Geoindicadores y problemática ambiental urbana

Resumen

El agua subterránea es la principal fuente de suministro en el mundo y, actualmente, sufre amenazas de calidad y cantidad por actividades humanas. El objetivo del presente trabajo es analizar la importancia de los geoindicadores en aguas subterráneas y en áreas urbanas, para efectuar monitoreo ambiental, medir efectos en la población y definir políticas de planificación ambiental. Los geoindicadores pueden ser de presión, estado y respuesta. Los parámetros representativos de calidad y cantidad de agua subterránea son indicadores de estado de alto nivel. De los indicadores primarios de estado, se miden en la ciudad de Río Cuarto, niveles piezométricos, Cl, CE, SDT, NO3-, NO2- y Escherichia coli, y de los secundarios, iones mayoritarios, As y F. Los indicadores de presión se miden a través de mapas de amenaza de carga contaminante: densidad de pozos negros, distancia de los mismos al nivel freático, etc. Entre los indicadores de respuesta, como concientización social y política por el problema, se encuentran las medidas de difusión, de gestión realizadas por organismos vecinales, el Concejo Deliberante y la decisión del EMOS (Ente Municipal de Obras Sanitarias) * de dotar con agua potable a más de 500 familias de los sectores estudiados.

Introducción y objetivo

Se vive un período de cambios demográficos y ecológicos nunca vistos en la historia de la humanidad, existiendo una necesidad urgente de mejorar el conocimiento de tales cambios en los que estamos involucrados. Los indicadores ambientales en general, y los geoindicadores en particular pueden proveer una herramienta esencial para advertir sobre inminentes umbrales que requieren modificaciones de políticas, de las instituciones y del comportamiento humano.

El objetivo del presente trabajo es discutir algunos aspectos esenciales referidos a los geoindicadores en aguas subterráneas y mostrar los trabajos realizados en la ciudad de Río Cuarto vinculados a cambios de niveles y calidad del agua, la problemática ambiental involucrada y aspectos de planificación urbana relacionados.

Consideraciones generales sobre geoindicadores

Los indicadores ambientales son medidas que hacen perceptible una tendencia o fenómeno que no es inmediatamente detectable. La IUGS (International Union of Geological Sciences) decidió, en 1992, a través de su Comisión de Ciencias Geológicas para el Planeamiento Ambiental (COGEOENVIRONMENT), establecer indicadores geológicos para utilizar en los informes ambientales y en el manejo de los ecosistemas.

Los geoindicadores son medidas (magnitudes, frecuencias, ritmos y tendencias) de procesos y fenómenos geológicos que ocurren en la superficie terrestre y están sujetos a cambios ambientales significantes en períodos menores a 100 años. Describen procesos y fenómenos ambientales que son capaces de cambiar sin la interferencia humana, aunque ésta puede acelerar, desacelerar o desviar los cambios naturales (Goudie, 1990). Permiten responder: ¿Qué pasa en el ambiente? (condiciones y tendencias), ¿Por qué ocurre? (causas, vínculos entre influencias humanas y procesos naturales), ¿Por qué es significante? (efectos económicos, ecológicos y sobre la salud), y ¿Qué hacemos al respecto? (planeamiento y política ambiental).

Algunos de ellos son de "alto nivel" o "integradores" ya que agrupan medidas relacionadas pero independientes (calidad del agua subterránea). Otros son indicadores "aproximados", ya que representan innumerables condiciones de las que dependen (por ejemplo, agua con tenores altos de As, si éste se correlaciona positivamente con HCO3-, éste que es más fácil de medir, sería un indicador aproximado de As). Los indicadores primarios pueden usarse solos, permiten detectar y monitorear los problemas más importantes, son representativos del problema que se analiza y en general pueden medirse de forma sencilla y con tecnología de bajo costo.

Los indicadores secundarios corroboran el problema detectado por el uso de un indicador primario. Se sigue el concepto de presión-estado-respuesta, dirigido a los tomadores de decisiones. Así, los indicadores se desarrollan para evaluar (Berger, 1996): 1) presiones sobre el ambiente debidas a la actividad humana, 2) condiciones o estado resultante en el ambiente evaluado, y 3) respuestas políticas para corregir situaciones indeseables.

El agua subterránea y los geoindicadores

Se deben seleccionar parámetros representativos de procesos claves, susceptibles de cambios en esa escala de tiempo, aceptables y prácticos de medir (Tabla 1). Los cambios que ocurren en los sistemas acuíferos poco profundos (0-100 m), son los más relevantes.

El monitoreo es necesario porque los tiempos de residencia, en general, aumentan a lo largo de las líneas de flujo, pero las heterogeneidades geológicas pueden resultar en diferentes velocidades del agua en una misma porción de acuífero. El tiempo de residencia de las aguas subterráneas poco profundas puede variar desde días a décadas (Fig.1). La zona no saturada actúa como la principal ruta de recarga del acuífero y como zona "buffer" para la atenuación geoquímica.

El muestreo en este tipo de estudios debe contemplar el contexto del acuífero (heterogeneidad, regímen de flujo y bombeo), distribución de pozos existentes, necesidad de medir in situ parámetros inestables y almacenamiento de muestras. Se consideran 3 tipos de cambios en el agua subterránea, sensitivos a procesos ocurridos en la escala de tiempo de los geoindicadores, (Edmunds, 1996)

Figura 1: Ambiente de aguas subterráneas poco profundas
más sensitivos a cambios ambientales

(Edmunds, 1996)

• 1) Cambios de niveles piezométricos: Los cambios en el régimen de agua subterránea pueden afectar cuestiones ambientales vinculadas, como disposición de residuos sólidos, contaminación, cambios en el uso de la tierra, sequías, salinización, etc. Bajo condiciones naturales, el nivel freático responde regionalmente a las entradas estacionales de la lluvia.

La intervención humana usualmente tiene el efecto de deprimir los niveles piezométricos a partir del bombeo de pozos, a veces en cantidades que están por encima de aquellas sostenibles por la reposición natural. Un ascenso del nivel freático puede ocurrir por el cese de una sobreexplotación del acuífero o como resultado de los excesos de riego. El descenso sostenido en el nivel freático durante una década o más, usualmente indica que la extracción de agua excede el ritmo de recarga natural. A veces las reservas extraídas sólo pueden reponerse después de cientos o miles de años, dependiendo del tipo y tamaño del acuífero. Así, el impacto sobre los recursos de mediano y largo plazo y sobre los ecosistemas puede ser serio. Los descensos no son siempre irreversibles, excepto cuando la sobreexplotación genera subsidencias del terreno (México, EEUU). La medida de los niveles piezométricos es, por lo tanto, un requerimiento de primer orden en el monitoreo de la disponibilidad y sustentabilidad del agua subterránea.

• 2) Procesos hidrogeoquímicos naturales: Para cualquier sistema de agua subterránea se deben definir los lineamientos básicos de la geoquímica natural. Durante la reacción roca-agua a lo largo de las líneas de flujo, es adquirida una huella definida de elementos químicos disueltos, la cual también puede corresponderse con cambios en la roca hospedante.

Muchos de estos procesos hidrogeoquímicos pueden ser de utilidad para el monitoreo y operan en escalas de tiempo muy cortas o bien geológicas. El gran uso y afectación al agua subterránea en los últimos 100 años puede haber acelerado los ritmos de reacción debido al incremento en el suministro de reactantes o por otras perturbaciones al sistema. Los procesos considerados para el monitoreo, y los geoindicadores asociados (Edmunds, 1996), son:

• a) Atenuación de ácidos y disolución mineral: El CO2 atmosférico se incorpora al subsuelo con las lluvias y se incrementa en el suelo por actividad microbiológica. Las reacciones con el CO2 son las más importantes en la determinación de la calidad del agua subterránea. La alcalinidad (como HCO3-) es entonces, un indicador de primer orden para monitorear la progresiva neutralización de la acidez, mientras el pH, que es fácilmente regulado por reacciones similares a las anteriores, no es buen indicador de cambios a pH mayores de 5,5.

• b) Reacciones redox: Las aguas subterráneas sufren cambios redox a lo largo de las líneas de flujo, en escalas de tiempo muy variables, dependiendo del carbono orgánico y Fe2+ de los sedimentos. Así, la variable más significante es el consumo de O2, siendo el oxígeno disuelto (OD) un indicador primario a medir. La solubilidad del O2 en el agua subterránea en el punto de recarga (alrededor de 10-12 mg/l) refleja la temperatura y presión del ambiente aéreo. En aguas subterráneas, el OD tiende a disminuir, desde las áreas de recarga hacia las de descarga. La completa reacción del O2 puede inferirse por el agudo cambio en el potencial redox y, generalmente, por un aumento en los tenores de Fe2+ disuelto. Así, Eh y Fe2+ se recomiendan como indicadores secundarios.

• c) Cambios en la salinidad: El Cl- en aguas subterráneas poco profundas deriva prácticamente de la atmósfera, es inerte y se conserva durante los procesos hidrogeoquímicos. Las aguas más evolucionadas y más salinas, son del tipo cloruradas, por lo tanto, éste es un indicador muy importante. Bajo condiciones naturales los cambios en la concentración reflejan los procesos físicos (evaporación, transpiración) que tienen lugar en el suelo y en la zona no saturada. Las variaciones en Cl- en acuíferos freáticos se usan para medir recarga. La conductividad eléctrica también es un indicador primario, aunque subestima la salinidad en aguas con gran fuerza iónica.

Tabla 1: Geoindicadores recomendados para aguas subterráneas (Edmunds, 1996).

3) Impactos por contaminación: Para medir cambios ambientales en agua subterránea se debe monitorear la contaminación. Pero, la acción humana está muy extendida y es muy diversa, por lo que es difícil recomendar indicadores representativos y fáciles de medir. Un grupo destacado de contaminantes difusos de importancia regional son los agroquímicos, en especial fertilizantes. El NO3-, el cual también procede de residuos animales y humanos, es el indicador más importante, y su movilidad en los acuíferos es similar a la del agua. Es importante definir el "background" natural del NO3-, especialmente en ambientes semiáridos y tropicales en los que, debido a la fijación de N2 o cambios en el uso de la tierra, los tenores pueden ser mayores. Los cambios en los tenores naturales del NO3- pueden proveer un indicador muy útil de cambios ambientales. Las condiciones reductoras pueden permitir una rápida denitrificación a N2. Además, el NO3- ayuda a definir las condiciones redox. Numerosos compuestos (pesticidas, herbicidas, fertilizantes) pueden ser usados como indicadores de polución, pero su atenuación geoquímica no está bien estudiada y su análisis no es de rutina, por lo que se recomiendan como indicadores secundarios.

Discusión sobre la problemática del agua subterránea en la ciudad de río cuarto en el contexto de los geoindicadores

El ambiente urbano padece los efectos de cambios ambientales rápidos. Entre los vinculados al agua subterránea se encuentran: subsidencia vinculada a extracción excesiva de agua, polución del agua por efluentes, lixiviados de basurales y actividad agrícola e industrial, disminución de las reservas de aguas subterráneas, incluyendo pérdidas de recarga debidas a la urbanización, levantamiento de niveles freáticos debido al cese o disminución de la extracción, retornos de riego, etc. A continuación se muestran algunas características hidrogeológicas de la ciudad y la problemática ambiental en el marco de los geoindicadores.

Características hidrogeológicas generales de la ciudad de Río Cuarto

El clima de la zona es mesotermal subhúmedo-húmedo. La precipitación
media anual es de 795 mm, concentrándose el 80% en primavera-verano.
La evapotranspiración real media anual es de 720 mm, con los mayores
excedentes hídricos entre noviembre y marzo. Desde el punto de vista
geológico, se ubica en la Llanura Chacopampeana, al Sur de Córdoba
(Fig. 2).

Las litologías aflorantes son sedimentos eólicos (loéssicos)
y fluviales (de variada granulometría, asociados al río Cuarto)
(Fig. 3). El acuífero freático está formado por los materiales
porosos clásticos mencionados. La alternancia de materiales eólicos
y fluviales en la columna y las variaciones faciales de estos últimos
otorgan al acuífero una marcada heterogeneidad y anisotropía por
cambios de permeabilidad. Su hidroapoyo es una formación potente de arcillas
a 80 m de profundidad, la dirección de flujo del agua subterránea
es NO-SE y la profundidad del nivel freático varía entre 1 y 15
metros. Los contenidos salinos del acuífero son del orden de 0,2 a 1,5
g/l. Se trata de aguas dulces, de tipo bicarbonatadas sódicas y cálcicas.
Las aguas más dulces y de tipo cálcicas están vinculadas
a los sectores en donde el acuífero está formado por materiales
gruesos de origen fluvial y las más saladas de tipo sódico (y
altos tenores de As y F) están asociadas a áreas donde predominan
sedimentos finos de origen eólico.

Problemas ambientales en la ciudad de Río Cuarto y sus vinculaciones con el sistema de saneamiento.

Río Cuarto, con 140.000 habitantes y una superficie de 5.816 has, se encuadra dentro del grupo de medianas ciudades. Sus mayores problemas de contaminación son aquellos vinculados con el agua superficial y subterránea a partir de efluentes domésticos no tratados.

En la actualidad, el servicio de agua corriente cubre el 95% de la ciudad mientras que el sistema cloacal el 68%. La ciudad utiliza el agua subterránea para todos los fines y la distribución de agua corriente se encuentra, actualmente, a cargo del EMOS. Hasta hace poco tiempo numerosos barrios periféricos que no poseían agua corriente captaban agua subterránea a través de perforaciones domiciliarias poco profundas, por lo que la coexistencia de éstas con los pozos negros generó escenarios de contaminación, ya comprobado en varios sectores.

Así, un buen indicador de presión resultó el mapa de amenaza o peligro de contaminación realizado para el ejido urbano (Blarasin et al., 1993) en el que se tuvieron en cuenta la densidad de pozos negros por manzana, la permanencia del volcado, la distancia de la base de los pozos negros al nivel freático y la clase de contaminante volcado.

El mapa permitió seleccionar los barrios a estudiar con mayor urgencia. Por otro lado, debe destacarse que, además del aumento de lluvias de los últimos 3 años, cuando algunos barrios fueron abastecidos con agua corriente se generaron cambios importantes de nivel freático. A continuación se muestran algunos de los aspectos más importantes de los problemas de nivel y calidad del acuífero freático en la ciudad.

El geoindicador nivel freático en Río Cuarto

La medida del nivel es de gran importancia por ser de utilidad para diversos objetivos: a) actualizar mapas de vulnerabilidad del acuífero a la contaminación, b) actualizar cálculos de reservas de agua y c) evaluar la afectación a la estructura edilicia. Ejemplo de esto último es el importante ascenso del nivel freático registrado en el Barrio Pizarro en 1999, en un sector deprimido al Sur de la ciudad.

Caso de estudio Barrio Pizarro: Se ubica al Sur de la ciudad, en la denominada Planicie eólica situada al pie de una gran loma estructural "Alto del Golf", que posee una diferencia de cota de 40 m con el barrio (Fig. 4). La dirección de flujo del agua del acuífero freático es NO-SE. Los filetes de flujo parten de la divisoria de aguas subterráneas, claramente definida, en la cima del Alto Estructural y se dirigen hacia el río Cuarto. Para 1994, el área problema estaba comprendida entre profundidades del nivel freático de 2 a 6 m. El ascenso progresivo del nivel fue causado por la tendencia creciente de las magnitudes de los excedentes en el balance hídrico, fundamentalmente a partir de 1998 (Blarasin y Cabrera, 1999), sumándose el aporte permanente de los efluentes procedentes de los "pozos negros". Al encontrarse el subsuelo completamente saturado, disminuyó su capacidad portante, ocasionando asentamientos de suelos y fundaciones, hundimientos y grietas en paredes, pisos y techos. Además, los "pozos negros" dejaron de funcionar por saturación, y al proceder los vecinos a su vaciado rápido, disminuyó el efecto soporte que genera la presión hidrostática del agua en el pozo, produciéndose el derrumbe de sus paredes con los consiguientes hundimientos en patios y jardines, lo que aumentó los problemas edilicios citados.

Para solucionar este problema, se generó una comisión de estudio entre el Dpto. de Obras Públicas Municipal, el EMOS y el Dpto. de Geología-UNRC. El trabajo de detalle (Esc. 1:5.000), consistió en perforaciones en cruces de calles, medición de niveles freáticos y parámetros de calidad del agua, extracción de muestras de materiales atravesados, y realización de ensayos hidráulicos (Blarasin y Cabrera, 1999). Los ensayos granulométricos indican que el acuífero está compuesto, al menos en los primeros 15 m, principalmente por arenas muy finas. Los ensayos de permeabilidad realizados arrojaron valores del orden de 0,05 m/día. El mapa equipotencial del acuífero (Fig. 5) muestra una dirección de flujo coincidente con la determinada en 1994. De gran utilidad resultó el mapa de isoprofundidad del acuífero (respecto a la cota de las calles) (Fig. 6). Se definió un sector de 88 has en donde el nivel freático estaba a una profundidad entre menos de 0,5 m y 1 m, con un sector muy comprometido de 12 has con el nivel ubicado a menos de 0,2 m.

Con posterioridad al diagnóstico se realizaron, en sitios seleccionados, ensayos de bombeo para tener más detalles de los descensos producidos en el acuífero para determinados caudales de extracción. Por tratarse de un acuífero pobre, de baja permeabilidad, el EMOS definió una batería de bombeo de pozos de pequeño porte (15 m de profundidad, 4" de diámetro, filtro de 3 m, caudal de extracción 1.500 l/h) que permitiera descensos paulatinos que no afectaran a la infraestructura pero que permitiera la coalescencia de los conos de depresión de cada perforación y así, la generación de una zona no saturada de al menos 4 m.

Si el Municipio hubiera realizado un monitoreo permanente de niveles, es altamente probable que no se hubiese llegado a esta instancia. Si bien el problema generó daños muy grandes, en la actualidad ha redundado en una batería de pozos que se encuentra en estado permanente de control por parte de personal del EMOS. Es decir, el nivel freático está influenciado por la batería de bombeo, pero la información del monitoreo ofrece un excelente indicador de umbrales que no deben transgredirse. El Dpto. de Geología de la UNRC ha instalado un freatígrafo aguas arriba del barrio, que permitirá informar sobre el comportamiento de niveles en estado natural

El geoindicador calidad del agua subterránea en Río Cuarto

Para evaluar la calidad del agua se realizaron estudios hidrogeoquímicos
en diversos barrios de la ciudad, fundamentalmente en aquellos que por carecer
de sistema sanitario (cloaca y/o agua corriente) presentaban una situación
de potencialidad de contaminación del acuífero. En ambos barrios
se censaron al menos 30 perforaciones domiciliarias de agua, con una densidad
de una perforación por manzana. Se midieron HCO3-, CO3=, Cl-, SO4=, Na,
K, Ca, Mg, pH, F, As, NO3-, NO2-, Fe, CE, SDT, Alcalinidad, Dureza. Entre éstos
se han elegido como los indicadores más importantes, a controlar periódicamente,
CE, SDT, HCO3-, NO3-, NO2- y Cl-. Los límites que se están usando
son aquellos recomendados por el Código Alimentario Argentino (CAA) y
la Organización Mundial de la Salud (OMS), sin embargo, el trabajo con
indicadores debería servir para establecer nuevos límites. Los
análisis microbiológicos permitieron determinar microorganismos
aerobios mesófilos totales, coliformes totales y fecales, Escherichia
coli y Pseudomonas aeruginosa.

Aspectos generales de la contaminación por nitratos y bacterias: El límite máximo de NO3- en agua según el CAA es de 45 mg/l, tenores superiores pueden producir metahemoglobinemia en niños, complicaciones en diabetes, etc. Si deriva de sustancias orgánicas nitrogenadas, es resultado de la degradación microbiana de éstas en NH4+ y luego oxidados hasta NO2- y NO3- con la participación de Nitrosomonas o de Nitrobacter. Estas bacterias nitrificantes son estrictamente aeróbicas y quimioautótrofas. Las bacterias denitrificantes tienen un metabolismo aeróbico pero son capaces de sobrevivir en un ambiente anaeróbico, obteniendo el O2 del NO3-. Este es reducido alcanzando el estado final de N2 o NH4+. Las bacterias, a diferencia de los virus, pueden multiplicarse si la carga de nutrientes está asegurada, como ocurre en un acuífero al que se descargan excretas. Las bacterias coliformes fecales son buenos indicadores de la contaminación fecal siendo Escherichia coli el mejor coliforme indicador de contaminación fecal reciente debido a que vive poco tiempo en el ámbito extraentérico.

Escenario e indicadores de contaminación en medio anaerobio
en secuencias fluviales: Bo Villa Dálcar: El acuífero
freático está formado por arenas finas y gruesas y gravas de origen
fluvial. El agua es dulce, bicarbonatada cálcica, con salinidad entre
294 y 644 mg/l. Se ubica en un bajo topográfico y el nivel freático
se encuentra muy cercano a la superficie (2-3 m). Los "pozos negros"
descargan en el propio acuífero. Las captaciones de agua domiciliarias
tienen profundidades entre 7 y 12 m. La densidad de población varía
entre 8 y 80 personas por hectárea. El 54% de las muestras de agua resultaron
inadecuadas para consumo humano debido a la contaminación bacteriológica.
En el 67% el recuento total de organismos aerobios mesófilos excedía
las normas, el 54% poseían coliformes totales, y de éstas el 31%
tenían coliformes fecales, con presencia de Escherichia coli en
el 20% de los casos.

La importante población de bacterias en el acuífero, es el resultado de la descarga directa de excretas al acuífero.

No se detectan NO3- en el agua (Tabla 2), debido a una falta de OD (anaerobiosis) de la parte superior del acuífero, como consecuencia de la descarga directa de nutrientes (Fig. 7a), lo que controla la extensión de los procesos de reducción del NO3-. A ésto se asocia la presencia de Fe2+ disuelto que, durante las extracciones de agua, entra en contacto con un medio aerobio y se oxida (Fe3+) precipitando como óxidos e hidróxidos en sanitarios y cañerías. Los niveles de Fe son bajos, sólo en algunos casos superan los límites para consumo humano, sin embargo Fe2+ es buen indicador secundario del estado redox del acuífero (Edmunds, 1996). La situación descripta (Fig. 8a) se adapta a un ambiente anóxico, post-óxico ferroso (Berner, 1981). Los microorganismos heterotróficos son los que liberan Fe soluble de los citocromos durante la descomposición de la materia orgánica. Las condiciones más ácidas que se generan a partir del metabolismo microbiano pueden liberar Fe a partir de formas inorgánicas solubles. El agua del acuífero presenta, justamente para este barrio, los valores más bajos de pH (6,9-7,6), además de mal olor y mal gusto.

Escenario e indicadores de contaminación en medio aerobio en
secuencias eólicas: Bo Obrero: Los materiales que componen el
acuífero son de origen eólico, loéssicos, con calcretos
intercalados. El agua es bicarbonatada sódica, con salinidad entre 400
y 2.700 mg/l. El nivel freático está a 9 m de profundidad promedio,
las perforaciones domiciliarias entre 12 y 14 m y los sistemas de saneamiento
a 4 m (tienen su base en zona no saturada). La densidad urbana promedio es de
150 habitantes por hectárea. El 87% de las muestras son no aptas para
consumo humano, por el deterioro de la calidad físico-química
y microbiológica. La pluma de contaminantes microbiológicos, no
alcanza tan fácilmente el agua subterránea debido a que actúan
los procesos de descontaminación típicos de la zona no saturada
(filtración mecánica, transformaciones bioquímicas). El
recuento total de mesófilos excede el límite en el 16% de las
muestras y los coliformes totales en el 30%. Sólo en ocasiones aparecen
coliformes fecales (13,3%), Escherichia coli (13,3%) o Pseudomonas
aeruginosa (10%). Otros indicadores muy importantes (Blarasin et al., 1997)
de este escenario de contaminación son SDT, Cl y NO3-, este último
es importante para alertar sobre el estado redox del acuífero (Edmunds,
1996), si no se han realizado medidas de OD y Eh.

El 82% de las muestras excedió el límite admitido de NO3- para consumo humano, presentando las más contaminadas tenores entre 250 y 400 mg/l (Fig. 7b). Las aminas de la materia orgánica procedente de los pozos negros, se oxidan en el medio aerobio de la zona no saturada, con participación de las bacterias aerobias estrictas mencionadas, generando NO3- que llegan al acuífero. Éste, por la falta de Fe2+, se corresponde con el ambiente óxico de Berner (1981), lo que se reafirma por la ausencia de NO2- en el 90% de las muestras. Respecto a SDT, los valores más altos se dan en las muestras más contaminadas (Tabla 2). La salinidad media es de 951 mg/l, la de las 4 muestras sin contaminar es de 545 mg/l mientras que la muestra más contaminada presenta 2.737 mg/l. En las 5 muestras más contaminadas con NO3- el promedio de Cl- es 211 mg/l, lo que triplica el promedio (69 mg/l) de las que no se encuentran contaminadas. Como puede observarse, a pesar de la disponibilidad de una zona no saturada cuyo espesor y granulometría indican buena capacidad de atenuación, la alta densidad de casas genera un escenario importante de degradación del recurso hídrico, representado fundamentalmente por los tenores de NO3-.

Conclusiones

Los geoindicadores de más alto nivel en aguas subterráneas son los niveles piezométricos y la calidad del agua. Los cambios en estos parámetros pueden ser alarmas tempranas de problemática ambiental que es necesario corregir, siendo sumamente importantes para el monitoreo del agua subterránea, el muestreo bien dirigido y la precisión analítica. La medición de pocos parámetros, bien seleccionados, en sitios bien elegidos se transforma en un factor más importante que un gran número de análisis.

Para muchos geoindicadores es difícil definir umbrales. Respecto a la calidad del agua hay límites establecidos que, una vez atravesados, convierten al agua en impropia para consumo humano. Para aquellos elementos químicos, que causan enfermedades ya probadas, es necesario realizar estudios epidemiológicos para establecer umbrales propios de la región, ya que los valores aplicables a ciertos países resultan inapropiados para diferentes condiciones climáticas, geológicas y sociales.

En el ambiente urbano existe una necesidad de definir geoindicadores y monitorear los cambios ambientales, en un intento de mitigar los riesgos y daños. Para Río Cuarto, y sobre la base de indicadores de presión sintetizados a través de un mapa de amenaza de carga contaminante, se seleccionaron zonas de trabajo e indicadores primarios de estado a ser medidos. En la actualidad se miden varios de los propuestos a nivel mundial, ellos son: niveles piezométricos (para evaluación de reservas y afectación a la infraestructura) y Cl-, CE, SDT, NO3- y NO2- (para evaluación de procesos hidrogeoquímicos de contaminación urbana). La experiencia en la ciudad indica, además, que asociado a estos procesos geoquímicos, un bioindicador primario de contaminación por excretas es el recuento de Escherichia coli. Entre los indicadores secundarios se están midiendo todos los iones mayoritarios en agua, As, F y pH.

Respecto a los niveles freáticos, la ciudad de Río Cuarto no tiene antecedentes de haber realizado controles periódicos pero desde hace 2 años lo está haciendo. Si bien el problema acaecido en barrio Pizarro, y posteriormente en otros barrios aledaños, generó daños muy importantes, en la actualidad ha redundado en una batería de pozos que se encuentra en estado permanente de control por parte de personal del EMOS. Es decir, el nivel freático está influenciado por la batería de bombeo, pero la información del monitoreo ofrece un excelente indicador de umbrales que no deben transgredirse. El Dpto. de Geología de la UNRC ha instalado un freatígrafo aguas arriba del barrio, que permitirá informar sobre el comportamiento de niveles en estado natural.

Respecto a la calidad, los barrios estudiados muestran distintos escenarios de contaminación. Donde predominan condiciones aerobias (óxico) se encontraron NO3- en todas las muestras, y aquellas con más altos tenores mostraron un incremento en SDT y Cl-. En donde prevalecen condiciones anaerobias (anóxico, postóxico ferroso), no se encontraron NO3- (aunque sí NO2-), hay Fe disuelto y también aumento en SDT y Cl- en las muestras más contaminadas microbiológicamente.

La asociación de Escherichia coli, especies del N2 y aumento de SDT y Cl- resultaron buenos indicadores de contaminación por sistemas de saneamiento. Para evaluar el estado redox fueron de utilidad los NO3- y el Fe2+ disuelto. En los ambientes de transición aerobio-anaerobio sería necesario medir OD.

Los factores naturales más condicionantes de estos escenarios de contaminación son la profundidad del agua y la granulometría de los materiales de la zona no saturada. Así, a igualdad de otros factores, la degradación del agua aumenta con zona no saturada de poco espesor y mayor permeabilidad de los sedimentos que la conforman.

Los factores antrópicos más importantes en los modelos de contaminación descriptos son la densidad de pozos negros y las profundidades y posiciones relativas entre sistemas de saneamiento y pozos de abastecimiento de agua en las diferentes casas. La edad de las captaciones no ha mostrado diferencias relevantes.

En todos los barrios, más del 50% de las muestras resultaron no aptas para consumo humano por sus características microbiológicas. La llegada al acuífero de coliformes totales, coliformes fecales, Escherichia coli y Pseudomonas aeruginosa es variable dependiendo de los aspectos citados en las dos conclusiones anteriores, aunque los procesos que eliminan bacterias ocurrieron mejor en donde la zona no saturada era más potente y compuesta por sedimentos finos.

Entre los indicadores de respuesta, como concientización social y política por el problema, se encuentran las medidas de difusión de los medios de comunicación, de gestión realizadas por organismos vecinales y aquellas tomadas finalmente por el Municipio que, teniendo en cuenta que gran cantidad de gente estaba involucrada en la problemática del agua subterránea, suministró a más de 500 familias el agua potable y/o el sistema de cloacas (Fig. 9).

Referencias

Berger, A., 1996. The geoindicator concept and its application: an introduction. En Geoindicators, Assessing rapid environmental changes in earth systems. 1-14

Berner, R. A., 1981. A new geochemical classification of sedimentary environments. J. Sed. Petrol. 51, 2, 359-365.

Blarasin, M., C. Eric, C. Frigerio y S. Bettera. 1993. Determinación del riesgo a la contaminación del acuífero libre por sistemas de saneamiento in situ. Río Cuarto, Córdoba. Public. Esp. ASAGAI Nº 1, 114-131.

Blarasin, M., A. Cabrera, M. Villegas, C. Frigerio y S. Bettera. 1997. Groundwater contamination from septic tank system in two neighbourhoods in Río Cuarto city. Córdoba. Argentina. In Groundwater in the urban environment.

Blarasin, M. y A. Cabrera. 1999. Estudio hidrogeológico. Bo Pizarro, Río Cuarto. Inf. EMOS.

Edmunds, W.,1996. Indicators in the groundwater environment of rapid environmental change. En Geoindicators, assessing rapid environmental changes in earth systems. 135-150.

Goudie, A., 1990. The human impact on the natural environment.
3 edition. Oxford.

Enviado por:

Ing.+Lic. Yunior Andrés Castillo S.

"NO A LA CULTURA DEL SECRETO, SI A LA LIBERTAD DE INFORMACION"®

www.monografias.com/usuario/perfiles/ing_lic_yunior_andra_s_castillo_s/monografias

Santiago de los Caballeros,

República Dominicana,

2015.

"DIOS, JUAN PABLO DUARTE Y JUAN BOSCH – POR SIEMPRE"®