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Introducción
Los microcontaminantes orgánicos (MCO) abarcan un amplio espectro de sustancias que el hombre produce para satisfacer sus necesidades cotidianas, y que terminan en las aguas residuales domésticas e industriales. Esto abarca fármacos de uso humano o veterinario, productos del cuidado personal, tensioactivos y más recientemente los microplásticos, entre otros, muchos clasifican como contaminantes de preocupación emergente o simplemente contaminantes emergentes (Bacci y Campo, 2022; Chacón, Reyes, Rivera y Barrantes, 2022; Krishnakumar, Singh, Godson y Thanga, 2023). Su disposición sin tratamiento o su remoción ineficiente e inefectiva en las plantas de tratamiento convencionales determina su vertido constante al ambiente, por lo que se encuentran en prácticamente en todos los compartimentos ambientales y se pueden considerar seudopersistentes (Aemig, Hélias y Patureau, 2021). La mayor parte son solubles en agua, lo que les permite interactuar con las células de los seres vivos lo que, aunado a otras propiedades fisicoquímicas les confiere un carácter de disruptores endocrinos, compuestos tóxicos o genotóxicos a una cantidad significativa de ellos (Xue et al., 2021). Su presencia es ubicua en aguas naturales y residuales de México y otros países de Latinoamérica (Navarro-Frómeta, 20191; Morin-Crini et al., 2022; Vázquez-Tapia et al., 2022).
La creciente necesidad de agua para el riego agrícola conlleva a que se utilicen con frecuencia aguas superficiales muy contaminadas o agua residual sin tratamiento (Bayabil, Teshome y Li, 2022). Esto puede llegar a afectar incluso las aguas subterráneas. Además del vertido directo, los MCO están presentes en las corrientes de agua de las cuencas agrícolas por la escorrentía, especialmente cuando se aplica el riego por inundación o en época de lluvia (Turner, Warne, Dawes, Thompson y Will, 2019; Tian, Wark, Bogue y James, 2021; Lyu, Wu, Wen, Wang y Chen, 2022; Al-Hazmi et al., 2023). Lo anterior condiciona la preocupación por la presencia de los MCO en el entorno agrícola (Snow et al., 2020).
La ingesta del ganado y el riego con aguas contaminadas; así como el uso de biosólidos y lodos residuales como fertilizantes, condicionan el paso de los MCO, los microorganismos y genes resistentes a los antibióticos a la cadena trófica, representando un riesgo para la salud humana, la biota y los ecosistemas. (Llamas-Dios, Vadillo, Jiménez, Candela y Corada, 2021; Xue et al., 2021; Yang et al., 2021; Alderton et al., 2021; Carsella, Mutz, Zuniga & Kinney, 2022; Smalla, Kabisch, Fiedler, Hammerl y Tenhagen, 2023).
En suelos irrigados con aguas contaminadas, en especial por períodos prolongados, los MCO se sorben en las partículas de éste o se encuentran en el agua intersticial, pudiendo permanecer en el medio por tiempo más o menos largo en dependencia de la estructura de cada sustancia y las condiciones ambientales (Chávez-Mejía et al., 2019). Los procesos naturales de degradación pueden conducir a la eliminación de estos compuestos, aunque en ocasiones, se pueden formar metabolitos más peligrosos que los compuestos originales (Maddela, Ramakrishnan, Kakarla, Venkateswarlu y Megharaj, 2022; Narain-Ford, van Wezel, Helmus, Dekker y Bartholomeus, 2022; Garduño-Jiménez et al., 2023).
Las plantas absorben los contaminantes presentes en las aguas de riego, los translocan a sus diferentes partes, incluyendo sus órganos aéreos y pueden bioacumularlos (Fernandes, Bragança y Homem, 2024). Esto conduce a su posible ingesta y consecuencias negativas para la población que los consume; además, incluye el riesgo de la aparición de genes resistentes a los antibióticos en el microbioma humano (González-García, Fernández, Polesel y Trapp, 2019; Picó et al., 2019; Liu, Liang, Liu, Zhao y Han, 2020; Mordechay, Mordehay, Tarchitzky y Chefetz, 2022; Shi, Xiong, Kaur, Sy y Gan, 2022).
Se han documentado efectos negativos de los MCO, incluyendo los microplásticos, sobre el metabolismo, ciclos, rutas, fisiología y desarrollo de las plantas (Beltrán, Pablos, Torija, Porcel y González, 2020; Colzi et al, 2022; Pérez, Doucette y Moore, 2022; Kim, Song, Ramu y Choi, 2023).
De lo anterior se concluye que al regar con aguas contaminadas, considerando sus beneficios y los riesgos por la presencia de los microcontaminantes orgánicos, se deben de emplear técnicas de irrigación que disminuyan los riesgos por contaminación, lo cual debe ser estrictamente regulado. En la legislación mexicana, pese a la reciente actualización de la NOM-001, los MCO no son regulados (Tripathi, Rajput, Patel y Nain, 2019; Helmecke, Fries y Schulte, 2020; SEMARNAT, 2022; Teshnizi, Ghobadinia, Abbasi, Hallett y Sepehrnia, 2023).
El primer paso para enfrentar el problema de la presencia de MCO en aguas de riego y suelos es su detección. En el presente trabajo se aborda la determinación de la línea base de las concentraciones de grupo de estos contaminantes en agua de riego de la región de Atlixco-Izúcar en el Estado de Puebla, México y en suelos agrícolas de las cuencas media y baja del río Sinú, en el departamento de Córdoba, Colombia.
Materiales y Métodos
Muestras
Las muestras de agua de riego se recolectaron en 15 parcelas distribuidas en la zona de riego del Valle Atlixco-Izúcar, durante la época de seca (Figura 1). También se tomaron 5 muestras del río Nexapa que atraviesa dicho Valle. Los detalles de sus coordenadas y cultivos están descritos en la literatura (Navarro-Frómeta, Herrera y Castro, 2020).
Las muestras de suelo se tomaron en la cuenca del río Sinú, ubicada en el norte de Colombia. La localización de los puntos de muestreo de suelos (n = 20) reflejó la diseminación de tierras agrícolas en dicha cuenca, por lo que no fue regular, ya que se pretendía reflejar diferentes unidades geográficas y cultivo regados con el agua del Sinú (Figura 2).
Cada muestra se hizo a partir de una mezcla de cinco submuestras recolectadas de cinco puntos de un área de alrededor de 100 m2. Todas las submuestras de suelo se recolectaron a profundidad de 0 - 20 cm con una pala de acero inoxidable. La hierba y otras impurezas se retiraron de la superficie de cada ubicación de muestra antes de su colecta. Las muestras de suelo se secaron a temperatura ambiente (25 - 28 °C) durante 10 días, se tamizaron a < 2 mm y se almacenaron a 4 °C hasta la extracción. Se determinaron las principales características del suelo, incluido pH, materia orgánica (MO), capacidad de intercambio catiónico (CIC) y textura. Para la extracción de los MCO, se tomaron 5 g de suelo, se fortificaron con estándares deuterados, y se extrajeron en Soxhlet durante 16 horas. Los extractos se evaporaron casi a sequedad y se conservaron a -20 °C hasta su análisis.
Determinación de los MCO
Para el análisis de compuestos orgánicos, las muestras de agua fueron fortificadas con estándares deuterados, filtradas y después se utilizó la extracción en fase sólida para la extracción/concentración de los compuestos orgánicos. Los filtros fueron extraídos y los extractos se combinaron con los de la extracción en fase sólida, se evaporaron casi a sequedad y se conservaron a -20 °C hasta su análisis. A los extractos de las muestras de agua y suelos se les añadió un estándar interno y se reconstituyeron hasta volumen de 100 µL. La cuantificación de los MCO se realizó por cromatografía de gases/espectrometría de masas (CG/EM). Los detalles experimentales están descritos en la literatura (Navarro-Frómeta, Herrera, Marrugo, Bayona y Morales, 2014).
Análisis estadístico
El análisis estadístico se realizó con el paquete Statistica v. 13.1 (Tibco, 2017). La normalidad de las variables se evaluó mediante las pruebas de Shapiro-Wilk y de Kolgomorov-Smirnov y Lilliefors. Para variables normales, las diferencias entre medias se evaluaron mediante análisis de varianza (ANOVA) de efectos principales (ANOVA EP) y ANOVA factorial (ANOVA-F), utilizando la prueba HSD de Tukey y un valor de P < 0.05 para considerarlas significativas. Para las que no mostraron normalidad se realizó un ANOVA de Kruskal-Wallis no paramétrico. Para reducir la dimensionalidad de los datos, se utilizó el análisis factorial con componentes principales (ACP), como método de extracción y rotación Varimax normalizada.
Resultados y Discusión
Agua de riego
De acuerdo con la ubicación geográfica se agruparon las muestras de agua por su procedencia de la zona alta, media o baja de la cuenca del río Nexapa perteneciente al valle Atlixco-Izúcar (Navarro-Frometa et al., 2020). Se cuantificaron los siguientes MCO: Ácido 2,4-diclorofenoxiacético (2, 4D), herbicida de amplio uso en la agricultura; cafeína (CAF), presente en muchas formulaciones de productos de uso doméstico e industrial; metil dihidrojasmonato (MDHJ), galaxolide (GAL) y tonalide (TON), fragancias de amplio espectro que se utilizan en la formulación de muchos productos; triclosan (TCS), un agente bacteriano y fungicida potente y de amplio uso; los alquilfenoles (AF), alquilfenoles monoetoxilados (AFMEO) y alquilfenoles dietoxilados (AFDEO), productos de la degradación de los alquilfenoles polietoxilados, tensioactivos difundidos en detergentes y formulaciones de otros productos industriales; naproxeno (NAP), un agente inflamatorio de amplia difusión; los bloqueadores solares sunscreen UV15 (SCR) y parsol MCX (PAR), presentes en cosméticos y otros productos de cuidado personal y el coprostanol (COP), producto de la transformación intestinal del colesterol y presentes en la heces de mamíferos. En los Cuadros 1a y 1b se muestran las concentraciones de estos compuestos. Los números de las muestras se detallan en Navarro-Frometa et al. (2020).
Table 1a: Organic micropollutant (OMP) concentrations in water samples, g L-1.
| Sample | 2,4D | MDJH | CAF | GAL | TON | BHT | 24DBF | TCS |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| R20 | 34.02 | 16.32 | 0.14 | 0.78 | 0.24 | 0.86 | 2.68 | 0.89 |
| R18 | 11.28 | 9.2 | 0.18 | 0.58 | 0.13 | 0.71 | 2.51 | 1.86 |
| R17 | 0 | 20.69 | 0.05 | 1.17 | 0.31 | 1.14 | 29.46 | 5.71 |
| R16 | 12.24 | 17.93 | 0.22 | 1.96 | 0.43 | 1.43 | 4.89 | 0 |
| R15 | 15.47 | 17.26 | 0.25 | 0.98 | 0.32 | 1.03 | 7.52 | 5.46 |
| R14 | 84.69 | 11.14 | 1.35 | 0.62 | 0.2 | 1 | 2.48 | 1.47 |
| R13 | 16.18 | 16.54 | 0.09 | 1.43 | 0.39 | 0.95 | 6.14 | 3.82 |
| R12 | 179.51 | 17.22 | 1.55 | 1.27 | 0.35 | 0.81 | 3.28 | 22.99 |
| R7 | 123.82 | 22.97 | 1.99 | 3.61 | 0.52 | 1.93 | 4.59 | 12 |
| R8 | 69.91 | 21.01 | 12.79 | 1.81 | 0.41 | 1.34 | 2.42 | 0.84 |
| R7 | 320.93 | 19.15 | 5.24 | 5.05 | 0.59 | 0.8 | 1.34 | 4.63 |
| R4 | 41.42 | 7.57 | 2.14 | 0.45 | 0.11 | 0.29 | 1.49 | 1.12 |
| R3 | 50.98 | 18.06 | 0.79 | 2.49 | 0.43 | 0.96 | 3.41 | 4.66 |
| R1 | 23.97 | 30.87 | 4 | 2.07 | 0.56 | 2.68 | 12.07 | 2.66 |
| R5 | 34.19 | 8.9 | 0.82 | 0.74 | 0.22 | 0.73 | 9.84 | 3.13 |
2,4D = ácido 2,4-diclorofenoxiacético; MDJH = metildihidrojasmonato; CAF = cafeína; GAL = galaxolide; TON = tonalide; BHT = butilhidroxitolueno; 24DBF = 2,4-diterbutilfenol; TCS = triclosán.
2,4D = 2,4-dichlorophenoxyacetic acid; MDJH = methyldihydrojasmonate; CAF = caffeine; GAL = galaxolide; TON = tonalide; BHT = butylated hydroxytoluene; 24DBF = 2,4-diterbutylphenol; TCS = triclosan.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration.
Table 1b. Organic micropollutant (OMP) concentrations in water samples, g L-1.
| Sample | AF | AFMEO | AFDEO | NAP | SCR | PAR | COP |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| R20 | 4.92 | 2.43 | 0.86 | 0.16 | 0.16 | 3.75 | 1.3 |
| R18 | 5.22 | 2.63 | 1.61 | 0.74 | 0.88 | 1.99 | 64.3 |
| R17 | 5.42 | 1 | 1.06 | 0.06 | 1.3 | 3.25 | 128.57 |
| R16 | 6.15 | 1.02 | 0 | 0 | 0 | 0.36 | 232.57 |
| R15 | 9.24 | 3 | 1.87 | 0.51 | 0.92 | 3.2 | 34.45 |
| R14 | 8.59 | 5.12 | 1.89 | 1.41 | 0.75 | 2 | 36.6 |
| R13 | 12.57 | 2.59 | 2.07 | 0.1 | 0.58 | 3.74 | 112.73 |
| R12 | 11.81 | 7.31 | 2.1 | 5.35 | 1.25 | 3.75 | 12.49 |
| R7 | 30.08 | 11.62 | 3.12 | 0.82 | 0.64 | 3.1 | 289.13 |
| R8 | 8.98 | 4.94 | 2.39 | 5.67 | 0.89 | 2.93 | 51.06 |
| R7 | 59.95 | 21.26 | 6.52 | 9.71 | 0.82 | 1.65 | 782.21 |
| R4 | 4.8 | 2.79 | 1.15 | 0.15 | 0.32 | 2.29 | 10.93 |
| R3 | 16.93 | 6.32 | 2.5 | 0.79 | 0.56 | 2.05 | 238.15 |
| R1 | 22.81 | 5.43 | 8.97 | 1.06 | 1.73 | 7.89 | 67.09 |
| R5 | 8.14 | 6.97 | 1.67 | 0.2 | 0.3 | 2.72 | 2.66 |
AF = alquilfenoles; AFMEO = alquilfenoles monoetoxilados; AFDEO = alquilfenoles dietoxilados; NAP = naproxeno; SCR = sunscreen; PAR = parsol MCX; COP = coprostanol.
AF = alkylphenols; AFMEO = monoethoxylated alkylphenols; AFDEO = diethoxylated alkylphenols; NAP = naproxen; SCR = sunscreen; PAR = parsol MCX; COP = coprostanol.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration.
El ANOVA de una vía arrojó que sólo hay diferencias significativas (considerando las muestras de las tres zonas y el río), para el 2,4D, MDHJ, TON y NAP. En general, las concentraciones en la zona media (RiegoM) son las más elevadas, sin diferencias significativas con las del río para los demás MCO. Esto puede estar relacionado con la ubicación de las parcelas de esa zona, con acequias de riego que pasan cerca de poblaciones sin drenaje, que pueden estar vertiendo aguas residuales domésticas a ellas, ocasionando la recontaminación de las aguas de riego como se ha observado en otros casos (Espira et al., 2024).
En lo que respecta a los perfiles de las concentraciones, se detectaron dos tipos de perfiles (Figuras 3a y b), que se ilustran con el 2, 4D y el MDHJ. Un perfil similar al 2, 4D lo presentan la CAF, GAL, TON, TCS, AF, AFMEO y el NAP. El MDHJ, el SCR y el PAR presentan valores medios de la concentración mayores que el río (significativamente solamente el MDHJ), con un perfil como el que se muestra en la Figura 3b.
Las concentraciones detectadas de estos compuestos superan las reportadas en España para aguas de riego después de ser tratadas (Calderón-Preciado, Matamoros y Bayona, 2011a), como se puede apreciar al comparar los valores medios de sus concentraciones en México con los reportados para España. A continuación, se indican los MCO y la relación de los valores medios de sus concentraciones en µg L-1 en México y España, CMex/CEsp: MDHJ 27.0; CAF 4.7; GAL 5.0; BHT 3.3; TCS 45.4; AF 160.9; NAP 4.3. En general, las aguas de riego tienen baja calidad desde este punto de vista y tienen los mismos riesgos que las aguas residuales municipales que se reúsan. La elevada contaminación de aguas de riego se aprecia al comparar las concentraciones medias de CAF, TCS, AF y NAP (1.83, 3.63, 12.86 y 1.47 µg L-1, respectivamente), con los valores reportados para los octilfenoles y el NAP en el valle del Mezquital (0.7-1.0 y 2.9-7.3 µg L-1, respectivamente) conocido por el uso masivo de aguas residuales para riego (Garduño-Jiménez et al., 2023), aunque inferiores a las máximas encontradas en aguas naturales/residuales mexicanas de NAP (4.48/123), TCS (90 000/2.0, CAF (-/42.8) y nonilfenoles (85.5/39.3), reportadas en (Vázquez-Tapia et al., 2022).
En el Cuadro 2 se muestran las proyecciones de las concentraciones de MCO consideradas como variables para el ACP en los tres primeros componentes principales (CP) que explican 80% de la varianza. Se observa que GAL, AF, AFMEO y COP tienen el mayor peso en el CP1, el MDHJ, el BHT y el PAR en el CP2 y la CAF en el CP3. En la Figura 4 se muestran las puntuaciones de las muestras, y se aprecia que las muestras del río se agrupan y están cercanas a las muestras de la parte alta y baja (RA, RB) en el eje del CP1, mientras que las muestras de la parte media (RM), presentan cierta agrupación caracterizada por valores mayores del CP1.
Table 2: Projections of the variables in the first three principal components.
| Variable | CP1 | CP2 | CP3 |
|---|---|---|---|
| MDJH | 0.273 833 | 0.899 423 | 0.119 225 |
| CAF | 0.176 819 | 0.157 463 | 0.905 427 |
| GAL | 0.913 930 | 0.300 108 | 0.105 494 |
| TON | 0.580 715 | 0.720 764 | 0.114 300 |
| BHT | 0.125 175 | 0.891 831 | 0.104 286 |
| 24DBF | -0.161 866 | 0.667 373 | -0.380 385 |
| TCS | 0.266 972 | 0.454 267 | -0.170 697 |
| AF | 0.946 646 | 0.199 368 | 0.144 167 |
| AFMEO | 0.908 974 | 0.151 498 | 0.201 881 |
| AFDEO | 0.506 964 | 0.604 875 | 0.350 931 |
| NAP | 0.683 187 | 0.080 209 | 0.562 179 |
| SCR | 0.096 834 | 0.823 141 | 0.208 548 |
| PAR | -0.168 112 | 0.868 565 | 0.178 388 |
| COP | 0.904 747 | -0.252 483 | -0.022 354 |
En letra negrita las variables con proyecciones mayores a 0.85. MDJH = metildihidrojasmonato; CAF = cafeína; GAL = galaxolide; TON = tonalide; BHT = butilhidroxitolueno; 24DBF = 2,4-diterbutilfenol; TCS = triclosán; AF = alquilfenoles; AFMEO = alquilfenoles monoetoxilados; AFDEO = alquilfenoles dietoxilados; NAP = naproxeno; SCR = Sunscreen; PAR = Parsol MCX; COP = Coprostanol.
In bold letters the variables with projections greater than 0.85. MDJH = methyldihydrojasmonate; CAF = caffeine; GAL = galaxolide; TON = tonalide; BHT = butylated hydroxytoluene; 24DBF = 2,4-diterbutylphenol; TCS = triclosan; AF = alkylphenols; AFMEO = monoethoxylated alkylphenols; AFDEO = diethoxylated alkylphenols; NAP = naproxen; SCR = Sunscreen; PAR = Parsol MCX; COP = Coprostanol.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration.
Muestras de suelo
En las muestras de suelo fueron cuantificados los siguientes MCO (mismas abreviaturas en algunas ya utilizadas): GAL, MDHJ, TON, AF y BHT. La estadística descriptiva de los valores de sus concentraciones se muestra en el Cuadro 3. Lo que llama la atención, son los elevados valores del MDHJ, lo que puede estar relacionado con su presencia en las formulaciones de diferentes plaguicidas y productos del cuidado personal. No se puede descartar su empleo en formulaciones de reguladores de crecimiento y otros productos para incrementar la resistencia de los cultivos a diferentes tipos de estrés (Li, Wang, Menzies, Lombi y Kopittke, 2018).
Table 3: Descriptive statistics of Colombian soil samples, mg kg-1.
| MCO | Media | Mediana | Mínimo | Máximo | Desv.Est. |
|---|---|---|---|---|---|
| CAF | 0.618 | 0.325 | 0.000 | 3.088 | 0.018 |
| GAL | 0.583 | 0.430 | 0.195 | 1.640 | 0.373 |
| TON | 0.428 | 0.319 | 0.140 | 0.941 | 0.275 |
| MDHJ | 10.645 | 9.062 | 1.810 | 29.325 | 6.297 |
| AF | 1.466 | 1.132 | 0.000 | 6.354 | 1.680 |
| BHT | 0.130 | 0.106 | 0.003 | 0.493 | 0.146 |
CAF = cafeína; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = metildihidrojasmonato; AF = alquilfenoles; BHT = butilhidroxitolueno.
CAF = caffeine; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = methyldihydrojasmonate; AF = alkylphenols; BHT = butylated hydroxytoluene.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration.
En el Cuadro 4 se muestran los coeficientes de correlación entre las variables, que incluye los índices fisicoquímicos determinados en el suelo. Las correlaciones entre los MCO indican un origen común. No se encontraron correlaciones significativas con las características del suelo, aunque se evidencia una influencia positiva de la materia orgánica del suelo, excepto para la cafeína y el BHT.
Table 4: Correlations between organic micropollutant (OMP) and soil indices.
| CAF | GAL | TON | MDHJ | AF | BHT | |
|---|---|---|---|---|---|---|
| CAF | 1.00 | 0.19 | 0.15 | 0.16 | 0.11 | 0.12 |
| GAL | 0.19 | 1.00 | 0.91 | 0.67 | 0.78 | 0.62 |
| TON | 0.15 | 0.91 | 1.00 | 0.53 | 0.75 | 0.68 |
| MDHJ | 0.16 | 0.67 | 0.53 | 1.00 | 0.59 | 0.23 |
| AF | 0.12 | 0.78 | 0.75 | 0.59 | 1.00 | 0.57 |
| BHT | 0.12 | 0.62 | 0.68 | 0.23 | 0.57 | 1.00 |
| MO | -0.17 | 0.20 | 0.26 | 0.30 | 0.26 | -0.09 |
| CIC | -0.32 | 0.58 | 0.62 | 0.36 | 0.60 | 0.42 |
| pH | 0.26 | -0.20 | -0.08 | -0.20 | -0.07 | 0.30 |
| % Arcilla | 0.26 | 0.12 | 0.21 | -0.05 | 0.15 | 0.46 |
| % Arena | -0.23 | -0.31 | -0.43 | -0.09 | -0.28 | -0.51 |
| % Limo | -0.17 | 0.16 | 0.15 | 0.19 | 0.07 | -0.16 |
En letra negrita se indican los valores significativos. CAF = cafeína; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = metildihidrojasmonato; AF = alquilfenoles; BHT = butilhidroxitolueno; MO = materia orgánica; CIC = capacidad de intercambio catiónico; pH = potencial de hidrógeno.
Significant values are indicated in bold type. CAF = caffeine; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = methyldihydrojasmonate; AF = alkylphenols; BHT = butylated hydroxytoluene; OM = organic matter; CEC = cation exchange capacity; pH = hydrogen potential.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration.
En el Cuadro 5 se muestran las proyecciones de las variables (concentraciones de MCO) en los tres primeros CP del ACP que explica 90% de la varianza de las muestras. Se observa que las principales variables son el BHT en el CP1, la CAF en el CP2 y el MDHJ en el CP3. La Figura 5 señala las puntuaciones de las muestras en los 3 primeros CP. Las muestras de suelos dedicados (al menos en los momentos cercanos al muestreo) a los cultivos de algodón y maíz, indican una clara agrupación hacia los menores valores del CP1 y CP3, lo que corresponde a menores concentraciones de BHT y MDHJ, lo que puede estar relacionado con la aplicación de productos químicos en las labores agrícolas de estos cultivos.
Table 5: Factor loadings in the first three profile concentrations (PC).
| Variable | CP1 | CP2 | CP3 |
|---|---|---|---|
| CAF | 0.067 129 | 0.994 014 | 0.079 940 |
| GAL | 0.686 838 | 0.091 788 | 0.657 792 |
| TON | 0.787 443 | 0.057 218 | 0.509 157 |
| MDHJ | 0.107 534 | 0.089 042 | 0.943 846 |
| AF | 0.625 689 | 0.019 457 | 0.624 108 |
| BHT | 0.939 959 | 0.064 621 | 0.025 705 |
En letra negrita se indicant los valores mayores a 0.85. CAF = cafeína; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = metildihidrojasmonato; AF = alquilfenoles; BHT = butilhidroxitolueno; CP1 = componente principal 1; CP2 = componente principal 2; CP3 = componente principal 3.
Values greater than 0.85 are indicated in bold letters. CAF = caffeine; GAL = galaxolide; TON = tonalide; MDJH = methyldihydrojasmonate; AF = alkylphenols; BHT = butylated hydroxytoluene; CP1 = principal component 1; CP2 = principal component 2; CP3 = principal component 3.
Fuente: elaboración propia.
Source: Own elaboration
La comparación de los resultados obtenidos con lo que se ha reportado en la literatura no es sencillo, pues muchos trabajos atienden a determinados contaminantes, fundamentalmente fármacos no determinados en este estudio y, además el reporte de sus concentraciones es muy heterogéneo y los niveles de las concentraciones de los MCO dependen de la calidad del agua de riego y del tiempo que se ha empleado (García-Valverde et al., 2023; Fernandes et al., 2024).
Los valores de concentración de la mayoría de los MCO estudiados en suelos de la cuenca del río Sinú, con excepción del GAL y el BHT, están por encima de los valores observados en predios regados con agua de río en España (Calderón-Preciado, Jiménez, Matamoros y Bayona, 2011b), pese a ser el río Sinú un río con niveles de contaminación inferiores a los del río Nexapa (Herrera-Cárdenas, Navarro, Burgos, Marrugo y Bayona, 2019). A continuación se indican los MCO y la relación de los valores medios de sus niveles, en g ha-1, en México a los reportados para España CaMex/CaEsp: CAF 1.235/0.476; GAL 1.167/2.046; TON 0.857/0.714; MDHJ 21.289/1.024; AF 2.933/0.356; BHT 0.260/0.532). Se han reportado valores de la concentración (se indican intervalos y valor medio, en mg kg-1), de CAF (0.8-4.9, 2.1) y GAL (0.3-7.4, 2.8) del mismo orden de magnitud que los encontrados en este estudio (García-Valverde et al., 2023). Asimismo, se ha reportado la presencia de Gal y TON en diferentes tipos de suelos en Suiza en concentraciones que oscilan entre ND-17 y ND-37 mg kg-1 (ND - no detectado), respectivamente (Chiaia-Hernández et al., 2020).
Necesidades a futuro
Considerando que la humanidad ya ha traspasado las fronteras planetarias de la contaminación química (Persson et al., 2022), es evidente que una de las primeras necesidades es sensibilizar a las autoridades y ciudadanos en general sobre los MCO y otros contaminantes de preocupación emergente, al mejorar la comunicación entre ellos y la academia y estimular el trabajo en redes especialmente en este último sector, al considerar en primer lugar los riesgos para las comunidades y sectores más desfavorecidos (Sanganyado, 2022; Gwenzi, Simbanegavi y Rzymski, 2023). Evidentemente, el uso del agua residual tratada o no, va a continuar por lo que se hace necesario hacer los análisis técnico-económicos que permitan evaluar que cultivos regar con el agua residual disponible a nivel local para incrementar la sostenibilidad del riego y avanzar hacia una economía circular (Mainardis et al., 2022). También es necesario avanzar en el marco regulatorio sobre los niveles de los MCO en los distintos compartimentos ambientales, (Jacobo-Marín y Santacruz, 2021). Además es importante avanzar en los estudios sobre el origen, presencia, transporte y destino final de estos contaminantes en los suelos regados con aguas residuales, tratadas o no, así como en los productos agrícolas que ahí se obtienen, con una mayor atención a los MCO característico de los países de Latinoamérica (Chen y Akhtar, 2022; Garduño-Jiménez et al., 2023).
Conclusiones
El uso de agua muy contaminada para el riego conduce, en el caso estudiado en México a valores muy elevados de las concentraciones de los MCO en las mismas. Esto se debe en primer lugar a los niveles de estos contaminantes en el río Nexapa cuyas aguas reciben un trasvase de aguas fuertemente contaminadas del río Atoyac y además se observa el impacto de las descargas de agua residual doméstica sin tratar a las acequias y canales de riego.
En el caso de los suelos estudiados en Colombia, aunque el nivel de contaminación del río Sinú es mucho menor que en el caso anterior, el riego sostenido con sus aguas da por resultado concentraciones elevadas de los MCO en los suelos.
Lo anterior permite recomendar que es necesario regular y vigilar los niveles de estos contaminantes en las aguas de riego y tratar en el origen, las descargas de aguas municipales antes de descargarlas a los cuerpos receptores.
