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Introducción
La necesidad de maximizar el rendimiento de los cultivos a nivel mundial ha propiciado que la fertilización nitrogenada haya aumentado en tasas elevadas espacial y temporalmente en los últimos años (Schroeder et al., 2004, Wick et al., 2012). Esta situación ha provocado un deterioro ambiental en amplias zonas alrededor del mundo (Lord y Anthony, 2002); lo que ha traído como factor secundario la lixiviación de compuestos nitrogenados desde los horizontes superiores de los perfiles de suelos, que potencialmente pueden contaminar acuíferos al incremento de la concentración de nitratos (NO3 -) (Liu et al., 2006; Chen et al., 2009). En México el elevado contenido de NO3 - en el agua subterránea es un problema ambiental que ha aumentado recientemente; las principales causas están relacionadas con actividades antropogénicas como la agricultura y la ganadería, además de las descargas industriales y urbanas (Brito-Castillo et al., 2010; Montiel-Palma et al., 2014). Esto se vuelve un problema mayor cuando además de contaminación hay sobreexplotación de los recursos hídricos, pues de los 653 acuíferos registrados a lo largo del país, una numerosa cantidad de acuíferos están sobreexplotados y la actividad agrícola es una de las principales causas de este problema (INEGI, 2009; Lohn et al., 2000).
En México, el estado de Guanajuato es una de las zonas con mayor productividad agrícola y ganadera, en donde la subprovincia del Bajío Guanajuatense (BG) representa un importante soporte económico y tiene relevancia incluso a nivel internacional, con un incremento de la producción agropecuaria en más del triple en los últimos 40 años (Mazabel y Caldera, 2018). Esta situación ha afectado en el equilibrio hídrico en la región, pues en el caso del Acuífero del Valle de Celaya (AVC), anualmente se extrae mayor cantidad de agua subterránea para la agricultura (535.65 Mm3) que para uso público-urbano (65.97 Mm3), siendo la suma de ambos superior a su recarga total (286.6 Mm3/año) (IEEG, 2008; Foster et al., 2004; CONAGUA, 2015; 2016; Romero et al., 2017). Del total de agua extraída en este acuífero, la agricultura usa el 67%, mientras que la zona urbana utiliza para consumo y servicios diversos el 29% y el restante 4% para actividades industriales (IEEG, 2008). Tal situación ha provocado un abatimiento del nivel estático entre 50 y 150 m en algunas partes del acuífero durante los últimos 30 años (Hoogesteger y Wester, 2017).
En la porción Oeste del ACV (con una superficie total de 554.04 km2 ), lugar ubicado en la región Sureste del BG, conformado por los municipios de Villagrán (Vill) y Santa Cruz de Juventino Rosas (JR), existen más de 1,100 pozos que extraen agua subterránea principalmente para la agricultura como se hace mención previamente (Foster et al., 2004; IEEG, 2008; Rodríguez et al., 2016). Los grupos poblacionales más numerosos están concentrados en sus cabeceras municipales. El río La Laja es el cuerpo de agua superficial más importante de la zona.
En esta zona se practica la agricultura de riego (por bombeo, gravedad y mixta) y de temporal (tanto de planicie como de ladera o terrazas) en alrededor del 60% del territorio de ambos municipios (González & Silos, 1968; García et al., 2000; 2002; 2003). Bajo este panorama, y teniendo en cuenta que no existe información sobre estudios ambientales que relacionen la contaminación del agua subterránea y la agricultura en esta zona, se realizó una evaluación ambiental enfocada en cuantificar la presencia de NO3 - por efecto de actividad humana en la que resaltan la agricultura (fertilización química) y la ganadería, además de actividades industriales o urbanas (lixiviación de efluentes y de residuos urbanos), con el fin de comprender los procesos hidrogeoquímicos y/o biogeoquímicos que controlan el comportamiento de dicho compuesto en el acuífero que abastece a las comunidades de ambos municipios. Geológicamente, se consideró la presencia de fallas y fracturas en la zona de estudio, pues se presume la posible migración de contaminantes a través de fallas.
Zona de estudio
Generalidades
Tanto Juventino Rosas como Villagrán se encuentran localizados en la porción oeste del AVC (Fig. 1), la elevación de la zona de estudio oscila entre 2,400 y 1,700 msnm, y el clima es árido y semiárido subhúmedo con una temperatura media anual entre 18.7 y 18.9°C y una precipitación media anual de 700 mm, principalmente entre los meses de junio y septiembre (INEGI, 2009).
Figura 1 Localización del área de estudio, geología, sistema de fallas, ubicación de pozos muestreados. Perfil AA’ con estratigrafía y ubicación de fallas y fracturas, donde se observa la profundidad de diversos pozos de extracción de agua (modificado de Morales-Arredondo et al., 2018 b).
La topografía comprende al Norte la parte Sudeste de la Sierra de Guanajuato, al Centro la cuenca está rellenada por sedimentos aluviales-lacustres y al Sur por volcanes monogenéticos pertenecientes a la Faja Volcánica Transmexicana (FVTM) (Rodríguez et al., 2016). El suelo en la región es de tipo Vertisol en su mayoría y en segundo término Phaeozem, conformando aproximadamente un 70%, del total, aunque existen 15 tipos de suelo distintos (INEGI, 2016).
Geología
La geología está representada por diversos elementos tectónicos estructurales, siendo los principales: (i) la Sierra de Guanajuato al Norte (Sierra de Codornices); (ii) la Cuenca Tectónica Sedimentaria del Bajío Guanajuatense formada por un sistema de fallas normales que generaron un semigraben y que se encuentra delimitada por la Falla el Bajío al Norte (con un rumbo predominante NW-SE) y al Sur por los volcanes la Gavia y Culiacán; y (iii) el Complejo Volcánico Monogenético al que pertenecen tales volcanes dentro de la FVTM (fallas con rumbo E-W pertenecen a esta estructura) (Ortega-Gutiérrez, 2019). La estratigrafía está compuesta principalmente por el basamento carbonatado del Cretácico de la formación Soyatal-Mezcala (alternancia de calcarenitas, calizas laminadas y lutitas) (Kss), suprayaciendo discordantemente rocas del Terciario en forma de domos y derrames félsicos en las que predominan la riolita Chichindaro (Tvr), e ignimbritas del Oligoceno-Mioceno (Tom), intercaladas por material conglomerado producto de depósitos fluvio-lacustres. Suprayaciendo estas unidades se encuentra la Andesita la Ordeña (Tmo) y una secuencia de rocas basálticas pertenecientes a la formación de la FVTM (Tmb) y basaltos que intercalan con tobas, cenizas y brechas volcánicas (Tpl), pertenecientes a las emisiones del volcán La Gavia y Culiacán.
Hidrogeología
Las unidades hidrogeológicas, en el área de estudio, incluyen (i) rocas carbonatadas impermeables del Cretáceo, que actúan como basamento; (ii) rocas félsicas con baja permeabilidad, en algunos casos con porosidad secundaria y que en algunas circunstancias actúan como basamento; (iii) rocas volcánicas básicas que en algunos lugares sirven como zona de recarga, tienen porosidad secundaria o pueden actuar como acuíferos no confinado; y (iv) depósitos aluviales que pueden funcionar como acuíferos no confinados (Morales-Arredondo et al., 2018).
El acuífero somero se alimenta de agua que se infiltra en la zona de recarga (al norte de la zona de estudio, en la Sierra de Codornices y al sur en los límites del río La Laja), y que migra al centro de la cuenca. Este acuífero tiene una profundidad promedio de 50 a 200m aproximadamente, siendo infiltrado al norte en rocas volcánicas de composición félsica principalmente y estando alojado al sur en sedimentos de baja productividad hidráulica, además de escasa infiltración superficial. El acuífero tiene una alternancia irregular del tamaño de grano desde muy fino a grueso, estando intercalado con capas superiores meteorizadas de rocas volcánicas (principalmente basaltos fracturados). La temperatura promedio del agua que se extrae de este acuífero es de 24 oC. Un importante número de pozos extraen excesivamente agua de esta formación acuífera, con gastos promedio de 40 l/s, lo que ha ocasionado el abatimiento del nivel freático, el aceleramiento del hundimiento del terreno por subsidencia y la formación de fallas y fracturas en toda la zona (Schroeder, 2010). Este contexto ha suscitado que se clausuren pozos y se perforen a una mayor profundidad para extraer agua (Rodríguez et al., 2006; 2015).
El acuífero intermedio se alimenta de un sistema de flujo subregional lateral, aunque en algunos casos tiene un aporte de agua termal que asciende a través del sistema de fallas profundas, teniendo una profundidad variable de entre 200 y 400 m, aproximadamente.; Está alojado en rocas félsicas fracturadas y ha sido explotado en los últimos años debido al abatimiento del acuífero somero. El gasto de extracción promedio es de 45 l/s y la temperatura del agua medida en superficie oscila entre 29 y 50o C, siendo este amplio margen de temperaturas asociado con el termalismo provocado por la presencia de fallas tectónicas profundas y el ascenso de flujos profundos a través de ellas (Rodríguez et al., 2001; Morales et al., 2015). Algunos estudios catalogan a la zona como parte de un sistema geotérmico de baja entalpía (Morales-Arredondo et al., 2018). Este acuífero presenta agua de mala calidad para consumo humano, principalmente por el alto contenido de As y F- (Morales et al., 2016a; 2018c).
El acuífero profundo está alojado a una profundidad mayor a 400 m y presenta características de un sistema geotérmico de baja entalpía, (entre 30° y hasta 51°C). Muy pocos pozos extraen agua de este acuífero debido al alto contenido de sales disueltas, lo que ocurre principalmente en el centro de la cuenca donde se localiza el mayor abatimiento del nivel estático.
Actividades económicas relacionadas con compuestos nitrogenados
El estado de Guanajuato ocupa la novena posición en producción agrícola en todo México, con un volumen de 8.69 millones de toneladas en general (INEGI, 2016). La superficie sembrada es de 969 mil hectáreas considerando cultivos cíclicos y perennes (Hernández, 2015) que se distribuyen en la siembra de cebada, maíz en grano, sorgo en grano, alfalfa, brócoli y trigo en grano (INEGI, 2009). De las áreas de cultivo registradas en el Estado, aproximadamente el 70 % ocupa algún tipo de tecnologías para mejorar la calidad de sus cultivos, los más utilizados son los fertilizantes químicos (fertilizantes de N reducido, producto de la urea y el amonio, sulfato y mezcla de fertilizantes ricos en N/P/K), herbicidas, semilla mejorada, insecticidas químicos, materia orgánica, efluentes derivados de sistemas sépticos y desechos de ganado (INEGI, 2009, 2016; Cotler et al., 2006). Debido a la extensión que abarcan las zonas agrícolas, los agostaderos son insuficientes para el uso pecuario, pero, a pesar de eso, la zona se encuentra en segundo, tercero y cuarto lugar a nivel nacional en la cría y producción de ganado bovino, porcino y ovino, respectivamente (INEGI, 2016).
Tanto en Vill como JR un 10 % de la población económicamente activa trabaja en el campo, lo que representa alrededor de 250 mil personas (INEGI, 2016), por lo que la agricultura es una de las actividades económicas más importantes, y la principal producción es la misma que en todo el estado.
Metodología
Se llevaron a cabo dos campañas de muestreo de agua subterránea en pozos de los municipios de Vill y JR en Guanajuato, durante enero de 2017 (32 pozos en temporada de lluvias) y septiembre de 2019 (32 pozos en temporada de estiaje), siguiendo los métodos estándar de APHA-AWWA (2005) y las normas mexicanas (NOM-127 - SSA1 y NOM-230-SSA1). Los pozos se distribuyeron espacialmente en toda la zona de estudio, y se incluyeron pozos urbanos y agrícolas constantemente explotados. La temperatura, el pH y la conductividad eléctrica se midieron en el campo. Los equipos se calibraron a la temperatura del agua en cada sitio, y se utilizó un conductómetro PC18, un medidor de pH / EC / TDS / Temp tester Modelo HI 98130 y un equipo multiparamétrico Hanna Modelo HI 9829.
Los análisis químicos para los iones principales, B y SiO2 , se realizaron en el Laboratorio de Química Analítica del Instituto de Geofísica, UNAM, México (el laboratorio participa en ejercicios de calibración internacional de análisis químicos de aguas geotérmicas). El boro se determinó por colorimetría a través de reacciones con ácido carmínico (método 4500-B C; APHA-AWWA (APHA-AWWA, 2005). El SiO2 se determinó por espectrofotometría de absorción atómica con espectroscopía de llama y espectrofotometría UV -visible (método del ácido molibdosilícico). Los iones principales se analizaron siguiendo métodos estándar (APHA-AWWA, 2005). El HCO3 − se determinó por volumetría (titulación con HCl), Ca2+ y Mg2+ se determinaron por volumetría (titulación con EDTA), Cl −se determinó por potenciometría con electrodos selectivos (4500-Cl−; APHA-AWWA, 2005), Na+ y K+ se determinaron por espectrofotometría de emisión atómica (3500-Na+ y K+; APHA-AWWA, 2005),), y SO4 2− se determinó por turbidimetría (método 4500- SO4 2−; APHA-AWWA, 2005),).
La determinación de nitratos se realizó mediante espectrofotometría de UV- visible con un equipo Thermo Evolution 300. A las muestras para el análisis de nitratos se añadió H2SO4 como preservador durante el proceso de muestreo. En el caso de las muestras donde se obtuvieron los valores más elevados de nitratos, éstos se corroboraron utilizando la metodología propuesta por la EPA 353.2, para la Determinación de Nitrato-Nitrito Nitrógeno por Colorimetría Automatizada, por separado, o NitritoNitrato combinados en desechos de consumo, suelo, superficie, domésticos e industriales. El rango aplicable es de 0.05-10.0 mg / L nitrato-nitrito nitrógeno que se puede ampliar con dilución de la muestra.
La calidad analítica se evaluó a través del equilibrio iónico (menos del 10%) y el uso de soluciones de referencia certificadas (NIST).
Los isótopos de δ18O y δD se determinaron en el Laboratorio de Isótopos Estables (LIE) del Instituto de Geología, UNAM, utilizando un Banco de Gas II acoplado a un espectrómetro de masas de isótopos estable Thermo Finnigan MAT 253, siguiendo el procedimiento de Epstein y Mayeda (1953), actualizado para una medición por método de flujo continuo (Gehre et al., 2004). Los resultados de δ 18O y δD se normalizaron en la escala VSMOW (Coplen, 1988).
Los resultados de isotopos estables de agua ( δD, δ18O) y concentraciones de aniones (Cl-, HCO3 - y SO4 2-) se utilizaron para identificar fuentes de nitratos y para evaluar procesos hidrogeoquímicos que afectan el comportamiento del acuífero superficial y profundo. Se realizó una caracterización hidrogeoquímica y se determinaron variaciones tanto espaciales como temporales de todos los componentes químicos e isotópicos analizados.
Resultados y discusión
Hidrodinámica del acuífero
El sistema de flujo del agua subterránea es gravitacional (Tóth, 2009). Cada unidad litológica tiene una propiedad hidráulica constante. El flujo de agua comienza con la infiltración en la Sierra Codornices al norte de la zona de estudio y a través del suelo y la zona no saturada o a través de las rocas permeables. Las estructuras volcánicas que componen las montañas son la zona principal de recarga, donde el grado de fracturamiento de dichas rocas permite considerarlas como medio poroso (Carrera-Hernández et al. , 2016) . El agua fluye en el subsuelo y regresa a las corrientes superficiales de manera lateral (López-Alvis et al., 2019). Flujos más profundos son alimentados por cuencas vecinas como la de Querétaro y la de Independencia (Carrera-Hernández et al., 2016).
La variación de las curvas equipotenciales referidas al nivel medio del mar varían de 1680 a 1590 m.s.n.m. con dirección Norte-Sur, y formando un cono de abatimiento (Fig 3a). Según la CEAG (2018) el nivel tiene una variación de 1 a 3 metros anuales. En este mismo estudio se han identificado 4 unidades geoeléctricas con una respuesta resistiva asociada a la composición de la geología del subsuelo y a las características hidrogeológicas del acuífero. Los resultados indican que en la zona de estudio, el acuífero está dividido en la unidad 1 (U1) compuesto de material volcánico compacto que funciona como acuífero local, la unidad 2 (U2) constituido de material granular sedimentario con termalismo y dilución de sales (que funciona como acuífero subregional), la unidad 3 (U3) compuesto de material volcánico fracturado (basaltos y volcanosedimentarios) y de piroclastos (que funciona como acuífero subregional y en algunos sitios como zona de recarga), y la unidad 4 (U4) que se asocia al basamento carbonatado o a material volcánico de baja permeabilidad, y en algunos sitios asociado con termalismo (que funciona como acuífero regional o en algunas áreas como zona de recarga).
Comportamiento hidrogeoquímico en los años 2017 y 2019
Las Tablas 1 y 2 muestran los resultados de los análisis químicos de 32 pozos. El equilibrio iónico para todas las muestras de agua está dentro del valor permitido (−5,7 a +1,7%). La mayor parte del agua subterránea en el área de estudio es dominante con bicarbonato (excepto las muestras CEN1 y CEN2) y neutra con un valor medio de pH de 7.0 (Tablas 1 y 2). Los cationes principales, Na+, K+ y Ca2+ son generalmente dominantes; y Mg2+ es de importancia secundaria (excepto las muestras CEN1 y CEN2). De los aniones principales, HCO3 − es generalmente dominante; y SO4 2− y Cl−son de importancia secundaria (excepto las muestras CEN1 y CEN2) (Fig.2).
Tabla 1 Resultados de los análisis físico-químicos para el muestreo de 2017.
| Pozo | Tipo de agua | T (°C) | C.E. (µS/cm) | pH | Cl (mg/l) | SO4 (mg/l) | HCO3 (mg/l) | Na (mg/l) | Mg (mg/l) | Ca (mg/l) | K (mg/l) | B.I. | NO3 (mg/L) | B (mg/l) | d2HVSMOW ‰ | d18OVSMOW |
| 18-Mzo 12 | WT 5 | 665 | 8.17 | 34.3 | 57.2 | 231.55 | 108.5 | 1.91 | 14.14 | 15.62 | -4.38 | 0.37 | ||||
| R Bar 13 | WT 5 | 23.8 | 729 | 7.73 | 27 | 78.81 | 266.4 | 76.3 | 3.34 | 33.8 | 19.24 | -7.98 | 0.57 | |||
| CG 14 | WT 5 | 23.4 | 872 | 7.91 | 49.5 | 97.93 | 303.8 | 145.2 | 1.91 | 56.15 | 22.67 | 1.59 | 45.54 | 0.5 | -69.3 | -9.0 |
| SJG 15 | WT 5 | 21.2 | 1414 | 7.22 | 51.6 | 118.04 | 607.5 | 193.3 | 16.05 | 103.51 | 27.1 | 0.84 | 0.63 | -60.0 | -7.5 | |
| JUM 01 | WT 5 | 25.5 | 1116 | 7.64 | 68.08 | 120.02 | 443.18 | 152 | 23.6 | 59.15 | 23.45 | 1.8 | 44.8 | 0.39 | ||
| SJR 02 | WT 5 | 23.1 | 1253 | 7.65 | 111.6 | 104.75 | 443.2 | 158.3 | 23.64 | 74.71 | 25.55 | 2.39 | 0.43 | |||
| DIF 04 | WT 5 | 26 | 1056 | 7.45 | 49.6 | 119.6 | 435.71 | 114.7 | 21.92 | 53.44 | 22.35 | -4.75 | 35 | 0.36 | -70.1 | -9.0 |
| PV 03 | WT 6 | 42.2 | 621 | 8.34 | 25.1 | 32.79 | 278.9 | 131.2 | 1.91 | 4.71 | 10.97 | 0.61 | 0.53 | 1.63 | -76.5 | -10.3 |
| R Cap 05 | WT 6 | 688 | 7.99 | 33.6 | 41.87 | 318.7 | 86.85 | 5.72 | 25.15 | 17.95 | -10.52 | 0.38 | ||||
| P Tol 06 | WT 6 | 42.9 | 462 | 8.35 | 13.5 | 28.18 | 209.14 | 91.2 | 2.36 | 10.89 | 9.09 | 0.55 | 0.23 | -71.7 | -9.7 | |
| P Tol2 07 | WT 6 | 47.8 | 426 | 8.16 | 11.15 | 23.11 | 203.26 | 83.75 | 2.36 | 10.12 | 7.31 | 0.75 | 7.2 | 0.2 | ||
| S Torr 08 | WT 6 | 40.8 | 534 | 7.94 | 16.8 | 38.08 | 244 | 92.35 | 4.76 | 20.43 | 16.09 | 2.18 | 0.51 | |||
| S Rosa 09 | WT 6 | 29.4 | 559 | 8.06 | 22.8 | 45.99 | 248.98 | 74.05 | 10.01 | 25.93 | 11.54 | 3.22 | 11.02 | 0.24 | -73.0 | -9.7 |
| Such 10 | WT 6 | 753 | 7.6 | 29.8 | 70 | 313.7 | 123.4 | 3.81 | 36.15 | 15.34 | -0.19 | 0.3 | ||||
| R Tov 11 | WT 6 | 26.5 | 624 | 7.79 | 20.8 | 50.92 | 268.9 | 118.75 | 2.86 | 15.72 | 14.44 | 1.35 | 0.52 | |||
| 10 JR | WT 4 | 36 | 590 | 6.82 | 6.74 | 26.83 | 286.27 | 99.33 | 1.545 | 16.23 | 3.664 | -0.8 | -72.1 | -9.75 | ||
| FT | WT 4 | 37 | 595 | 7.32 | 8.37 | 26.59 | 280.23 | 83.46 | 6.511 | 19.06 | 6.791 | -0.9 | ||||
| Pozos | WT 4 | 48 | 648 | 7.11 | 6.26 | 40.3 | 280.23 | 84.76 | 3.614 | 18.08 | 4.791 | 0.78 | 6.82 | |||
| Rom | WT 4 | 38 | 577 | 8.04 | 9.79 | 29.1 | 258.49 | 102.5 | 0.648 | 4.526 | 1.69 | -3.4 | ||||
| SJ Mer | WT 4 | 47 | 494 | 7.52 | 9.41 | 21.8 | 257.28 | 85.2 | 2.204 | 10.83 | 9.382 | 1.92 | 3.81 | 0.6 | -73.1 | -10.0 |
| SM Gpe | WT 4 | 30 | 576 | 7.36 | 9.66 | 33.96 | 265.74 | 86.95 | 1.902 | 16.41 | 15.91 | -1.6 | 8.06 | 0.44 | -72.0 | -9.75 |
| Tej | WT 4 | 42.3 | 517 | 7.32 | 11.7 | 22.94 | 270.57 | 95.36 | 2.173 | 12.4 | 10.38 | 2.72 | 5.62 | 0.31 | ||
| Val1 | WT 4 | 33 | 660 | 7.14 | 9.03 | 25.7 | 275.4 | 87.97 | 2.9 | 13.81 | 11.26 | -2.5 | -71.9 | -9.67 | ||
| DN | WT 3 | 34.5 | 459 | 6.31 | 3.68 | 23.06 | 218.63 | 37.55 | 7.428 | 28.73 | 10.76 | -2.6 | -75.4 | -10.02 | ||
| 05 JR | WT 3 | 34.5 | 751 | 7.27 | 21.5 | 38.75 | 289.9 | 89.46 | 6.084 | 35.75 | 8.081 | 1.7 | 0.5 | |||
| 11 JR | WT 3 | 28 | 629 | 6.86 | 2.64 | 8.6 | 346.67 | 49.39 | 9.987 | 44.68 | 26.03 | -0.6 | 0.57 | |||
| 12 JR | WT 3 | 32 | 660 | 6.7 | 3.93 | 12.9 | 343.04 | 62.69 | 8.411 | 43.42 | 11.78 | -1 | -72.0 | -9.45 | ||
| 13 JR | WT 3 | 33.5 | 594 | 6.61 | 5.18 | 23.87 | 294.73 | 66.74 | 7.787 | 32.44 | 9.466 | -0.6 | 0.5 | -73.2 | -9.74 | |
| EZ | WT 3 | 24 | 646 | 7.16 | 17.1 | 46.44 | 323.72 | 76 | 6.068 | 37.29 | 14.18 | -5.7 | ||||
| NR | WT 2 | 34 | 473 | 6.42 | 6.18 | 32.72 | 207.76 | 31.51 | 10.37 | 33.64 | 11.3 | -0.8 | ||||
| SJ Cruz | WT 2 | 29.5 | 696 | 6.76 | 4.4 | 46.17 | 352.71 | 40.03 | 21.44 | 62.88 | 3.388 | -1 | 0.51 | |||
| Cen2 | WT 1 | 29 | 955 | 6.84 | 26.5 | 183.04 | 314.05 | 22.11 | 26.74 | 118.5 | 4.501 | -2.7 |
Tabla 2 Resultados de los análisis físico-químicos para el muestreo de 2019.
| Pozo | Tipo de agua | T (ºC) | C.E. (µS/cm) | pH | Cl (mg/l) | SO4 (mg/l) | HCO3 (mg/l) | Na (mg/l) | Mg (mg/l) | Ca (mg/l) | K (mg/l) | I.B. | NO3 (mg/L) | B (mg/l) | d2HVDMOW%0 | d18OVSMOW %0 |
| 18-Mzo 12 | WT 5 | 23.86 | 1011 | 7.58 | 42.6 | 59.36 | 246.4 | 130.25 | 3.2 | 14.38 | 15 | -1.3 | 32.02 | 0.32 | -67.6 | -8.8 |
| CG 14 | WT 5 | 28.33 | 726 | 8.1 | 56.7 | 95.1 | 255.9 | 165 | 5.23 | 42.19 | 20.42 | -1.2 | 15.02 | 0.27 | -65.7 | -8.4 |
| JUM 02 | WT 5 | 24.8 | 1314 | 7.51 | 100 | 94.75 | 454.67 | 143 | 25.41 | 73.91 | 25.06 | -4.9 | 24.67 | 0.45 | -67.6 | -8.6 |
| JUM 01 | WT 5 | 25.69 | 1167 | 7.43 | 62.2 | 104.64 | 444 | 139.75 | 25.87 | 57.91 | 22.02 | -2.5 | 14.13 | 0.58 | -67.9 | -8.6 |
| DIF 04 | WT 5 | 25.81 | 1123 | 7.35 | 43.4 | 111.37 | 441.58 | 131.5 | 24.02 | 54.86 | 21.35 | -2.4 | 10.47 | 0.7 | -67.9 | -8.7 |
| PV 03 | WT 6 | 39.52 | 862 | 8.19 | 30.9 | 27.08 | 247.57 | 129.8 | 1.38 | 4.57 | 9.99 | -0.9 | 0.56 | 1.62 | -74.3 | -9.8 |
| P Tol 06 | WT 6 | 41.93 | 474 | 7.94 | 10.9 | 18.19 | 213 | 88 | 4.07 | 9.59 | 7.04 | -25.5 | 227.59 | 0.1 | -73.1 | -10.2 |
| S Torr 08 | WT 6 | 30.03 | 590 | 7.61 | 18.65 | 39.91 | 266.61 | 95.4 | 4.62 | 21.33 | 13.98 | -0.3 | 16.1 | 0.5 | -72.6 | -9.6 |
| S Rosa 09 | WT 6 | 29.01 | 582 | 7.85 | 13.9 | 37.9 | 277.33 | 82.8 | 11.63 | 24.93 | 10.97 | 1.3 | 12.63 | 0.28 | -73.2 | -9.5 |
| Carac | WT 6 | 27.96 | 516 | 7.93 | 11.2 | 19.62 | 252.33 | 98.7 | 2.77 | 12.19 | 12.45 | 1.8 | 5.56 | 0.38 | -71.9 | -9.6 |
| Provid | WT 4 | 32.91 | 550 | 7.79 | 11.3 | 27.42 | 270.2 | 88 | 6.98 | 16.78 | 10.35 | 0.0 | 11.69 | -72.3 | -9.7 | |
| Salit | WT 4 | 51.28 | 547 | 7.67 | 9.52 | 29.42 | 272.6 | 112.2 | 3.78 | 11.03 | 2.64 | 2.6 | 9.87 | 0.1 | -71.1 | -9.5 |
| 10 JR | WT 4 | 36.8 | 546 | 7.48 | 7.28 | 27.88 | 273.76 | 100.1 | 1.83 | 15.88 | 3.36 | 1 | 5.75 | 0.11 | -70.6 | -9.4 |
| FT | WT 4 | 36.73 | 545 | 7.72 | 7.33 | 25.6 | 281 | 89.6 | 7.56 | 19.28 | 6.54 | 2.8 | 8.66 | 0.22 | -73.2 | -9.6 |
| Pozos | WT 4 | 47 | 538 | 7.42 | 5.26 | 41.4 | 278.52 | 94.8 | 5.5 | 19.66 | 4.97 | 1.0 | 8.29 | 0.1 | -73.6 | -9.6 |
| Rom | WT 4 | 37.39 | 564 | 8.01 | 16.3 | 39.52 | 234.5 | 101.1 | 6.98 | 15.34 | 4.69 | 2.0 | 11.66 | -71.5 | -9.4 | |
| SJ Mer | WT 4 | 45.69 | 491 | 7.74 | 10.6 | 19.96 | 254.71 | 94.5 | 5.52 | 10.55 | 9.92 | 3.5 | 5.41 | 0.35 | -72.5 | -10.1 |
| SM Gpe | WT 4 | 27.41 | 556 | 7.84 | 7.46 | 38.72 | 257 | 98.3 | 3.21 | 17.39 | 16.28 | 5.4 | 15.85 | 0.36 | -71.0 | -9.5 |
| Tej | WT 4 | 43.59 | 541 | 7.88 | 11.8 | 20.46 | 272.6 | 99.4 | 4.65 | 13.42 | 10.29 | 2.9 | 5.46 | -70.8 | -9.2 | |
| Val1 | WT 4 | 29.44 | 427 | 6.67 | 3.61 | 20.22 | 226.15 | 38.6 | 8.94 | 32.13 | 10.74 | 0.7 | 5.62 | -74.6 | -9.9 | |
| 05 JR | WT 3 | 29.93 | 766 | 7.23 | 25.6 | 43.72 | 304.7 | 92.35 | 9.24 | 44.19 | 8.99 | -3.2 | 69.63 | 0.12 | -71.2 | -9.4 |
| 09 JR | WT 3 | 27.18 | 565 | 6.98 | 4.06 | 20.66 | 307 | 62.28 | 10.08 | 37.05 | 8.05 | 0.1 | 6.28 | -72.9 | -9.6 | |
| 08 JR | WT 3 | 30.08 | 908 | 7.25 | 40.9 | 39.44 | 328.5 | 108.5 | 12.01 | 60.95 | 10.68 | 0.4 | 100.8 | 0.1 | -71.6 | -9.3 |
| 11 JR | WT 3 | 27.86 | 581 | 7.26 | 2.46 | 7.36 | 348.74 | 47.36 | 14.67 | 40.83 | 26.25 | 0.4 | 10.46 | -73.2 | -9.7 | |
| 12 JR | WT 3 | 33.47 | 583 | 7.25 | 2.95 | 12.98 | 345.17 | 62.78 | 9.85 | 44.23 | 11.16 | 0.2 | 5.67 | -71.1 | -9.6 | |
| 13 JR | WT 3 | 31.06 | 545 | 7.21 | 5.12 | 21.18 | 295.2 | 65.74 | 9.24 | 33.52 | 9.38 | 1.0 | 8.62 | 0.11 | -72.9 | -9.6 |
| EZ | WT 3 | 25.05 | 650 | 7.37 | 11.3 | 38.52 | 304.7 | 75.8 | 8.54 | 41.14 | 13.96 | -1.3 | 29.03 | 0.15 | -72.2 | -9.6 |
| Cen2 | WT 1 | 22.31 | 917 | 7.05 | 33.75 | 211.54 | 319 | 22.51 | 74.74 | 58.22 | 4.61 | -2.1 | 3.29 | -74.2 | -9.8 | |
| Cen 1 | WT 1 | 7.1 | 22.3 | 163.43 | 333.27 | 23.96 | 25.68 | 124.02 | 7.03 | 0.4 | -74.5 | -9.9 |
Facies hidrogeoquímicas: tipos de agua subterránea de acuerdo a los diagramas D’Amore
Para diferenciar entre grupos de agua se consideró la localización geográfica de los pozos urbanos y agrícolas, valores hidráulicos (nivel estático, elevación del brocal), información hidrogeológica local, presencia de fallas y fracturas e información del potencial geotérmico de la región. La ubicación de los pozos se obtuvo con coordenadas UTM proporcionadas por la CEAG.
El comportamiento químicos en el acuífero JR se evaluó con el diagrama D’Amore (D’Amore et al. 1983; Fig.2b) utilizando las concentraciones de los iones principales de las muestras en meq/L para diferenciar los grupos de agua (Fig.2). Los parámetros A-F (discutidos a continuación) se normalizaron entre + 100 y − 100 (Tabla 3). Los resultados de los diagramas de D’Amore (Fig. 2 a, b) muestran las concentraciones relativas de los diferentes iones de muestras de agua individuales de acuerdo con la tabla 3. Se identificaron seis tipos principales de agua (Fig. 2). En general, el agua subterránea del área de JR es rica en HCO3 − y Na+. La evaluación geoquímica con los diagramas D’Amore y la interpretación, geológica, sugieren que los tipos de agua se alojan principalmente en tres ambientes geológicos.
Tabla 3 Explicación de todos los parámetros utilizados en el diagrama D’Amore, A, B, C, D, E, F
| A | B | C | D | E | F | |
| Relación | 100x[(HCO3 -) - (SO4 2-)]/∑aniones | 100x{[(SO4 2-)/∑aniones] - [(Na+)/∑cationes] | 100x{[( Na+)/∑cationes] - [(Cl-)/∑aniones] | 100x{[(Na+-Mg2+)/∑cationes]} | 100x{[(Ca2++Mg2+)/∑cationes] - [(HCO3 -)/∑aniones]} | 100x{[(Ca2+-Na+-K+)/∑cationes]} |
| Valores Positivos | es aplicado para distinguir entre agua que circula a través de rocas calcáreas | es aplicado para discriminar entre agua enriquecida en sulfatos que circulan a través de material evaporítico | es usado para distinguir entre agua derivada de flysch o volcanitas y de aquellos que provienen de rocas evaporíticas carbonatadas (cercana a cero) | es aplicado para distinguir agua que no ha fluido a través de calizas dolomitizadas | individualiza el tipo de agua que ha circulado en carbonatos | este parámetro muestra el incremento de la concentración de K⁺ en muestras de agua, como una consecuencia de alteración de silicatos como Ca-plagioclasas |
| Valores negativos | material evaporítico | agua enriquecida en sodio que circulan a través de material sedimentario arcilloso | O de un basamento regional que provienen de esquistos cuarziticos | agua que fluyó a través de calizas dolomitizadas | agua que circuló en depósitos que contienen sulfatos | o Na-plagioclasas y Kfeldespatos |
| Otras consideraciones | si HCO₃¯ > SO₄²¯ entonces el ambiente dominante es calcáreo | litología que muestra plagioclasa sódica | Todos los tipos de agua que tienen alto contenido de Na⁺ pero el primer tipo tiene baja concentración de cloruro con respecto al segundo. Si la concentración de Na⁺ es la misma que la del Cl¯ (cercano a cero), esto indica que la disolución de halita ocurre; Na⁺<Cl¯ indica ablandamiento reversible (salmuera o agua de mar) (negativo) yNa⁺>Cl¯ indican una fuente de Nacomoplagioclasa (positivo) | Los valores negativos están relacionados con la interacción del agua subterránea con las dolomitas, los valores positivos pueden estar relacionados con la meteorización por silicatos. | en algunas situaciones el elevado contenido de HCO3 -puede ser consecuencia de interacción con silicatos | Es usado para diferenciar reacciones de alteración de silicatos donde son incluidas las Ca-plagioclasasNaplagioclasas o K-feldespatos |
El agua tipo 1 (WT 1), ubicada en la zona de recarga, muestra enriquecimiento en Ca-Mg-HCO3--SO4 2- y debido al flujo de agua subterránea a través de material carbonatado, presenta altos contenidos de Ca2+ y Mg2+, liberados durante la interacción del agua con carbonato o material metamórfico dolomítico (C, D y E). En este grupo las muestras presentan bajas concentraciones de K+ (Tabla 3; Fig.1, 2b, y 3). Este tipo de agua pertenece a la U4, material carbonatado sin termalismo.
Figura 3 a) Nivel estático 2018 medido por la CEAG en piezómetros de observación; b) Distribución de los campos agrícolas y la ubicación de las diversas fallas y fracturas; c) Distribución del contenido de nitratos en el año 2017, específicamente en la porción sur y suroeste de la zona de estudio; d) Distribución del contenido de nitratos en el año 2019 en la zona de estudio; e) diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - del año 2017 vs profundidad de los pozos; f) diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - del año 2019 vs profundidad de los pozos.
Los tipos de agua 2 y 3 (WT 2 y 3) están situados en una zona de transición, entre rocas volcánicas y carbonatadas (Pertenecientes principalmente a la U1). Esta agua muestra un enriquecimiento en Na+-HCO3 - y Ca2+-Na+-HCO3 - en el noroeste y un enriquecimiento en Ca2+-Na+-HCO3− y Ca2+-Na+-Mg2+-HCO3 - en el noreste del área de estudio, respectivamente.
Los tipos de agua 4 y 6 (WT 4 y 6) están localizados en el centro de la cuenca de la zona de estudio. El acuífero está constituido por depósitos aluviales del Pleistoceno al Reciente intercalados con rocas volcánicas (pertenecientes a la U2). Estos tipos de agua muestran un enriquecimiento en Na+ y HCO3 − debido al flujo a través de rocas volcánicas alteradas (ignimbritas, tobas riolíticas, y brecha o matriz vítrea) y material sedimentario arcilloso (como caolinita o montmorillonita). El tipo de agua 5 (WT 5) se encuentra en el acuífero superficial, el cual está constituido por depósitos aluviales intercalados con rocas basálticas. Este tipo de agua subterránea muestra un enriquecimiento en Na+-HCO3 -, Ca2+-Na+ -HCO3 - y Ca2+-Na+-HCO3- Cl- principalmente, debido a que fluye a través del depósito aluvial y las rocas volcánicas (basaltos, ignimbritas y tobas riolíticas) y posiblemente rocas carbonatadas (pertenecientes a la U3). Entre el tipo de agua WT3, WT 4 y WT6 existen similitudes en el dominio iónico del Na+-HCO3 -; sin embargo, existen diferencias en la temperatura de los pozos medidas en campo, donde el tipo de agua WT3 no supera los 40°C y en la dirección del flujo entre los tipos de agua WT 4 y WT 6, donde el primer tipo proviene del norte y el tipo de agua WT 6 proviene del sur de la zona de estudio.
Comparación entre el contenido de nitratos en agua subterránea en 2017 y 2019
En el año 2017 la concentración de NO3 - en el acuífero estaba en el rango de 0.53 a 45.56 mg/L mientras que en el año 2019 varió entre 0.56 y 227.59 mg/L.. En 2017 los valores más elevados de NO3 - fueron cuantificados en los pozos menos profundos en la porción suroeste de la zona de estudio que pertenecen a un flujo local (Fig. 3 c y e), y para el año 2019 el contenido de NO3 - incrementó en toda la región, superando el valor máximo permitido según la OMS y la NOM-127 (NO3 - = 44.27 mg/L o N- NO3 - = 10 mg/L) en pozos del acuífero intermedio y profundo y principalmente al norte y al centro de la zona de estudio (Tablas 1 y 2, Fig. 3 d y f) donde el agua es alimentada por el flujo subregional y regional (Fig. 3f). Este comportamiento pudiera tener relación con el descenso del nivel estático del acuífero y la presencia de algunas fallas y fracturas en toda la zona (Fig. 3 a y b). El muestreo realizado en 2017 se llevó a cabo en época de lluvia, y el muestreo de 2019 se realizó en época de estiaje, algunos autores indican mayor concentración de NO3 - en agua subterránea en años secos, en época de estiaje o antes de la época de lluvias respecto a los años húmedos (Óenema et al.1998) y menor concentración en época de lluvias (Kaçaroglu y Günay 1997). Se ha observado que las precipitaciones tienen efectos de dilución en las concentraciones de nitratos y que los pozos más vulnerables a la contaminación regularmente son los que están en las partes bajas de los acuíferos que están sujetos a agricultura de riego intensiva (Muñoz et al., 2004).
En los últimos 30 años el nivel estático ha tenido un fuerte descenso, principalmente en el centro de la cuenca, debido a la excesiva extracción de agua subterránea para la agricultura (Fig. 3 a, b y c). Según datos de la Comisión Estatal del Agua de Guanajuato (CEAG), el abatimiento del nivel piezométrico anual es de 1.0 a 1.8 m (Romero et al., 2017) lo que ha provocado que en dicha zona el nivel estático llegue a una profundidad de más de 150 m cuando en los años 80’s no superaba los 50 m. Además, en toda la zona de estudio existen fallas tectónicas profundas y fallas generadas por subsidencia, con direcciones preferenciales NE-SW, NW-SE, N-S, y E-W. Estas estructuras, bajo ciertas circunstancias, actúan como zonas impermeables debido a que están rellenas de material arcilloso o pueden funcionar como canales de migración de contaminantes (al acuífero somero principalmente), producto de las actividades humanas (Rodríguez et al., 2006; Rodríguez y Schroeder, 2010; Rodríguez et al., 2016).
Comportamiento hidrogeoquímico de NO3-, Cl-, SO42-, HCO3- y de la relación Molar NO3-/Cl-
Los resultados de la evaluación de los elementos mayores indican que el rango de concentración de HCO3- no tuvo un cambio significativo del año 2017 al 2019 (203.26 - 302.57 mg/L a 213 - 296.78 mg/L), principalmente en los pozos con contenidos elevados de NO3 - . Las concentraciones de SO42 - no tuvieron una variación relevante del 2017 al 2019 (8.6 - 50.49 mg/L a 7.36 a 50.25 mg/L), asimismo las concentraciones de Cl- no presentaron una variación significativa de un año al otro (2.64 - 19.86 mg/L a 2.46 - 21.70 mg/L) (Fig. 4), pero al realizar una evaluación con respecto al tipo de agua se observa que el contenido de HCO3 - , SO42- y Cl-versus NO3 - varía entre los tipos de agua WT4, WT 5, y WT 6 (Fig. 4 a, b y c), y también es evidente que en el año 2017 el tipo de agua WT 5 presenta los valores más elevados de todos los aniones.
Figura 4 a) Diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - vs HCO3- del año 2017; b) Diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - vs SO4 2- del año 2017; c) Diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - vs Cl- del año 2017; d) Diagrama comparativo entre el contenido de NO 3- vs HCO3- del año 2019 e) diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - vs SO4 2- del año 2019; f) Diagrama comparativo entre el contenido de NO3 - vs Cl- del año 2019.
Bajas concentraciones de Cl- en muestras de agua indican una influencia mínima o nula de fuentes de contaminación (Yue et al., 2018) y los pozos que presentan contaminación por NO3 - debido a actividades agrícolas e industriales, incrementan el contenido de Cl-, SO42-, Na+ y K+ (Lang et al., 2006); lo cual fue observado en los resultados (Fig. 4 a, b y c),.. Por otro lado, los pozos del tipo de agua WT6 y algunas muestras del tipo de agua WT 4, pertenecientes al sistema de flujo subregional termal, tienen una concentración de aniones menor que el tipo de agua WT 5, aunque ciertas muestras presentan un contenido elevado de NO3 - (Fig. 4 a, b y c), lo que significa que este elemento ha migrado a un nivel más profundo del acuífero, sin superar el límite máximo permitido por la NOM-127 (Fig. 4 a, b y c) Por último, una muestra del tipo de agua WT 6 que presenta termalismo asociado a agua profunda (con un posible aporte de agua perteneciente al sistema de flujo regional), tiene el valor más elevado de NO3 - de toda la zona.
Esta información es relevante pues indica que la contaminación ha llegado al acuífero más profundo, por transporte de nitratos del agua subterránea somera a la profunda (Yue et al, 2018).
El contenido de HCO3 -, SO4 2- y Cl- no tuvo una variación significativa con relación a las muestras del tipo de agua WT 6 y 4.
Algunos de los pozos pertenecientes al tipo de agua WT 3 y 5, presentan concentraciones elevadas de NO3 -, superiores a los valores permitidos por la NOM-127, estos dos grupos presentan las muestras con mayor contenido de HCO3 - (Fig.4d). El tipo de agua WT 5 presenta el mayor contenido de SO4 2- y Cl- (Fig. 4 e y f) mientras que el tipo de agua WT 3 se observa un incremento lineal entre las concentraciones de Cl- vs NO3 - (Fig.4 f) y un comportamiento inverso en la variación de las concentraciones de SO4 2- vs NO3 - (conforme un anión incrementa el otro disminuye). La relación NO3 - vs Cl- (meq/L) en el tipo de agua WT3 podría explicarse a partir de una variación en las características oxidantes o reductoras del medio como se ha observado en otros sitios (Montiel-Palma et al., 2014).
Es necesario mencionar que durante el año 2019, se realizaron clandestinamente obras para extraer hidrocarburo de manera ilegal en sitios cercano al pozo más contaminado (P tol 06), esto debido a que por esa zona pasan ductos de PEMEX, esta podría ser una de las razones por las cuales solo ese pozo profundo termal está contaminado considerando lo que se ha mencionado previamente.
La muestra del tipo de agua WT 1 pertenece a un pozo ubicado en la zona de recarga el cual presenta elevados contenidos de SO4 2-, y valores bajos de NO3 - el agua se extrae de rocas sedimentarias marinas del Mesozoico.
Concentración de nitratos y cloruros para definir fuentes en el agua subterránea
Se utilizó el contenido de cloruros y nitratos para realizar una interpretación de su posible origen, ya que estos elementos en conjunto son buenos indicadores de impactos antropogénicos (Hall, 1992), principalmente porque el Cl- no responde a procesos fisicoquímicos y microbiológicos comunes en agua subterránea (Liu et al., 2006). Elevados contenidos de Cl- se relacionan comúnmente con fuentes de halita, sin embargo, en la zona no hay reportes de su presencia, por lo que los incrementos en el contenido de Cl- pudieran deberse a procesos naturales o por procesos vinculados a la potabilización, incluso a residuos animales, efluentes sépticos o insumos agrícolas donde se consideran fertilizantes químicos o estiércol como el origen. Existen ejemplos en otros países que presentan elevados contenidos de Cl- en muestras de agua localizadas en zonas de escorrentía agrícola y doméstica (Koba et al., 1997; Li et al. 2010b, 2014). Se ha observado que un elevado contenido de NO3 - en agua subterránea está relacionado con actividad agrícola, producto de residuo de granjas y/o establos, por la aplicación de fertilizantes de N y plaguicidas en agricultura de riego y temporal, por la presencia de tanques sépticos y/o agua residual e incluso por aplicación de excretas de animales en áreas de cultivo (Hall, 1992; Brenes et al., 2011).
El tipo de agua WT 3 (Fig. 4 y 5) tiene un contenido elevado de nitratos y cloruros, y su origen parece estar relacionado con una mala disposición de residuos por parte de la planta de tratamiento de aguas residuales que está ubicada en la zona.
Figura 5 Relaciones entre las concentraciones de NO3 - / Cl− y Cl−; a) Información del año 2017; b) Información del año 2019 en el agua subterránea de los municipios de Santa Cruz de Juventino Rosas y Villagrán.
Otras muestras que presentan concentraciones de Cl- elevadas en conjunto con las de NO3 - fueron tomadas de pozos urbanos someros (Fig. 4 c y g), lo que indica que la contaminación podría deberse a la infiltración de agua residual doméstica (Butaciu et al., 2016). Para confirmar este proceso e identificar procesos de mezcla y biológicos en el agua, se revisó si existe una elevada correlación entre ambos elementos considerando los distintos tipos de agua. Una elevada correlación se asocia el retorno de riego, ya que los cloruros lixivian los nitratos, y este proceso es evidente en el agua WT 3 del año 2019 con una elevada correlación (R2 WT3-2019=0.99) (Fig. 4 f y 5b) la cual no se observó ningún otro grupo de agua, ni en 2017 ni en 2019 (R2 WT4-2017=0.06, R2 WT5-2017=0.2, R2 WT6-2017=0.1, R2 WT4-2019=0.06, R2 WT5- 2019=0.03, R2 WT6-2019=0.2).
Los resultados de la relación NO3 -/Cl- indican que hay un grado de contaminación por fuentes antropogénicas, principalmente por aplicación de fertilizantes y, posiblemente, en ciertos casos por excretas animales o aguas residuales (Fig 5 a y b) como ha sido reportado en otros estudios (Liu et al., 2006; Lang et al., 2006; Chen et al., 2009; Liu et al. 2010). La afectación podría estar ocurriendo a distintas profundidades (más visible en el año 2019), principalmente por contaminación agrícola (Fig. 5 a y b).
Igualmente, los resultados de la relación NO3 -/Cl- indican que posiblemente ocurren procesos de desnitrificación en algunos pozos pertenecientes al tipo de agua WT 5 en ambos años, y un pozo del tipo de agua WT 3 de 2019 (Fig. 5 a y b), aunque sería necesario realizar un estudio más profundo para confirmar este proceso. Por otro lado, para el tipo de agua WT 5 el contenido de cloruros es más elevado en comparación con todos los demás pozos; además, solo una muestra del tipo de agua WT 4 en el año 2017 (termal) cae en el campo como posible fuente por residuos animales o aguas residuales.
Los resultados de la variación en la relación molar NO3 -/Cl- vs la concentración molar de Cl- en los tipos de agua WT4 y WT6 indican una tendencia en el comportamiento que podrían estar relacionadas con fertilizantes para ambos años (Fig. 5 a y b). Es evidente que la concentración de nitrato disuelto coincide con contenidos elevados de cloruros para algunas muestras, y esta tendencia es más marcada en pozos del tipo de agua WT 3, ya que se presenta un incremento muy marcado en el contenido de NO3 -/Cl- conforme incrementa el contenido de Cl- (Fig. 5 b). Este proceso ya se había observado previamente (Fig. 4 f).
En el caso de contaminacion por agua residual y/o excretas de ganado regularmente se genera un incremento en la concentración de Cl- y SO4 2 - y una disminución en los valores de la relación NO3 -/Cl- ya que el N algunas veces está en forma de amonio y posiblemente no se ha convertido en nitrato, lo que ayuda a descartar el potencial de la relación como indicador de agua residual y estiercol aplicado en los campos (Liu et al., 2006; Yao et al. 2007; Panno et al., 2008; Chen et al., 2009). Valores elevados relativos de NO3 -/Cl- se han asociado, en épocas de lluvia, con procesos de nitrificación de fertilizantes de N reducido, utilizando información isotópica de δ15N (Kendall y McDonnell, 1998; Kendall et al., 2007; Chen et al., 2009). También se ha observado que el excremento animal puede generar valores altos de Cl- y de δ15N superior a los de fertilizantes químicos (Widory et al., 2013). En todos los casos se debe considerar la presencia de posibles procesos bioquímicos que pudieran afectar el comportamiento químico del N.
Evidencias isotópicas y de elementos traza
δ 18 O vs δD
El origen y las condiciones de recarga del agua se determinaron utilizando los valores de δ18O y δD, y la línea de agua meteórica local (en inglés Local Meteoric Water Line LMWL) como referente debido a la falta de datos isotópicos de la lluvia en el área de estudio. Se estableció que el agua subterránea es generalmente de origen meteórico pues los valores de δD y δ18O de las muestras se trazan a lo largo o cerca de la LMWL y de la línea de agua meteórica global (Global Meteoric Water Line GMWL abreviación en inglés). Existe una modificación en la pendiente de la línea que se forma con las muestras de agua recolectadas tanto en 2017 como 2019 y que son representativas del acuífero somero, esta modificación se ha observado que ocurre por procesos de evaporación, y los valores isotópicos de δD y δ18O tienden a alejarse de la LMWL y la GMWL conforme los pozos están más cerca de la superficie, por lo que presentan una tendencia a la evaporación superficial (Fig.6a y b). Las muestras de agua del acuífero intermedio y profundo no muestran gran variación respecto a la LMWL y la GMWL, ya que su casi nula variación está controlada por la interacción agua-roca (valores más negativos), incluso los pozos con características geotérmicas de baja temperatura.
Figura 6 Relación entre δD y δ18O en la porción oeste del Acuífero del Valle de Celaya; a) Muestreo de 2017; b) Muestreo de 2019. Relación entre nitratos vs B/Cl- para diferenciar entre fuentes naturales y antropogénicas del B, NO3 y Cl-; c) Durante 2017 y d) Durante 2019. Relación entre δ18O y NO3 - para identificar procesos relacionados con la transformación de compuestos de nitrógeno en los que se lleva a cabo la incorporación de oxígeno e) durante el año 2017 y d) durante el año 2019.
Algunos autores han observado que un desplazamiento de los datos de isótopos desde el LMWL hacia valores mayores de δ 18O se atribuyen a la fuerte meteorización del silicato (Paces et al., 2001; Paces y Šmejkal, 2004), proceso que ha sido reportado en la zona (Morales et al., 2018a y c). Aunque hay que considerar que la infiltración lenta del agua de lluvia puede producir una evaporación significativa antes de la llegada al acuífero (Burns y Kendall 2002), también la actividad agrícola y el uso intensivo de compuestos nitrogenados y sus transformaciones pudieran estar involucrados en la modificación del δ18O (Fig. 6 a y b), así como el posible aporte del CO2 biogénico o atmosférico durante la infiltración a través de los suelos (Eppich et al., 2012, Clark, 2015).
NO 3 - vs B/Cl
El Cl- y B son elementos que no sufren una significante afectación por procesos secundarios durante la disolución de roca por lo que es factible definir el origen de ambos elementos conservativos (Mnjokava, 2007). El B permite definir el grado de madurez del sistema y su presencia tiende a depender del contenido de Cl-, principalmente en entornos geotérmicos (Morales-Arredondo et al., 2018). La relación B/Cl se utilizó como trazador de nitratos en el agua subterránea pues las bajas concentraciones de B está relacionado con la aplicación de fertilizantes de NH4+ y NO3 -) (Fig. 6 c y d) (Kelling, 1999), ya que ambos elementos son conservativos en sistemas de flujos de agua profundo y superficial. El contenido de boro natural es bajo en agua subterránea, y en este caso se busca determinar la diferencia entre la contribución natural y antropogénica del boro en el acuífero. Las fuentes naturales de boro que ocurren en agua subterránea son producto de alteración de rocas, intrusión salina y precipitación, y su comportamiento puede verse afectado por sorción en minerales arcillosos (Williams et al., 2001; Rudnick y Gao, 2014; Sokol et al., 2018 a, b).
Regularmente las aguas residuales domésticas producen elevados contenidos de B lo que podría ser otra fuente hacia el agua subterránea (Fig. 6 d), principalmente porque los detergentes contienen B como peroxoborato de sodio (NaBO3) (Rayner-Canham, 2000). Las plantas de tratamiento de agua residual generalmente remueven poco o nada del B (Kendall, 2007). Las excretas animales presentan elevados contenidos de B (13.6 g/ton), que está relacionado en el consumo de nutrientes de las plantas (Goldbach et al., 2002).
Tanto en 2017 como en 2019, las muestras con elevado valor de B/Cl presentan un bajo contenido de NO3 -, mientras que cuando el contenido de NO3 - incrementa la relación B/Cl disminuye, esto implica que la presencia del B disminuye o se mantiene constante mientras el Cl- incrementa en el medio, estos procesos son más evidentes en las muestras del año 2019 (Fig. 6 d). En todas las muestras de agua no hay una variación en la concentración de B, y se estima que su contenido pudiera estar relacionado con las fuentes de contaminación humana por el tratamiento de agua residual o por la aplicación de fertilizantes, más evidente en los tipos de agua WT 3 y 5. En el tipo de agua WT 5, el contenido de nitratos es menor que en el tipo de agua WT 3, ya que los pozos que lo componen están cercanos a parcelas agrícolas. Los pozos de agua que conforman tipo de agua WT 3 están cercanos a la planta de tratamiento de agua residual. Sería necesario evaluar con estudios isotópicos la fuente de contaminación.
δ 18 O vs NO 3 -
Diferentes fuentes de nitratos tienen firmas isotópicas con características propias, que en conjunto con elementos conservativos pueden apoyar en la interpretación isotópica (Craig, 1961). El nitrato de la precipitación atmosférica generalmente se enriquece en δ18O (Kendall et al., 2007). En general, el valor δ18O del nitrato producido por la nitrificación oscila entre 0 y 15% debido al rango de condiciones y complejidad involucradas en los procesos biológicos (Mengis et al., 2001). Los fertilizantes de nitrato normalmente tienen valores de δ18O de 23.5 ‰, que es cercano al O2 atmosférico (Amberger y Schmidt, 1987).
Se utilizó la firma isotópica de δ 18O de las aguas como herramienta auxiliar para poder interpretar el posible origen de los nitratos en el agua subterránea, ya que se ha observado que la utilización de las excretas animales como fertilizante y las aguas residuales pueden modificar el valor isotópico del δ18O (Eppich et al., 2012), principalmente durante el proceso de desnitrificación, ya que se produce un fraccionamiento isotópico aunque también es necesario considerar la posibilidad de que el enriquecimiento en δ18O sea producto de efectos de evaporación o una mezcla de ambos proceso. En sitios con concentraciones elevadas de NO3 - existe un enriquecimiento típico de δ 18O (Chang et al. 2002), este fenómeno se ha observado principalmente cuando la fuente de NO3 - es la precipitación o debido a la aplicación de fertilizantes y procesos de síntesis del NO3 - (Liu et al., 2006) y en menor medida debido a procesos de nitrificación de fuentes reducidas de N (aplicación de NH4 +, urea, N orgánico de suelo y a NH4 + de estiércol y de agua residual) (Liu et al., 2006).
Se observa que cuando hay un incremento en el contenido de NO3 - existe un enriquecimiento isotópico de δ 18O (Fig 6a). Este proceso podría indicar una relación entre la transformación química de los compuestos de N según las reacciones 1, 2, 3, 4, 5, 6 y 7, en donde la actividad agrícola que se desarrolla en la zona (principalmente en el WT 5) y los procesos de tratamiento de agua residual (principalmente en el WT 3) pudieran tener una fuerte implicación (Fig. 6 e y f). Según los resultados obtenidos, el origen del NO3 - pudiera deberse a fertilizantes sintéticos de nitratos (Fig 5 a y b), principalmente en los pozos someros, esto queda en evidencia al momento de comparar los valores obtenidos de δ18O (Fig. 6 e y f) (Chen et al., 2009).
El acuífero somero presenta valores enriquecidos de δ 18O y NO3 - en comparación con el acuífero profundo (Fig. 6 a, b, e y f). Es factible que haya una modificación en la firma isotópica en estas muestras debido a un posible aporte de agua superficial que puede tener diversas fuentes (agua de riego, agua de lluvia, infiltración del río La Laja), lo cual se deduce considerando el enriquecimiento de δ 18O y NO3 - principalmente en los tipos de agua WT 3 y 5. El enriquecimiento de isotopos pesados de δ18O, podría deberse a que el oxígeno residual se volvió pesado debido a procesos de evaporación del agua y a la difusión de oxígeno, aunque también sería importante definir si procesos de nitrificación o incluso la aplicación de fertilizantes de N afectan la composición del δ18O, ya que durante estos procesos se requieren cantidades elevadas de oxígeno (reacciones 1-7) (Fig. 6 e y f).
En el acuífero profundo se observa un empobrecimiento en δ18O y NO3 - por lo que es poco probable que una fuente superficial afecte al agua subterránea, aunque existe una muestra perteneciente al tipo de agua WT 6 que presenta un contenido elevado de NO3 - y un empobrecimiento en δ18O, en este caso se sugiere que la contaminación es reciente (Fig. 6 f). Se ha observado que la desnitrificación puede remover nitratos del agua subterránea y causar enriquecimiento en isotopos de N y O en el NO3 - residual (Liu et al., 2006). En este caso, sería necesario revisar con otros métodos cuales son las fuentes y procesos específicos relacionados con el contenido de NO3 - en el agua subterránea. Sería recomendable utilizar isótopos de N en los NO3 - pues son más útiles para discernir el nitrato proveniente de la deposición húmeda, la nitrificación microbiana y el fertilizante químico (Wassenaar, 1995; Kendall et al., 2007).
Reacciones químicas involucradas en la presencia de nitratos en el acuífero de la zona de estudio
Las reacciones siguientes explican las fuentes de nitratos por nitrógeno orgánico en la zona de estudio y sus transformaciones, donde están involucrados enlaces de carbono y nitrógeno:
La descomposición de materia orgánica y su posterior transformación generan al inicio amoniaco y CO2 y finalmente otros compuestos nitrogenados (NO2-, NO3 -,). En este estudio, las fuentes de la contaminación podrían estar relacionadas con la planta de tratamiento de agua residual que se encuentra al sur de la cabeza municipal de JR o la aplicación de fertilizantes orgánicos como ocurre al norte de la cabecera municipal de Vill (Fig.1 y 2a, c y d). Los compuestos nitrogenados al llegar al agua subterránea influyen en su calidad, principalmente cuando participan microorganismos (reacciones 1, 2, 3 y 4); estos procesos bioquímicos e hidroquímicos son frecuentes en la zona no saturada y en acuíferos freáticos; situación evidente en los pozos contaminados que pertenecen al tipo de agua WT 5 y WT 3 (Fig. 2 a, c, d, e y f y 4d, e y f). La materia orgánica que está presente en la zona no saturada y posteriormente en la zona de saturación puede transformarse cuando hay interacción con microorganismos que habitan en esta zona y que ayudan en la transformación del ion amonio (NH4 +) en nitritos (NO2 -) y al final en nitratos (NO3 - ) (reacciones 3 y 4).Durante la transformación de la materia orgánica (Norgánico) las nitrobacterias participan en la oxidación (Fig. 5 y 6e y f), la velocidad de reacción depende de las condiciones del medio. El fin último de estos procesos es el nitrógeno soluble en agua (reacción 5).
Este proceso puede ser de origen químico debido al vertido de residuos industriales o al uso de fertilizantes orgánicos (nitrogenados) en zonas agrícolas (reacción 6, 7 y 8), como es el caso en toda la región (Fig. 1, 2, 4 y 5).
La reacción reversible de los nitratos también produce nitritos (desnitrificación), al combinarse el nitrato con el carbono C, el cual es liberado de distintos procesos de descomposición de materia orgánica (por la acción de las bacterias), como queda evidente en algunas muestras del agua WT 5 (Fig. 5 a y b). Durante este proceso queda libre el nitrógeno N2 (Clark, 2015) y cuando se combina el N2 con el oxígeno puede volver a producir nitrito (NO2 -) y nitrato (NO3 -) (reacción 5) (Fig. 4 a y d y 5).
En extensos terrenos de la zona de estudio se utilizan fertilizantes a base de sulfato de amonio ((NH4)2SO4) que aportan nitrógeno en forma de amonio para la agricultura (reacción 5); el cual se transforma en nitratos y además incrementa el contenido de SO4 2- en agua subterránea. Este proceso explicaría el incremento en conjunto de ambos elementos principalmente en muestras del WT 3 y 5 (Fig. 4 b y e; reacciones 3, 4, 6 y 7).
La migración de nitratos al acuífero podría explicarse considerando que en algunos sitios del acuífero se presenten una elevada permeabilidad relativa (Fig. 1). Esta característica regularía el comportamiento químico y biológico del agua subterránea somera. Se ha observado que acuíferos libres presentan concentraciones más altas de NO3 - que los acuíferos confinados (Kolpin et al., 1994).
Conclusiones
El contenido de NO3 - es mayor en 2019 a comparación del año 2017 y la fuente de contaminación se debe a actividades humanas. Uno de los posibles motivos que podrían explicar este comportamiento es que en el año 2019 las muestras fueron tomadas en época de estiaje mientras que en el 2017 se tomaron en época de lluvias, por lo que en el año que presentó menor contenido de NO3 - pudiera ocurrir un proceso de dilución. No se descarta que el descenso del nivel estático del acuífero en la parte central de la zona estudiada y la presencia de fallas tectónicas profundas pudiera permitir la migración del contaminante a zonas más profundas, aunque también podría ser debido a problemas sociales en la región como la extracción ilegal de carburantes en los oleoductos.
La distribución de los contaminantes está relacionada con el comportamiento hidrogeoquímico y el tipo de agua de cada sitio estudiado, además de la profundidad, así como la época en que fueron tomadas las muestras. Se observó que para el 2019 el NO3 - ha migrado hasta el acuífero intermedio y posiblemente hasta el acuífero profundo,
También es relevante indicar que cercano al pozo 08 JR existe una planta de tratamiento de agua residual, con lo que es factible que represente un foco de contaminación y que a partir de este sitio se haya expandido hacia los pozos EZ y SM Gpe, pertenecientes al WT 3.
Según los resultados hidrogeoquímicos, los valores más altos de NO3 -, Cl- y HCO3 - se presentan en el acuífero somero y existe una disminución conforme el acuífero es más profundo. En los pozos que presentan contaminación hay una modificación en el comportamiento el contenido de Cl-, SO4 2 - y HCO3 -, en especial en el WT 3 (que está cercana a la planta de tratamiento). En este tipo de agua, el comportamiento hidrogeoquímico de los aniones podría estar afectado por la elevada concentración de NO3 -. En los demás pozos que presentan elevado contenido de nitratos se sugiere que la fuente de contaminación podría ser producto de la aplicación de fertilizantes. Sería recomendable revisar si en estos pozos ocurren procesos posteriores a la deposición de los compuestos nitrogenados, como nitrificación, desnitrificación, amonificación y fijación del nitrógeno.
En ambos años las muestras con bajo valor de B/Cl presentan un elevado contenido de NO3 -, esto implica que la presencia del B disminuye o se mantiene constante mientras el Cl- incrementa en el medio conforme incrementa el NO3 - principalmente en muestras del año 2019. Se considera que este comportamiento pudiera ayudar a identificar las fuentes de contaminación humana, en los que sobresalen el agua residual o la aplicación de fertilizantes (más evidente en los tipos de agua WT 3 y 5),
La actividad microbiológica y la presencia de compuestos orgánicos en el subsuelo pueden cumplir un rol fundamental sobre las variaciones detectadas en las concentraciones de algunos componentes del agua, tales como los SO4 2-, HCO3 - y NO3 -. Sería recomendable realizar un estudio sobre el tema. También es conveniente evaluar si las reacciones redox pudieran estar relacionadas con los ciclos del carbono, hierro, nitrógeno, oxígeno y el azufre en el medio. Es bien conocido que el carbono orgánico se oxida en presencia de bacterias específicas, liberando la energía necesaria para estabilizar termodinámicamente las reacciones redox involucradas.
Los procesos de transformación de los compuestos nitrogenados pudieran estar involucrados en el comportamiento isotópico del δ 18O en los pozos con contenido elevado de NO3 -, generando un enriquecimiento en el isótopo (más evidente en los tipos de agua WT 3, 5 y una muestra del tipo WT 6). Este proceso también podría deberse a procesos de evaporación e infiltración de agua somera (posiblemente en el tipo de agua WT 5), pero es muy evidente en las muestras de agua que están en el acuífero intermedio (WT 3), principalmente porque los NO3 - incrementan en conjunto con los Cl- . Por último, es evidente que el contenido de NO3 - en el acuífero es producto de diversas fuentes de contaminación, una es debida al deficiente manejo y disposición de residuos generados durante el tratamiento de agua residual de una planta de tratamiento, y otro es debido a la agricultura. Sería recomendable revisar si existen otras fuentes.
