ser relevadas fueron las siguientes: conductivi dad eléctrica, pH, temperatura, cationes y anio nes mayoritarios y nitratos. Las variables de ma nejo definidas a relevar fueron: mantenimiento, encamisado, uso de suelo en el lote de la perfora ción y uso de suelo en el establecimiento.
Evaluación hidrodinámica
En la campaña de noviembre de 2019 los niveles estáticos presentaron valores entre un máximo de 288 msnm en el sector de serranía, y un mínimo de 119 msnm en el sector de llanura.
El mapa equipotencial (Fig. 3) muestra un sentido de flujo hacia el NE en concordancia con las características morfológicas superficiales. La morfología de la superficie freática es de tipo ra dial con tendencia a plana hacia el N-NE.
En el sector de llanura las líneas de flujo muestran una dirección de circulación práctica mente paralela al arroyo Chapaleofú. En el piedemonte las líneas de flujo también se muestran paralelas al arroyo. En el sector de serranías más cercano al piedemonte las líneas de flujo son casi perpendiculares a los cursos de aguas. En esta zona las curvas isofreáticas presentan una for ma en V hacia aguas arriba, lo que demuestra el aporte del agua subterránea al arroyo. En las zo nas de serranías con mayores alturas se detectan cursos superficiales influentes y efímeros.
En el sector de llanura el gradiente hidráuli co promedio fue de 0.0013. En el piedemonte el mismo fue de 0.0022. Y en el sector de serranías fue de 0.0092. Estos tres valores dan un prome dio de 0.0042 para la totalidad de la cuenca. Este valor es menor al gradiente hidráulico medio para el Partido de Tandil que es de 0.01 (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005).
El valor de velocidad efectiva obtenido para la llanura fue de 0.042 m/día. Para el sector de piedemonte fue de 0.1125 m/día. Y para el sector de serranías fue de 0.385 m/día. La velocidad de escurrimiento fue mayor en las serranías, dismi nuyó hacia el piedemonte, y más aún hacia la lla nura. La velocidad efectiva media calculada fue de 0.18; este valor fue menor al calculado como media regional de 0.5 por Ruiz de Galarreta & Banda Noriega (2005).
Evaluación hidroquímica
En la Tabla 3 se muestran los estadísticos descriptivos de las variables del medio fisicoquí mico para el conjunto de datos del muestreo de noviembre de 2019. Las variables que presentan una mayor desviación estándar son la conducti vidad eléctrica (CE), los bicarbonatos, la dureza, los nitratos y los sulfatos. Estos parámetros tie nen mayor dispersión de los datos y para ellos la media no es tan representativa como para aquellos que muestran una desviación estándar menor.
Tabla 3 Estadísticos descriptivos para el conjunto de datos fisicoquímicos (campaña de noviembre de 2019). N=36.
Las aguas poseen bajo contenido salino con una CE promedio de 783 μS cm-1, es decir 548 mg/l de sales disueltas totales. El contenido de sales disueltas aumenta, como es lógico, hacia el NE, es decir en el sentido de flujo por el mayor tiempo de contacto agua-sedimento. Mientras que en el sector serrano se presenta un valor promedio de 720 μS cm-1, es decir de 504 mg/l de sales totales disueltas; hacia la descarga local de la cuenca, el promedio de la conductividad eléctrica es de 1006 μS cm-1. En la Figura 4 se presenta la va riación espacial de la CE. Se visualiza el aumento en sentido NE y que en la subcuenca del arroyo Chapaleofú Chico se presentan valores más altos que en la del Grande. En este caso, la expresión del parámetro es la manifestación de las caracte rísticas hidrodinámicas de la cuenca en estudio, tratándose de aguas jóvenes que en general no han estado durante largos períodos de tiempo en contacto con los materiales del subsuelo por lo que la incorporación de sales no es elevada.
El pH es en todos los casos igual o superior a la neutralidad, con un promedio de la totalidad de las determinaciones de 7.8.
Fig. 4 Mapa de isoconductividad eléctrica de la cuenca del arroyo Chapaleofú para noviembre de 2019.
El bicarbonato constituye el anión predomi nante con contenidos entre 305 y 779 mg/l. Este elemento aumenta también en el sentido del flu jo, siendo las muestras 27 y 30 (ubicadas en la zona de llanura) las que presentaron valores su periores a 750 mg/l.
El cloruro presenta un promedio de 53 mg/l. Los mayores valores, por encima de 70 mg/l, se restringen a las perforaciones ubicadas en el sec tor de llanura. En la Figura 5 se observa la dis tribución espacial de los cloruros; en dicha repre sentación no se tuvieron en cuenta los tres sitios con mayor concentración, ya que se corroboró su correspondencia con contaminaciones puntua les. Se observa cómo aumenta la concentración de cloruros a medida que el agua recorre mayor distancia en la cuenca, presentándose los mayo res valores en el sector de llanura.
Fig. 5 Distribución espacial de los cloruros en la cuen ca del arroyo Chapaleofú para noviembre de 2019.
Las concentraciones de sulfato halladas en la cuenca son bajas, siendo su media de 34 mg/l. Considerados en meq l-1 representan entre un 2 y 16% del contenido aniónico total.
El análisis de la dureza da un promedio de 268 mg/l, lo que se encuentra dentro del lími te máximo permitido por el CAA que es de 400 mg/l. 32 muestras (89%) se encuentran dentro del máximo aceptado mientras que las 4 restan tes (11%) se encuentran por encima de éste. Cabe destacar que las concentraciones elevadas de este parámetro se asocian a inconvenientes de incrus tación en cañerías y dificultades técnicas en el funcionamiento de maquinarias como pasteuri zadoras, más que con consecuencias a la salud humana por el consumo como agua de bebida.
A continuación se presenta la tipificación de las aguas mediante la utilización de los diagra mas de Piper, con el fin de analizar las caracterís ticas químicas del agua de la cuenca en los dife rentes sectores de la misma.
En el sector de serranías de las 23 muestras analizadas 22 presentan una composición bicar bonatada cálcica y/o magnésica, con proporciones muy bajas de cloruros y sulfatos en la composi ción iónica (Fig. 6).
En la Figura 7 se observa la composición quí mica de las muestras correspondientes a la zona de piedemonte; en ellas se puede ver que de las ocho muestras analizadas, seis (75%) presentan una composición bicarbonatada cálcica, y las dos restantes (25%) presentan una composición bi carbonatada sódica.
En la Figura 8 se observa la composición quí mica de las muestras correspondientes a la zona de llanura, las cuales presentan en su totalidad una composición bicarbonatada sódica. La varia ción de la composición del agua de bicarbonata da cálcica/magnésica en el sector de serranías a bicarbonatada sódica en el sector de llanura se debe al intercambio catiónico que se produce en tre el calcio y el magnesio por el sodio a medida que el agua circula por la cuenca.
Para analizar la asociación entre las diferen tes variables se realizó una matriz de correla ciones entre los datos fisicoquímicos analizados, utilizando el software Rstudio (Tabla 4).
Se consideraron correlaciones significativas aquellas que fueron mayores a 0.5. Las variables calcio y sodio muestran una correlación negati va (-0.51). Esto quiere decir que a medida que aumenta la concentración de sodio disminuye la de calcio, confirmando el intercambio catiónico entre estos dos iones.
La CE presenta correlación positiva con los cloruros, los bicarbonatos, la dureza, los sulfatos y el sodio. Esta correlación se debe a que el agua en su circulación hacia el NE incorpora cloruros, que son conservativos, y sodio, por lo que la con centración de estos dos iones aumenta a medida que aumenta la CE. La correspondencia también con bicarbonatos y sulfatos está mostrando que no se ha llegado a la zona de descarga propiamen te dicha, regional, sino que el sector NE corres pondería a la descarga local.
La Figura 9 muestra la distribución espacial del nitrato. Los valores de la concentración de ni tratos en la cuenca varían entre 2 y 246 mg/l. En este caso, no puede analizarse el comportamiento espacial en el conjunto de la cuenca en relación al flujo, porque los nitratos son mayoritariamen te aportados por actividades antrópicas y por lo tanto su comportamiento es puntual, asociado a la carga contaminante que sea su fuente. Es por esto que en la Figura 9 se muestran los valores puntuales estableciendo una correspondencia directa entre el tamaño de los círculos que los representan y la concentración, para que se vi sualice la situación en el conjunto de la cuenca.
Fig. 9 Distribución espacial de los nitratos en la cuenca del arroyo Chapaleofú para noviembre de 2019.
Como puede observarse son 13 los sitios con concentraciones superiores a 45 mg/l. El valor medio de la campaña (45.9 mg/l) fue apenas su perior al máximo establecido por el CAA.
Relación entre variables de manejo y cali dad del agua
Se realizó un dendograma (Fig. 10) para co nocer cómo se agrupan los distintos sitios en cuanto a la concentración de nitratos y se encon tró que hay cuatro sitios que divergen del resto de los puntos; éstos son los que presentan una mayor concentración de nitratos.
Las muestras según su concentración de nitratos se clasificaron en potable y no potable (Tablas 5 y 6). Fueron clasificadas como potables aquellas que presentaron concentraciones de ni tratos de hasta 45 mg/l y como no potables aque llas muestras que presentaron valores mayores a 45 mg/l. De acuerdo a la clasificación detallada, 23 (64%) presentaron agua potable y 13 (36%) sitios presentaron agua no potable.
Como se explicó en el apartado 2 en cada uno de los 36 sitios de muestreo se relevaron varia bles relativas al manejo del recurso: manteni miento, encamisado, uso de suelo en el lote de la perforación y uso de suelo en el establecimiento. En cada una de las mencionadas variables se ob tuvieron los resultados que se observan a conti nuación (Tablas 7-10).
Se realizó el ANAVA del ion nitrato para ana lizar si hay diferencias significativas en el com portamiento del mismo dentro de cada variable de manejo. La hipótesis nula es que las medias de nitratos dentro de cada variable son iguales, es decir que las diferencias que se observan son pro ducto del azar. En los casos en que los p-valores se encuentran por encima de 0.05 no hay eviden cia estadística para descartar la hipótesis nula. No se tuvieron en cuenta los cuatro sitios que presentaron concentraciones de nitratos mayo res a 90 mg/l, por considerar que no representan las condiciones naturales del mismo, y además formaron un grupo diferenciado en el dendogra ma. En todos los casos analizados los p-valores fueron mayores a 0.05, es decir, no se encontró una relación estadísticamente significativa entre la concentración de nitratos y las variables de manejo (Tabla 11).
Red ambiental de monitoreo definitiva
Finalmente, con la eliminación de los 4 sitios que presentaron una concentración de nitratos mayor a 90 mg/l, la red monitora definitiva cons ta de 32 perforaciones, de las cuales 20 se ubican en el sector de serranías, 7 en el de piedemonte y las 5 restantes en el sector de llanura (Fig. 11).
DISCUSIÓN
El flujo del agua subterránea es en sentido NE, acompañando la morfología superficial, y presenta su descarga regional por fuera de los lí mites del partido, en la cuenca del río Salado, al igual que la cuenca lindera del arroyo Langueyú (Barranquero et al., 2013).
En la mayor parte del sector de serranías los cursos de agua presentan características efíme ras e influentes con un drenaje de tipo dendríti co. En la zona de transición entre las serranías y el piedemonte los cursos de agua comienzan a ser efluentes y perennes, recibiendo aportes del agua subterránea. En el sector de piedemonte, y principalmente en el de llanura, las líneas de flujo muestran una dirección de circulación prác ticamente paralela al arroyo Chapaleofú, lo cual es coherente con la definición de drenaje poco de finido, en esta zona, según antecedentes regiona les (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005).
En el análisis hidroquímico general se ob serva que los valores promedio de CE y cloruros (783 μS cm-1 y 53 mg/l respectivamente) son co herentes con la dinámica de flujo y los resultados hallados en estudios antecedentes en el parti do de Tandil (Ruiz de Galarreta, 2004; Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005). Se trata de aguas de poco recorrido lo cual se refleja en su bajo contenido total de sales disueltas y en que el cloruro no es el anión predominante. También Pessolano et al. (2012) concluyeron que las aguas de la cuenca del arroyo Chapaleofú Chico eviden cian poco recorrido; así como, Barranquero et al. (2012) en su estudio de la cuenca del arroyo Langueyú obtuvieron un promedio de 793 μS/ cm-1 de CE a partir de un universo de 26 mues tras. La evolución hidroquímica presentó el mis mo patrón que en los trabajos antecedentes en el partido, de bicarbonatada cálcica y/o magnésica en la serranía a bicarbonatada sódica en la lla nura.
El dendograma de nitratos permitió agrupar los cuatro sitios que presentaron una mayor con centración de este ion y excluirlos del posterior análisis por mostrar claramente un indicador de contaminación antrópica. De esta forma se llevó a cabo una segunda reducción de la red monitora de 36 a 32 sitios de muestreo.
El promedio de nitratos para el muestreo de noviembre de 2019 fue de 35 mg/l, exceptuando los cuatro sitios que presentaron una contamina ción mayor a 90 mg/l. En trabajos antecedentes se determinaron para el partido de Tandil pro medios de nitratos de 33 mg/l (Ruiz de Galarreta & Banda Noriega, 2005), que se estableció como fondo geoquímico para la concentración de este ion en el partido, y 42 mg/l (Barranquero et al., 2019). En otras cuencas del partido se obtuvieron los siguientes valores promedios: 29 mg/l para la cuenca del arroyo Langueyú (Barranquero et al., 2016) y 32 mg/l para la cuenca del arro yo Chapaleofú Chico (Pessolano et al., 2012). En todos los casos los promedios de nitratos fueron menores a lo establecido por el CAA y sólo en un caso superaron el promedio del presente estu dio (Barranquero et al., 2019). Se evitó incorpo rar sitios donde se desarrolle actividad tambera que, como se demostró en estudios antecedentes en el partido de Tandil (Pessolano et al., 2012; Cisneros Basualdo et al., 2016), produce una im portante afectación a la calidad del agua subte rránea.
En cuanto al diseño de la red monitora se re levaron en cada sitio de muestreo variables re lativas al manejo del recurso, otorgándole una perspectiva ambiental al estudio, a diferencia de trabajos antecedentes en los que en cada sitio de muestreo se relevaron únicamente característi cas de calidad del recurso hídrico subterráneo (Reyes Gómes et al., 2017; Tirkey, 2017; Bodrud- Doza et al., 2018; Masoud et al., 2018; Rezaei et al., 2019; Singhal et al., 2020). Estas variables de manejo relevadas fueron analizadas estadísticamente con los datos fisicoquímicos.
La realización del ANAVA entre el ion nitrato y las variables de manejo fue útil para confirmar que no existe influencia de las variables de mane jo analizadas (mantenimiento, encamisado, uso de suelo en el lote de la perforación y uso de suelo en el establecimiento) sobre la concentración de nitratos en los sitios de muestreo con concentra ciones menores a 90 mg/l. Esto muestra la efec tividad en la selección de sitios que presentan un recurso hídrico subterráneo lo más natural posi ble. Se caracterizó el recurso hídrico priorizando sitios que no presentaran contaminación puntual para establecer una línea de base que sea útil para posteriores investigaciones, ya que no había trabajos antecedentes que analicen la cuenca del arroyo Chapaleofú en su totalidad.
Cabe destacar la importancia de establecer redes monitoras de recursos hídricos eficientes y representativas del objetivo de muestreo, princi palmente en países latinoamericanos donde los recursos son escasos para el monitoreo. Además cobra importancia incorporar en cada sitio de muestreo variables relacionadas al manejo del recurso, ya que ha habido una gran intensifi cación en las actividades agropecuarias con su consecuente impacto sobre los recursos hídricos (Viglizzo, 2007).
CONCLUSIONES
Los aspectos esenciales del diseño de la red monitora de recursos hídricos subterráneos in cluyeron, al igual que en trabajos antecedentes, el uso de herramientas de georreferenciación, el uso de sistemas de información geográfica para superposición de variables, y la evaluación esta dística de criterios utilizados, con el fin de cum plir los objetivos de la red.
En ciertas zonas resultó dificultoso el regis tro de perforaciones debido a que no se obtuvo el permiso de los propietarios de los establecimien tos o las perforaciones se encontraron selladas por lo que no se pudo medir el nivel freático. El conocimiento de las características de diseño y construcción por parte de los propietarios de las perforaciones es escaso.
El análisis hidrodinámico e hidroquímico se realizó en función del acuífero freático ya que no hay evidencias de que se presente en el área otro sistema subterráneo por debajo de éste.
En relación a la hidrodinámica, la dirección del escurrimiento regional de la cuenca es ha cia el Noreste, manifestando la influencia que la morfología superficial ejerce sobre el sistema subterráneo. La relación arroyo-acuífero presen ta características similares a estudios anteceden tes en el partido de Tandil.
La hidroquímica presenta características si milares a otras cuencas del partido; entre ellas, se determinó que la concentración total de sales disueltas es baja. Esto obedece a las caracterís ticas hidrodinámicas del sistema hídrico subte rráneo, especialmente al relativamente escaso recorrido del agua subterránea por el medio en el que circula dadas las dimensiones de la cuenca. La evolución hidroquímica presentó el mismo pa trón que en trabajos antecedentes en el partido.
En cuanto a las concentraciones de nitratos, en los casos en que sobrepasaron los 45 mg/l se identificaron como probables causas las prácticas agropecuarias desarrolladas en el entorno cerca no de los pozos de muestreo.
No se encontró relación entre las variables de manejo analizadas y la concentración de ni tratos en los diferentes sitios. Esto refleja que la selección de perforaciones cumplió su objetivo de identificar y elegir sitios con bajos impactos an trópicos. No obstante, es imprescindible que el productor agropecuario y los actores involucra dos en la actividad rural tomen conocimiento y conciencia sobre el uso y manejo integral del re curso hídrico dentro de la actividad productiva; esto involucra no sólo la forma como se efectúa la apropiación del agua, sino también las medi das de protección al recurso hídrico evitando la disposición inadecuada de cargas contaminantes.
El estudio realizado puede considerarse como preliminar, ya que es necesario realizar nuevas campañas de muestreo en la red monitora que permitan identificar una evolución temporal de los parámetros fisicoquímicos en distintas esta ciones climáticas y al menos en el transcurso de un año.
La metodología empleada en el diseño de la red monitora fue de utilidad para reducir los puntos de muestreo de 104 a 36, con el objetivo de disminuir los tiempos y costos de monitoreo. La selección de los sitios priorizó aquellos cuyas características se correspondieron mejor con el objetivo de la red monitora y permitió realizar una distribución de las perforaciones geográfica mente homogénea, dentro de las posibilidades.
Dicha metodología es transferible a estudios geohidrológicos de otras cuencas del faldeo Norte del sistema serrano de Tandilia como así también a regiones con diferentes características geohi drológicas, teniendo la precaución de definir las variables de análisis y sus condiciones a priorizar de acuerdo al conocimiento del investigador de dichas características geohidrológicas.
El estudio partió de la hipótesis de la nece sidad de consideración de variables socioeconó micas para la definición de una red monitora de agua subterránea, y corroboró dicha hipótesis.
