Relación de adsorción de sodio original en el agua de riego (RAS_or)

En la formulación de RAS_or se ha incluido al ion magnesio (Mg²⁺) debido a que se considera que su comportamiento fisicoquímico con respecto a sus cargas (n⁺²) es semejante al comportamiento del ion Ca²⁺ (^{Richards, 1973}; ^{Sposito, 1977}). Con respecto al ion Mg²⁺, es necesario señalar que los carbonatos de calcio y de magnesio poseen diferente solubilidad CaCO₃ < MgCO₃. En el manejo del agua de riego en sus valores de RAS, la precipitación y/o solubilización de la calcita (CaCO₃) tiene un gran significado.

La relación de adsorción de sodio RAS en sus aplicaciones prácticas adquiere diferentes formulaciones, pues se deben de tomar en cuenta las disminuciones en sus concentraciones de los iones de Ca^2+.

La finalidad de determinar los valores del RAS original del agua de riego, y de calcular el RAS en las soluciones de los suelos que ascienden y descienden dentro de los diferentes perfiles del suelo es comprender los valores mínimos y máximos del por ciento de sodio intercambiable (PSI), que potencialmente se pueden tener en los suelos. El RAS_aj y RAS_corr tienen mucha importancia, ya que de manera precisa se puede predecir el RAS que puede adquirir una solución electrolítica después de tomar en cuenta los procesos de precipitación y/o solubilización de la calcita (^{Bajwa, Choud-hary & Josan, 1992}; ^{Velázquez-Machuca, Ortega-Escobar, Martínez-Garza, Kohashi-Shibata, & García-Calderón, 2002}).

Relación de adsorción de sodio ajustada (RAS_aj)

El RAS_aj toma en cuenta las diferentes disponibilidades de los iones de calcio en condiciones de una alcalinidad determinada. El pH = 8.4 es aproximadamente el pH de un suelo no sódico y en equilibrio con el CaCO₃. El índice de saturación (IS) se calcula como sigue: IS = (8.4 - pH_c), donde pH_c es el pH teórico en equilibrio con la calcita y se define como sigue:

pH_c = (pK'₂-pK _c) + p(Ca + Mg) +p(CO₃ + HCO₃) (7)

Donde p(Ca + Mg) - corresponde al logaritmo negativo de la concentración molar de (Ca + Mg); p(CO₃ + HCO₃) se refiere al logaritmo negativo de la concentración equivalente del (CO₃ + HCO₃); pK₂ y pK_c son los logaritmos negativos de la segunda constante de disociación del H2CO3K2=H+(CO32-)2a=4.2x10-11 y del producto de solubilidad de la calcita Kc = [Ca²⁺] [CO^2- ₃] = 5.0 x 10^-9, respectivamente, ambos corregidos por fuerza iónica. La corrección por fuerza iónica (I) de los valores pK’₂ y pK’_c’ , se llevó a cabo de acuerdo con la ecuación de Debye y Hückel, con una determinada (I). Los valores de la (I) que se utilizaron en este trabajo derivaron de las determinaciones analíticas de los iones del agua residual urbano-industrial del Valle del Mezquital. De tal manera que para el cálculo de pK’₂ y pK’_c se utilizan las siguientes ecuaciones:

(8)

El último término de esta ecuación expresa y proporciona la corrección de Debye y Hückel para una fuerza iónica determinada. El concepto de (I) está bien asentado en la química de los electrolitos. La fuerza iónica proporciona los medios para calcular las actividades de los diferentes iones o de una sal en presencia de otros electrolitos. La (I) de una solución electrolítica expresa una medida de la intensidad del campo eléctrico en una solución determinada y se define como sigue: I=12∑CiZi2 donde Ci es la concentración molar de cada ion en la solución y Zi es su valencia. Así, es necesario conocer las concentraciones de todos los iones de la solución para poder obtener los diferentes valores de (I). En cada muestra de agua de todas las estaciones de muestreo se calculó su fuerza iónica.

Relación de adsorción de sodio corregido (RAS_corr)

(9)

En esta formulación de RAS se corrige la concentración de calcio debido a la precipitación de fracciones de calcio considerando dos parámetros: 1) conductividad eléctrica CE mS cm^-1 y 2) una relación de HCO₃/Ca. Para calcular la cantidad de calcio que queda después de los procesos de precipitación, ^{Suarez (1981)} propuso tablas de cálculo, considerando que el CO₂ en la superficie del suelo tiene una presión de 0.0007 atm.

Predicción del por ciento de sodio intercambiable (PSI) en los suelos durante la aplicación del agua residual con diferente RAS

Para predecir el PSI que potencialmente se presentará en los suelos durante el uso del agua urbano-industrial en el Valle del Mezquital con datos variables de RAS en sus concentraciones iniciales de C _Na ⁺, C_ca ²⁺ y C_Mg ²⁺ (RAS _original) y con valores de RAS modificados debido a la precipitación y/o solubilización del CaCO₃ (RAS_aj y RAS_corr ), y con la finalidad de conocer valores de PSI_mín , y PSI_máx , se ha utilizado la ecuación: PSI=KGRAS1001+ KGRAS se consideraron como constantes de selectividad iónica de Gapon los siguientes: K_G = 0.0072444, K_G = 0.0118610 y K_G = 0.0168999.

Carbonato de sodio residual (CSR)

Recientemente se ha alumbrado agua de pozo de diferente profundidad en concentraciones electrolíticas elevadas y con altos valores de RAS y de CSR. En muchas regiones de las zonas áridas, los productores tienen la necesidad de utilizar agua de baja calidad (^{Minhas & Bajwa, 2001}). El agua residual urbano-industrial que riega el Valle del Mezquital tiene concentraciones de bicarbonatos de 1.82 - 8.92 - 8.95 - 16.96 meq l^-1. Actualmente se han planteado ciertas directrices para el agua de riego, que contiene cantidades considerables de bicarbonatos. ^{Izhar-ul-Haq, Muhammad e Iqbal (2007)} han propuesto las siguientes directrices para el uso del agua con altos contenidos de bicarbonatos: buena CSR < 2.5; marginal CSR = 2.5-5.0; peligrosa CSR > 5.0. En trabajos recientes se ha investigado el efecto del agua de riego sobre ciertos cultivos con altos contenidos de carbonato de sodio residual: CSR = 5.0 -10.0 - 15.0 y 20.0 (^{Choudhary, Josan & Bajwa, 2001}; ^{Singh, Uma & Singh, 2014}).

La ecuación que se utilizó para determinar el carbonato de sodio residual fue:

Todos los cationes y aniones están expresados en meq 1^-1

Métodos analíticos utilizados en las determinaciones de los diferentes iones y cálculo del PSI

El muestreo del agua residual se llevó a cabo de acuerdo con la norma oficial mexicana ^{NMX-AA-003-1980}. Para la determinación del pH, CE, Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, K⁺, CO₃ ^2-, HCO₃-, Cl^-, SO₄ ^2- se utilizaron los métodos de APHA, 4500-H⁺B, 2510B, 3500CaD, 3500-NaKD, 2320B, 4500-CIB, 4500-SO4E, 2540D y 2540E (^{APHA, 1995}). Para calcular el PSI en los suelos en condiciones de equilibrio con el agua residual de riego urbano-industrial para cada formulación de RAS se utilizó la siguiente ecuación PSI=KGRAS1001+ KGRAS los valores de la constante de selectividad iónica fueron K_Gmín = 0.0072444, K_G = 0.018610 y K_Gmáx = 0.0168999, correspondientes a un suelo areno-arcilloso-limoso, suelo arcillo-limoso y suelo arcilloso, respectivamente (^{Velázquez-Machuca et al., 2002}).

Figura 1 Ubicación geográfica de las estaciones de muestreo en la red hidrológica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán. 

Total de sales solubles

En el Cuadro 1 se presentan los valores analíticos de las estaciones de muestreo. Por lo general se utiliza la medición de la conductividad eléctrica (CE) expresada en μS cm^-1 como un parámetro de medición que indica intensidad de concentración del agua de riego. La determinación de las concentraciones de cationes y aniones está expresada en mmol_c l^-1. La distribución en grupos de agua de acuerdo con la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán, considerando como parámetro fundamental la conductividad eléctrica (CE) de acuerdo con ^{Richards (1973)}, se establece como sigue: en el agua residual urbano-industrial se tienen altas concentraciones de NaHCO₃ y NaCl. El contenido de NaCl para el agua de acuerdo con CE = 250-750 μS cm^-1 es de 2.19-6.32 mmol_c 1-1; para el intervalo CE = 750 - 2250 μS cm^-1, el contenido de NaCl es de 0.62 - 9.35 mmol_c l^-1 y para una CE > 2 250 μS cm^-1es de 2.85-6.23 mmol_c l^-1. El contenido de bicarbonato de sodio NaHCO₃ para el grupo de agua de CE = 250 - 750 μS cm^-1es de 1.81-6.28 mmol_c l^-1; para el intervalo CE = 750 - 2 250 μS cm^-1, el contenido es de 0.23 - 11.09 mmol_cl^-1, y para una CE > 2250 μS cm^-1, el contenido de NaHCO₃ es de 2.64 - 5.1 mmol_c l^-1.

Cuadro 1 Concentración iónica del agua residual urbano-industrial de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán, del muestreo primavera 2013. 

Cuadro 1 (continuación). Concentración iónica del agua residual urbano-industrial de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán, del muestreo primavera 2013. 

Cuadro 1 (continuación). Concentración iónica del agua residual urbano-industrial de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango-Ixmiquüpan-Alfajayucan-Zimapán, del muestreo primavera 2013. 

En la Figura 2 se presenta la relación funcional mg l^-1 = af(CE). El valor de obtenido como constante en nuestras determinaciones fue de a = 0.699. Este valor de es un indicador de la composición iónica del agua residual del tipo SO₄ ^2-Cl^-HCO_3-. Cuando en las soluciones se tiene una relación iónica Cl^-+SO₄ ^2- > 1.0, el coeficiente a adquiere valores de 640 a 660; en cambio, cuando en las soluciones se presenta una relación Cl^-+SO₄ ^2- < 1.0 y HCO_3-/(Cl-+SO₄ ^2-) > 1.0, el coeficiente presenta valores de 700 a 800 a 900. El agua residual que riega el Valle del Mezquital es del tipo sulfático-clorhídrico-bicarbonatado. Los contenidos de bicarbonatos (HCO₃) varían como sigue: 1.82 - 4.58 - 13.16 - 16.96 mmol_c l^-1.

Figura 2 Sólidos disueltos totales (SDT) expresadas en mg l-1 y su relación con su conductividad eléctrica del agua residual de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F-Zumpango-Ixmiquüpan-Alfajayucan-Zimapán. 

Las variaciones de la relación de adsorción de sodio (RAS) en el agua residual

El agua residual urbano-industrial por lo general posee grandes cantidades de sodio y tiene bajas concentraciones de calcio y magnesio; el pH tiende a la alcalinidad, por lo que estas concentraciones de sodio pueden destruir la estructura de los suelos y reducir la infiltración del agua de riego en los suelos. Durante una longitud de tiempo determinada, la pérdida de la estructura y la reducción de la infiltración del agua de riego conducen a una pérdida de la productividad que debe ser compensada con aplicaciones elevadas de fertilizantes (^{Vogeler, 2008}). La dispersión de los sistemas arcillosos y la desagregación de los coloides orgánico-minerales de los suelos son afectados por la relación de iones de Na⁺ con respecto a los cationes divalentes de Ca²⁺ y Mg²⁺ en el agua de riego. El agua de riego se clasifica de acuerdo con el peligro por sodio como sigue: bajo (de 0 a 10 RAS); medio (de 10 a 18 RAS); alto (de 18 a 24 RAS), y muy alto (> 24 RAS) (^{Richards, 1973}). En los últimos años, en las zonas áridas del norte de la India, se ha estado utilizando agua de mediana concentración salina, incluyendo agua sódica, con altas concentraciones de bicarbonatos de sodio NaHCO₃. En esta agua rica en bicarbonatos se estima el RAS en sus diferentes formulaciones: RAS_org , RAS_aj , y RAS_corr (^{Bajwa, Hira & Singh, 1983}; ^{Bajwa et al., 1992}; ^{Yasin, Niazi, & Rafique, 2001}; ^{Choudhary, Ghuman, Bijay-Singhi, Thuy, & Buresh, 2011}). En el agua residual urbano-industrial que riega el Valle del Mezquital se tienen altas concentraciones de NaHCO₃ y NaCl.

Con fines de diagnóstico sobre el RAS que puede presentarse en las partes más superficiales del suelo, para el caso del cultivo de la alfalfa (Medicago sativa), se utiliza el RAS_aj . ^{Miyamoto, Piela y Petticrew (1985)} fueron los primeros en proponer que la reducción de la emergencia de las semillas de la alfalfa en los suelos con una determinada salinidad se debe a los daños causados por las sales solubles al hipocótilo después de la germinación. En condiciones de alcalinidad, este proceso es más acentuado (^{Ramírez, Ortega, Rodríguez, Ramírez, & Rone, 1989}). Con los valores del RAS_aj . para el caso de la siembra de las semillas de alfalfa se prevé un manejo adecuado del agua de riego (^{Costa, Prunty, Montgomery, Richardson, & Alessi, 1991}).

Fuerza iónica (I) determinada en las muestras del agua residual

Los iones preponderantes en los suelos salinos son Na⁺, Mg²⁺, Ca²⁺, K⁺, CO₃ ^2-, HCO_3-, Cl^- y SO₄ ^2-y además tienen un pH > 7.0. A los iones del sistema carbonato-bicarbonato (CO₃ ^2--HCO₃-) se les conoce como iones que proporcionan a las soluciones una determinada alcalinidad pH > 7.0. La composición iónica de una determinada solución depende de los procesos de disolución y precipitación que se presenten en las soluciones. Las actividades de los diferentes iones en una solución pueden ser calculadas considerando la concentración de los diferentes iones (M l^-1) y su fuerza iónica. El cálculo del coeficiente de actividad de un ion requiere del conocimiento de la composición iónica de la solución. Determinar el parámetro (I) es muy importante, ya que: a) la fuerza iónica es una medida del campo eléctrico derivado de los iones en la solución, por lo que este campo eléctrico tiene una gran influencia en la velocidad de movimiento de cada ion y, por consiguiente, en su conductividad eléctrica, y b) la conductividad eléctrica puede ser rápidamente determinada y con mucha precisión. Por lo general, el coeficiente de actividad de cualquier ion es a_i= γ _im_i , donde γ _i . es el coeficiente de actividad del ion a_i y m_i - es una concentración molar M l^-1. La fórmula para calcular el coeficiente de actividad para cualquier ion en una solución es la derivada por Debye-Hückel: log⁡γ=AZ2I1+aBI. En esta ecuación, la única variable (para un determinado ion) es la fuerza iónica; I=12∑CiZi2 donde C_i es la concentración M l^-1, y Z_i . es la valencia de cada ion en la solución.

La fuerza iónica de cualquier solución electrolítica se puede determinar utilizando los valores de la conductividad eléctrica en su relación funcional; I = af(CE), donde I es la fuerza iónica M l^-1; a es una constante que depende de la composición iónica de las soluciones salinas (tipos de salinidad), y CE es la conductividad eléctrica experimental de una determinada solución salina. En la Figura 3 se presenta la relación funcional experimental I = af(CE), para las muestras de agua residual de las distintas estaciones de muestreo en el Valle del Mezquital. El valor de a para el agua residual fue de a = 0.0116; los valores de la fuerza iónica de cualquier solución electrolítica dependen de las diferentes relaciones iónicas monovalentes con respecto a los iones divalentes. ^{Griffin y Jurinack (1973)}; ^{Jurinak (1990)} presenta para un grupo de soluciones de extractos de suelos el siguiente valor de la constante a = 0.0130. Otras investigaciones (^{Leffelaar, Kamphorst, & Pal, 1983}) obtuvieron a = 0.0120. En investigaciones sobre soluciones electrolíticas de suelos inundados en cultivos de arroz llevados a cabo por ^{Ponnamperuma, Tianco y Loy (1966)} se tuvo un coeficiente de a = 0.0160.

Figura 3 Fuerza iónica y su relación con su conductividad eléctrica del agua residual la red hidrográfica Gran Canal Oriente. D.F-Zumpango-Ixmiquüpan-Alfajayucan-Zimapán. 

En nuestras investigaciones, la determinación de la fuerza iónica se requiere para calcular el coeficiente de actividad de la segunda constante de disociación del ácido carbónico (K₂ = 4.2 x 10^-11) y del producto de solubilidad de la calcita (K_c = 5.0 x 10^-9).

Los valores de la determinación de la fuerza iónica de cada solución electrolítica son indispensables para obtener el pH_c de cada muestra de agua de todas las estaciones de muestreo y así determinar los valores del RAS_aj .

El sistema carbonato-bicarbonato (CO₃ ^2-HCO₃-). Carbonato de sodio residual (CSR)

En investigaciones, ^{Eaton (1950)}, ^{Wilcox, Blair y Bower (1954)} han mencionado que la concentración de carbonatos y bicarbonatos en el agua de riego debe considerarse como un parámetro de evaluación de la calidad del agua de riego. Los bicarbonatos en el agua de riego se transforman en carbonatos con cierta facilidad durante las estaciones secas del año de acuerdo con la siguiente ecuación:

Durante los procesos de evapotranspiración, cuando se reconcentra la solución del suelo, los carbonatos y bicarbonatos se precipitan formando CaMg(CO₃)₂. La pérdida de Ca²⁺ y de Mg²⁺ en las soluciones de los suelos conduce a que en estas soluciones aumenten las concentraciones de sodio Na⁺. En estas condiciones, las soluciones de los suelos se enriquecen con sales tóxicas, como NaCl y Na₂SO₄. Cuando esto ocurre, aumenta el valor del RAS y por lo tanto el riesgo de sodificación. El carbonato de sodio residual (CSR) se emplea para predecir la peligrosidad del sodio una vez que han reaccionado los cationes calcio y magnesio con los aniones carbonatos y bicarbonatos. Cuando en el sistema carbonato-bicarbonato los valores de (CO₃ ^2-+HCO₃-) exceden a los valores de (Ca²⁺+Mg²⁺), ^{Eaton (1950)} denomina a esta diferencia como CSR; CSR = (CO₃ ^2-+HCO₃-) - (Ca²⁺+Mg²⁺), expresados en meq l^-1. ^{Wilcox et al. (1954)} trabajaron con agua que contiene HCO₃- y Cl^- en condiciones de invernadero; establecieron que el agua que tiene > 2.50 meq l^-1 de CSR no es apropiada para riego, y aquella agua que se encuentra en el intervalo de 1.25 a 2.50 meq l^-1 de CSR es agua marginal; en cambio, el agua que posee < 1.25 de CSR es segura o buena para el riego agrícola. En nuestras investigaciones, el carbonato de sodio residual (CSR) para los valores de CE = 250 - 750 µS cm^-1 fue de (-0.18) - 0.68 - 1.90, para los valores de CE = 750 - 2 250 µS cm^-1, el CSR fue de 0.99 - 4.03 - 8.26; y para valores de CE > 2 250, el CSR fue de 5.49 - 7.91 - 10.58.

Con respecto a los valores del CSR en el agua, se debe de mencionar que durante los procesos de evolución geoquímica, a medida que el agua adquiere una mayor concentración, la serie de evolución geoquímica es la siguiente: SiO₃-HCO3-NaMgCa→CO₃-HCO₃MgNa→Cl-SO₄Na→SO₄-ClNa→ClNa. El agua residual que riega el Valle del Mezquital se encuentra en proceso de evolución, en la etapa donde predomina el sistema carbonato-bicarbonato de sodio. Las concentraciones de las muestras de agua, expresadas a través de la conductividad eléctrica, para esta etapa de evolución son CE = 750 - 2 250 µS cm^-1 y > CE =2250 2 250 µS (^{Kodva, Pascuad, & Minart, 1973}). En la Figura 4 se muestran los valores de carbonato de sodio residual de las 102 estaciones de muestreo de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F.-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán.

La concentración de sales (CE) en el agua residual y su relación con la permeabilidad de los suelos

El proceso de infiltración, o sea la percolación del agua hacia abajo en un suelo, es uno de los procesos importantes durante el ciclo hidrológico.

La permeabilidad de un suelo al agua de riego depende del por ciento de sodio intercambiable (PSI) y de la concentración de sales de la solución que percola a través de un espesor de suelo determinado. La permeabilidad de un suelo puede ser mantenida− incluso con altos valores de PSI− si la concentración de la solución del suelo está arriba del valor crítico umbral. Por el contrario, en bajos valores de PSI y en donde es posible un hinchamiento de las arcillas 2:1, y además se prevé una dispersión de las partículas arcillosas, se presenta una marcada reducción en la permeabilidad de los suelos (^{Shainberg & Letey, 1984}). Por otra parte, también se debe señalar el caso en que los suelos salino-sódicos adquieren extremadamente bajas permeabilidades, lo cual se debe a que las sales que contienen se han removido por lixiviación desde las partes superiores de los suelos hacia las partes inferiores (^{Doneen, 1975}).

Figura 4 Contenido de carbonato de sodio residual Na₂CO₃ (mmolc l^-1) del agua residual de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F.-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán. 

Cuando la concentración de sales del agua que se percola en un suelo se encuentra por debajo del valor de floculación se presenta una dispersión de los sistemas arcillosos, y el movimiento de partículas finas y su depositación en los poros y microporos; todo esto conduce a una reducción de la conductividad hidráulica. Los procesos de hinchamiento y dispersión de las arcillas son los mecanismos que provocan los cambios en la estructura de los suelos, pues el hinchamiento reduce el radio de los poros. A su vez, es muy importante señalar cuáles son las diferencias entre hinchamiento y dispersión de los sistemas arcillosos. El hinchamiento es esencialmente un proceso reversible. La reducción de los valores de la conductividad hidráulica puede hacerse reversible mediante la incorporación de agua de una mayor concentración electrolítica o la incorporación de iones divalentes a los suelos; en cambio, el movimiento de las arcillas dispersas es la causa de la formación de una costra impermeable en la superficie de los suelos y esta costra solamente se puede destruir por medios mecánicos (^{Frenkel & Hadas, 1981}; ^{Shainberg & Letey, 1984}). En la Figura 5 se presenta la reducción de la infiltración provocada por la salinidad y la relación de adsorción de sodio del agua residual.

Figura 5 Reducción de la infiltración provocada por la salinidad y la relación de adsorción de sodio del agua residual de la red hidrográfica Gran canal Oriente D.F.-Zumpango-Ixmiquilpan-Alfajayucan-Zimapán. 

Clasificación del agua residual de acuerdo con ^{Richards (1973)}

El diagrama para la clasificación del agua residual para riego está basado en el sistema coordenado RAS-CE. La conductividad eléctrica esta expresada en µS cm^-1 y el RAS corresponde a RAS_or , RAS_aj . y RAS_corr .

En las gráficas de ^{Richards (1973)}, las curvas representan ecuaciones de la ley de acción de masas entre cationes solubles y los cationes intercambiables, y éstas delimitan las diferentes clases de sodio. Las curvas de la Figura 6 se construyeron aplicando las ecuaciones siguientes: curva superior, S = 43.74 - 8.87 (log C); curva intermedia, S = 31.31 - 6.66 (log C), y curva inferior, S = 18.87 - 4.44 (log C), en donde S = RAS y C = CE µS cm^-1.

Figura 6 Diagrama de clasificación del agua residual de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F.-Zumpango-Ixmiquilpan- Alfajayucan-Zimapán. 

Cuando se compara el número de muestras de agua que corresponden a cada RAS de acuerdo con las diferentes formulaciones de RAS, es evidente que la relación de adsorción de sodio ajustada, formulada por ^{Bower, Wilcox y Keyes (1965)} y aquella formulada por Suárez (1981), se desplazan a otros grupos de clasificación.

Las causas del porqué los valores de RAS_aj . y RAS_corr son superiores al RAS_or se deben a la precipitación de fracciones de calcio en forma de calcita (CaCO₃).

En la Figura 6 se presenta la distribución del agua residual con base en RAS_or , RAS_aj y RAS_corr. Es muy importante conocer cuáles son los diferentes RAS del agua para predecir los PSI_máx y PSI_mín que se pueden esperar en los espesores superficiales de los suelos del Valle del Mezquital debido al riego con agua residual urbano-industrial. Esto nos permite establecer y manejar de forma correcta las diferentes dosis de yeso, ya sea aplicado en el agua o en los suelos. Por otra parte, se cuenta con el conocimiento de que en los horizontes de los distintos suelos que se tienen en el Valle del Mezquital, se enriquecen con CaMg(CO₃)₂, por lo que entonces pueden utilizarse distintas dosis de azufre elemental S° para poner en movimiento el calcio y el magnesio de los carbonatos de estos CaMg(CO₃)_2.

El intercambio catiónico en los suelos del Valle del Mezquital en condiciones de equilibrio de la relación funcional PSI-RAS

Conocer cuáles son las concentraciones de los distintos iones en las soluciones salinas (Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺, K⁺, CO₃ ^2-, HCO₃-, Cl^-, SO₄ ^2-) no es suficiente para poder predecir los peligros potenciales que se presentarán en el uso del agua residual. Durante el empleo del agua residual es muy importante comprender en qué medida variará el PSI de un determinado suelo, al ser regado con agua que posee diferentes relaciones de adsorción de sodio (RAS).

En general, el suelo está representado por un conjunto de diferentes sistemas arcillosos y grupos funcionales de las moléculas orgánicas. Todo esto conforma el complejo de intercambio catiónico. En su totalidad, la suma de cargas negativas son ∑n-. En cambio, las soluciones están conformadas por la totalidad de la suma de cargas positivas ∑n+ o la totalidad de cargas de los cationes Ca^2+, Mg²⁺, Na⁺ y K⁺.

Es así que en los procesos de adsorción intercambiable subyace el concepto de equivalencia (^{Gapon, 1933}; ^{Sposito, 1977}; ^{Sposito & Mattigod, 1977}). El propósito de determinar el RAS en sus diferentes formulaciones, RAS_{or ,} RAS_aj . y RAS_corr , es determinar el PSI en un suelo en condiciones de equilibrio. El RAS, en su expresión RAS=CNa+CCa2++CMg2+2 ,implícitamente está asumiendo que los iones de calcio y magnesio poseen la misma selectividad para ser intercambiados en el sistema superficie-solución (^{Suarez, 1981}). También debemos mencionar que en los procesos de intercambio catiónico se están considerando concentraciones de los diferentes iones (C) y no sus actividades. En concentraciones electrolíticas de 0.1 N y RAS = 40 - 50, la ecuación PSI=KGRAS1+ KGRAS predice de modo correcto el sodio intercambiable en los suelos (Shaingber & Letey, 1984; ^{Velázquez-Machuca et al., 2002}). En la Figura 7 se muestran los porcentajes de sodio intercambiable PSI para el RAS_or , RAS_aj . y RAS_corr en sus respectivos campos coordenados PSI-RAS, considerando los coeficientes de selectividad iónica de Gapon: K_G = 0.007244, K_G = 0.0118999, y K_G = 0.016899.

Figura 7 Relación PSI-RAS del agua residual de la red hidrográfica Gran Canal Oriente D.F.-Zumpango-Ixmiquilpan- Alfajayucan-Zimapán. 

Es necesario mencionar que las sales predominantes en el agua residual que riega el Valle del Mezquital están conformadan por concentraciones considerables de NaHCO₃ y NaCl. Los bicarbonatos de sodio son fácilmente hidrolizables en condiciones de evapotranspiración. El sistema CO₃ ^2--HCO₃- se transforma en CaMg(CO₃)₂, aumentando la concentración del ion sodio en las soluciones. Con un aumento de RAS se incrementa el porcentaje de sodio intercambiable.