Análisis de contaminación de las agua
subterráneas
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Contenido
Asímismo, las letrinas de doble cámara reducen el riesgo de contaminación en la medida en que: (a) el potencial de contaminación por nitratos queda reducido al extraerse periódicamente el material nitrogenado, (b) las fosas tienen menor profundidad, con lo cual
penetran menos en la zona no saturada y permiten una mayor La carga común del efluente es de 7-13 litros/día, que es el promedio de los fluidos fecales de 5-10 personas. En los lugares en donde se utiliza agua para la higiene anal, la carga puede aumentar hasta 17-33 1/día. El área de base de la fosa suele ser de 0.8 m2. 1.2.2 Letrinas de descarga manual Las letrinas provistas de una taza de descarga manual y las fosas de infiltración son más comunes en el Asia (Figura 1.2). Presentan tres ventajas principales: menor requerimiento de agua (de 1-3 litros por descarga frente a los 9-20 litros por descarga de la mayoría de las tazas sanitarias con cisternas acopladas); total eliminación de olores pues cuentan con un pequeño sello hídrico, si se desea se les puede ubicar en el interior de la vivienda (Mara y Feachem, 1980). Su uso resulta conveniente en aquellos lugares en donde el agua se utiliza para la limpieza anal. Como en el caso de las letrinas secas, es preferible que las fosas sean de cámara doble.
'Figura 1.2: Letrina con taza de descarga manual (Mara y Feachem, 1980) la carga típica de los efluentes en las letrinas con taza de descarga manual es de 45-95 l/día. Esto incluye los fluidos fecales (1.3 litros), el agua destinada a la higiene (2 litros) y el agua de descarga (6 litros) para 5-10 personas. El área de la base de la fosa abarca normalmente 0.8 m2. Si bien su uso fundamental es para los fluidos fecales, algunas veces hay descargas de otras aguas en la fosa: aumenta así la carga hidráulica y con ello, la probabilidad de que se contamine el nivel freático. 1.3 Riesgos para la Salud Ocasionados por la Contaminación del Agua Subterránea Las enfermedades relacionadas con el uso de agua contaminada pueden dividirse en aquéllas causadas por agentes biológicos (organismo patógenos) y las que son producidas por sustancias químicas. Sin embargo, en los paises en desarrollo, las enfermedades originadas por la contaminación química revisten menor importancia que las primeras, las uales producen una mayor incidencia de enfermedades y muertes. 1.3.1 Trasmisión de organismos patógenos Las excretas humanas pueden contener hasta cuatro tipos de organismos patógenos: huevos de helmintos, protozoarios, bacterias y virus. Estos organismos generalmente son excretados en grandes cantidades, dependiendo de la edad y el estado de salud del individuo. La materia fecal contiene en promedio de 109 bacterias por gramo (no necesariamente patogénicos) y, en el caso de excretas de individuos infectados, hasta 106 virus por gramo. Los virus tienen diferencias fundamentales respecto a los otros microorganismos presentes en el agua. Cuentan con un ácido nucléico revestido de un protector de proteínas, y son trasmitidos como partículas inertes, las que no pueden reproduirse fuera del ambiente vivo que las alberga. Estas partículas o virus pueden producir enfermedades en las personas que los ingieren con el agua. Una partícula de virus puede llegar a perder su poder infeccioso con el transcurso del tiempo y según se vea expuesta a factores adversos del medio (National Academyh of Sciences, 1977) Hasta el momento, ha sido posible aislar más de cien diferentes tipos de virus de la materia fecal. Los mismos se denominan virus entéricos, e incluyen los enteroviruos verdades (polio-, echo- y coxsackieviruos), los adenivirus y los rotavirus, así como el agente trasmiror de la hepatitis infecciosa. La resistencia de estos virus varía considerablemente de un tipo a otro, y aún entre diferentes cepas de un mismo tipo. Las bacterias y los virus pueden ser
transportados a través del efluente que se filtra de la letrinas a las aguas
subterráneas, y si son ingeridos pueden causar infecciones. Sin embargo, los vuros y
bacterias que son excretados pueden transmitirse de mchas otras maneras, como por ejemplo
a través de los alimentos, dedos o moscas contamiandos. Un individo resulte o no
contagioso dependerá de la concentración y persistencia del organismo patógeno, y de la
dosis infecciosa necesaria para dar inicio a una enfermedad. En general, los virus que se
excretan tienen bajas dosis infecciosas (menos de 100 organismos), mientras que la dosis
infecciosa de bacterias suele ser de 10,000 o más. Las bacterias, sin embargo, a
diferencia de los virus, pueden multiplicarse fuera de su ambiente primario. Cuadro 1 a) Trasmitidas por bacterias
b) Trasmitidas por virus
1.3.2 Enfermedades relacionadas a la ingestión de nitratos El uso difundido de sistemas de saneamiento de disposición local puede conducir a elevadas concentraciones de nitratos en el nivel frático sub-yacente. Existen dos tipos de enfermedades cuyo origen tienen relación con el consumo de agua que contiene elevadas concentraciones de nitratos: a) Metahemoglobinemia (cianosis infantil) Se trata de una enfermedad que afecta principalmente a los niños pequeños. En 1977, un grupo europeo de trabajo de la Organización Mundial de la Salud, encargado de investigar los riesgos para la salud provenientes del agua potable, propuso la adopción de 11.3 mg de N03 - N/lítro (1) (50 mg de N03/litro) como concentración de nitrato máximo aceptable para niños, y 22.6 N03 -N/1 (1) (100 mg de nitrato/1) como máximo para la población en general (World Health Organizatíon, 1977). Estas recomendaciones se basan en el análisis de un número relativamente reducido de casos sobre los que se tiene conocimiento. Las probables consecuencias respecto a la salud de los niños que ingieren cantidades excesivas de nitratos son un tópico que actualmente es objeto de constante preocupación desde el punto de vista médico (Windle-Taylor, 1974: Shuval y Greuner, 1977; OMS, 1978; Fraser y Chilvers, 1981). La toxicidad del nitrato proviene de su reducción a nitrito, proceso que puede ocurrir bajo condiciones específicas en el estómago y en la saliva. El ión de nitrito que se forma oxida el hierro en las moléculas de la hemoglobina, transformándolo de ferroso (Fe2+) en férrico (Fe3+). La metahemoglobína así producida vuelve a la sangre incapaz de fijar de manera reversible el oxígeno, la cual da como resultado una anoxia y aun la muerte, cuando tal situación no se corrige a tiempo. (b) Carcinogénesis En los últimos años ha aumentado el interés en determinar el riesgo de cáncer que representan las grandes cantidades de nitratos en el agua potable. Los nitritos (e indirectamente los nitratos) pueden reaccionar con aminas y amidas para formar nitrosaminas y nitrosamidas. Se ha comprobado que la mayoría de estos compuestos son carcinogénicos en un gran número de especies animales, y muchos de ellos han sido considerados mutagénicos. Las evidencias epidemiológicas sugieren que la abundante ingestión de nitratos puede contribuir al surgimiento del cáncer gástrico. Sin embargo, se dispone aún de muy poca información como para afirmar específicamente que existe una relación entre la elevada ingestión de nitratos y algún tipo de cáncer humano (Fraser et al., 1980). 1.4 Bacterias Indicadoras de Contaminación Fecal Desde que se descubrió que los organismos patogénicos que se trasmiten través del agua potable contaminada pueden causar diversas enfermedad intestinales, los esfuerzos han sido orientados hacia la aplicación pruebas bacteriológicas para indicar la presencia de contaminación fecal en el agua. Lo más aconsejable sería probar directamente la presencia microorganismos patogénicos. Sin embargo, las concentraciones de bacterias patogénicas en las heces varían mucho, por lo cual es poco factible comprobar la presencia de todos los organismos que producen enfermedades. Una medida práctica es aplicar una prueba a un grupo determinado de bacterias comunes a las heces de todos los animales de sangre caliente y que por eso mismo, podría usarse como indicador de contaminación fecal. Las características de un organismo indicador ideal (Geldreich, 1978) limitan su selección a los coliformes fecales, estreptococos fecales que las bacterias aeróbicas, y a las bacterias anaeróbicas Clostridium perfrigens, bacteroides y lactobacilos. Se comprobó que el grupo de bacterias coliformes era el organismo indicador más adecuado. Las bacterias indicadoras normales no siempre poseen las características ideales, sobre todo en los casos agudos de trastornos intestinales en que pueden predominar los gérmenes patógenos. Los organismos índicadores que se emplean normalmente sirven sólo para indicar la contaminación fecal, y no pueden tomarse como índice del grado de contaminación fecal o la presencia de microorganismos patogénicos. De manera general, si constata que existe contaminación fecal en el agua, se puede suponer que también hay presencia de organismos patógenos. Cabe destacar que los valores de los recuentos de coliformes fecales aguas tropicales han de interpretarse con cautela, debido a que los métodos de cuantificación normalmente empleados fueron desarrollados en Europa y Norteamérica, donde los climas son templados. En varios de los estudios realizados en zonas tropicales se detectó una proporción considerable coliformes de origen probablemente no fecal, que pueden fermentar la lactosa a una temperatura de 44.5°C; y en pruebas efectuadas recientemente Gambia (Barrel y Rowland, 1979) hubo una alta proporción (55%) de falsos resultados positivos. En relación a la calidad microbiológica, las guías de la OMS recomiendan actualmente que el abastecimiento debe ser considerado como no satisfactorio si se detectan bacterias indicadoras de coliformes fecales (CF) cualquier muestra de 100 ml. Se puede admitir la presencia de coliformes totales (CT) a niveles superiores a UCF/100 ml en algunas muestras provenientes de ciertos sistemas de abastecimiento de agua. Algunos especialistas en salud pública consideran que estas guias no necesariamente tienen que ser adoptadas de manera rigurosa en situaciones específicas los países en desarrollo, sobre todo en el caso de pequeños sistemas reticulados de abastecimiento de agua subterránea no tratada, pues cumplimiento de estas guías representaría un costo desproporcionado respecto a los otros riesgos de salud pública. La importancia del recuento de CT también ha sido cuestionado debido a la dispersión de los coliformes no fecales en las aguas subterráneas profundas de los países tropicales. El indicador de estreptococos fecales (E F) es por lo general la prueba confirmatoria de la existencia de coliformes fecales, aunque se ha comprobado reiteradamente que los EF pueden ser más persistentes que los CF en las aguas subterráneas contaminadas, a pesar de su baja concentración en las excretas humanas. Cabe preguntar, por lo tanto, si los EF serían el mejor organismo indicador en el caso de aguas subterráneas, especialmente en lo que se refiere a las formas más persistentes de virus patogénicos. Capítulo 2: Principios de transporte de los contaminantes en el subsuelo2.1 Introducción El hecho de que el perfil natural del suelo puede servir como un sistema eficaz de purificación de las excretas humanas ha sido reconocido desde tiempo atrás. El proceso normalmente incluye la eliminación de microorganísmos fecales y la atenuación de diversos compuestos químicos. Sin embargo, cabe señalar que no todos los perfiles de suelo tienen igual capacidad de procesamiento. El término "suelo" se utiliza aquí (como ocurre en la ingeniería) para designar a los estratos no consolidados. El diseño, construcción, operación y mantenimiento impropios de los sistemas de disposición local de excretas pueden provocar problemas, a consecuencia de la pérdida de la capacidad de infiltración del suelo, con el consiguiente rebosamiento de los efluentes. Si bien tales problemas son obvios, existe otro problema igualmente serio y mucho más insidioso, cual es la inadecuada purificación de los efluentes. Esto puede ocurrir, bajo ciertas condiciones hidrogeológicas, y puede ocasionar en una grave contaminación del nivel freátíco, afectando negativamente las fuentes locales de agua y, en algunos casos, hasta las redes de distribución sujetas a depresurización intermitente. Es de gran importancia proceder a la identificación de las condiciones hidrogeológicas vulnerables a la contaminación, para así establecer una clasificación de los medios hídrogeológicos que pueden efectivamente utilizarse en los sistemas de disposición local. En ese sentido, el problema fundamental es la contaminación de los acuíferos no confinados y, en menor grado, la de los acuíferos semiconfinados (Figura 2.1). En los casos en que el sistema se abastece de agua de los acuíferos profundos y confinados, el saneamiento mediante la disposición local no constituye en si un problema, siempre y cuando los pozos de captación hayan sido construidos para impedir el ingreso de aguas superficiales o de cualquier acuífero situado a poca profundidad. La principal preocupación con los elementos patógenos que contienen las excretas, así como ciertos constituyentes quimicos (principalmente nitratos) a los que se hará referencia más adelante. El tamaño relativamente grande de los helmintos y protozoarios (superior a 25 micras) hace que su extracción sea bastante eficiente filtrándolo a través del suelo. Es poco problable que estos elementos lleguen a contaminar los mantos acuíferos, por lo que no serán abordados en el presente estudio. Las bacterias y los virus son mucho más pequeños (Figura 2.2) y pueden ser transportados, a través de la percolación de los efluentes, desde los sistemas sanitarios locales hasta el nivel freático.
Figura 2.1: Corte esquemático de (a) un acuífero
confinado y (b) uno no confinado Entamoeba histolítica (disentería amebiana)
La efectividad de la mayoría de los sistemas sanitarios de disposición
local depende, fundamentalmente, de la capacidad del suelo y de lazona no saturada (Figura
2.1) para aceptar y purificar los efluentes, funciones que pueden verse perjudicadas bajo
ciertas condiciones hidrogeológicas. 2.2 Desplazamiento del Agua en la Zona no Saturada 2.2.1 Factores de control La zona no saturada está constituida por una compleja disposición de partículas sólidas y poros con cantidades siempre variables de aire y agua. El agua se desplaza desde puntos de mayor energía hacia los de menor energía potencial, denominados también potencial de humedad. El flujo del agua es normal, aunque no necesariamente vertical. En la zona no saturada existen el potencial gravitacional y el potencial matriz. El potencial matriz es resultado de la afinidad del agua por las superficies sólidas, debido a las fuerzas moleculares de cohesión y de adhesión, junto con la adsorción en los suelos arcillosos secos. El fenómeno de la capilaridad en los tubos de vidrio sirve para ilustrar la acción de tales fuerzas. En la medida en que el agua es succionada por el tubo y está sometida a una presión inferior a la atmosférica, se dice que está bajo tensión. El potencial matriz, o presión negativa del suelo, se conoce algunas veces como tensión o succión del suelo. Cuando el suelo está saturado, todos los poros se encuentran llenos de agua, y en el nivel freático el potencial matriz es igual a cero. El drenaje o secamiento de los suelos tiende a elevar l potencial matriz, y los poros cada vez más pequeños se vacían por no disponer de suficiente tensión. El índice de reduccón de humedad, con el aumento de tensión, obedece a la forma en que están distribuidos los tamaños de los poros, y constituye una característica básica de los suelos y las rocas (Figura 2.3). Por ejemplo, los suelos arenosos y ciertas areniscas tieen poros relativamente grandes, que drenan a tensiones relativamente bajas. Las arcillas tienen poca capacidad de drenaje y su contenido de humedad es relativamente grande respecto a una amplia gama de valores de tensión, debido a que la mayor parte del agua queda retenida en poros muy finos. Lamentablemente, es muy difícil y costoso determinar la distribución de los tamaños de los poros y, en la práctica, las clasificaciones descriptivas del suelo se basan en la distribución del tamaño de los granos.
Figura 2.3: Curvas de retención de humedad para varios tipos de suelo (Bouma et al., 1972) En las arenas y suelos arenosos, el espacio de los poros está constituido por los vacíos entre los granos, con las raras excepciones de granos sum amente porosos. Cuando existen importantes cantidades de arcilla pueden agregarse partículas del suelo y formar grietas. Las raíces de las plantas también pueden acentuar este proceso. Como las grietas suelen ser relativamente grandes, comparadas con el tamaño de los poros íntergranulares, tales vacíos solamente contendrán agua a bajas tensiones. A pocas profundidades, todas las rocas contienen vacíos subaplanados similares, los que se conocen como juntas y fracturas, o fisuras en su conjunto. La conductividad vertical hidráulica no saturada, y la consiguiente tasa del flujo del agua en la zona no saturada, es una función compleja del tamaño, sinuosidad y continuidad de los poros y fisuras. Con frecuencia, la conductividad hidráulica cambia dramáticamente al variar la tensión del suelo. Cuando la tensión se aproxima a cero, el suelo se encuentra saturado y todos los poros conducen líquidos; cuando la tensión es más elevada, hay aire en algunos poros y prevalece la condición no saturada. Cuando el contenido de agua disminuye (o se eleva la tensión), las líneas de flujo se vuelven más sinuosas, en la medida en que el agua recorre a lo largo de superficies y a través de poros to suficientemente pequeños como para retener agua a la tensión correspondiente. La relación entre conductividad hidráulica y tensión es una característica básica de los suelos (Figura 2.4). Los suelos donde predominan los poros grandes presentan una conductividad hidráulica saturada relativamente elevada, la cual se reduce rápidamente al aumentar la tensión del suelo. Los suelos finos, en los que predominan los poros pequeños, tienen una conductivídad hidráulica saturada más bien baja, la cual se reduce más lentamente al aumentar la tensión. Las tasas de flujo del agua en la zona no saturada generalmente no sobrepasan de 0.3 m/d. Sin embargo, puede haber importantes excepciones en el. caso de rocas fisuradas, por ejemplo. Cuando la tensión húmeda es baja (inferior a 0.2 m), las fisuras pueden conducir agua, elevando enormemente la conductividad hidráulica (Figura 2.4). En consecuencia, pueden producirse tasas de flujo superiores a 5 m/d, y bajo tales condiciones, el potencial de contaminación del agua subterránea aumenta considerablemente. Asimismo, la lluvia puede ocasionar un rápido transporte de contaminantes a través de las grietas de contracción en los suelos arcillosos resecados, antes de que la dilatación de los minerales arcillosos obturen dichas grietas nuevamente.
Figura 2.4: Conductividad hidráulica no saturada como función del potencial de humedad (tensión) 2.2.2 Carga hidráulica de los sistemas de saneamiento básico Determinar cuál es la carga hidráulica efectiva en una zona no saturada, en relación al diseño de un sistema sanitario de disposición local, representa no pocas dificultades. En primer término, no existe seguridad respecto al volumen real diario de efluentes per cápita, ni respecto al número máximo y el promedio de personas que utilizan una sola unidad. En segundo lugar, sí bien es factible determinar el área de base de la fosa con cierta facilidad, la determinación de la forma y del área transversal de la infiltración de cualquier fosa puede resultar harto compleja. Uno de sus aspectos problemáticos es la cuantificación del movimiento lateral del efluente hacia fuera inducido por las paredes laterales. Esto se explica por la relación entre la conductividad hidráulica horizontal y la vertical del suelo circundante, y por el grado de humedad natural. Así, la influencia de la pared lateral debería ser mayor en el caso de suelos secos. En lo que concierne a este trabajo, las cargas hidráulicas han sido expresadas dividiendo simplemente la amplitud probable o volumen diario de efluente por el área de excavación de base de la fosa respectiva. Se obtienen valores de 25 + 15 mm/d para letrinas secas, y hasta 90 ± 30 mm/d para las letrinas con taza de descarga manual (1). 2.2.3 Obstrucción de los poros del suelo Cuando el efluente penetra en la zona no saturada, puede llegar a obstruir los poros del suelo en la superficie de infiltración. Esta obstrucción reducirá la tasa de infiltración, estancando del líquido sobre el lecho y hasta puede inutilizar el sistema debido al rebosamiento del efluente. Existen diversos fenómenos que contribuyen al proceso de obstrucción de los poros, entre los que puede mencionarse: (a) bloqueo de los poros por los sólidos que se filtran directamente del efleunte, (b) acumulación de biomasa por el crecimiento de microorganismos, (c) excreción de sustancias viscosas por parte de algunas bacterias, (d) deterioro y aglutinación de la estructura del suelo debido al entumecimiento de
minerales arcillosos e intercambio (e) precipitación de sulfatos metálicos insolubles bajo condiciones anaeróbicas. La estructura del suelo también se puede destruir parcialmente debido a la compactación producida al construir la fosa del sistema sanitario. La intensidad de la película obstructora depende de varios factores, en un proceso que podría dividirse en tres etapas. Inicialmente, las bacterias aeróbicas descomponen los diversos sólidos orgánicos que se filtran desde el efluente, manteniendo abiertos los poros del suelo. Sin embargo, estas bacterias sólo se activan cuando drena la superficie de infiltración permitiendo la entrada de aire, y en muchas condiciones esto no sucede. Bajo estas circunstancias ocurre un estancamiento permanente, al no haber oxígeno que evitaría una rápida descomposición de la materia orgánica. Por tal motivo, la obstrucción se produce muy rápidamente; la reducción de sulfatos por bacterias anaeróbicas forma sulfatos insolubles, provocando la sedimentación de una densa capa negra. En esta etapa, la película normalmente alcanza un estado de equilibrio y su resistencia hidráulica se estabiliza. El proceso de obstrucción de poros ha sido investigado exhaustivamente en diversos suelos de los Estados Unidos, para determinar su relación con los tanques sépticos (Kreissl, 1978), y en particular para diseñar sistemas óptimos para la infiltración del efluente final. Hasta el momento no se ha realizado una investigación equivalente sobre los tipos de sistemas sanitarios que se consideran en este informe, los cuales algunas veces comprenden cargas hidráulicas mucho mayores que las de los tanques sépticos (40-50 mm/d) y la remoción de un perfil de suelo mucho más denso. Debido a la barrera para la infiltración de líquidos que se forma al obstruirse los poros, el suelo debajo de la película obstructora permanece no saturado. Este hecho reviste importancia para la disposición de los efluentes. El flujo de líquidos en el suelo no saturado transcurre a una velocidad mucho menor que en suelo saturado, en tanto se desplaza sólo por los poros más finos y con ello aumenta la purificación. El efluente se purifica por filtración, reacciones biológicas y procesos de adsorción, los cuales son más efectivos en los suelos no saturados pues el contacto entre líquido y suelo es más estrecho y prolongado. Este fenómeno puede apreciarse en una muestra de suelo de Wisconsín tomada como ejemplo (Figura 2.5) .
Es posible calcular la velocidad del flujo toda vez que se
conozca la proporción de poros conteniendo líquido a diferentes tensiones de suelo, tal
como lo indican las curvas de retención de humedad (Figura 2.3). Esta velocidad puede ser utilizada para obtener el tiempo que le demanda el efluente desplazarse 1 m, tomando como base un gradiente hidráulico unitario (en función sólo de la gravedad). Por ejemplo, en condiciones de saturación (tensión de humedad = 0), este suelo tiene 33% de su volumen de líquidos (Figura 2.3), y la conductividad hidráulica es de 0.8 m/d (Figura 2.4). En este caso, el tiempo que tarda el efluente en desplazarse 1 m es de 0.4 días. Sucesivamente, cuanto más pequeños sean los poros, mayor será la tensión necesaria para vaciarlos, con Lo cual disminuye también la conductívidad hidráulica (Figura 2.4). Cuando la tensión es de 0.3 m, la conductividad hidráulica será sólo de 0.07 m/d y el 29% de sus poros estarán llenos de líquido. De esta forma, el tiempo estimado para que el efluente se desplace 1 m será de 4.1 d. De forma similar, el tiempo de desplazamiento a una tensión de humedad de 0.8 m será de 27 días. 2.3 Desplazamiento de los Contaminantes en la Zona Saturada En la zona saturada de los acuíferos uniformes, el flujo lateral (horizontal) del agua subterránea transcurre según la conductividad hidráulica horizontal saturada y el gradiente hidráulico. En la mayoría de las condiciones hídrogeológicas, el gradiente hidráulico es pequeño (inferior a 0.01), to cual permite esperar que las velocidades del flujo sean relativamente pequeñas (inferiores a 2 m/d), si bien pueden ser mucho mayores que en la zona no saturada. En ese sentido, se puede reforzar la protección de las fuentes potables de agua subterránea aumentando la sep aración lateral entre las unidades sanitarias y las fuentes, para que supere el mínimo normalmente aceptado de 15 m. Es Lo que ocurre en ciertas condiciones hidrogeológicas, aunque no puede considerársele como un método seguro de protección contra la contaminación mícrobiana, y las separaciones tendrán que aumentarse de 15 a 25 y hasta 50 m. Esto se debe a tres razones. En primer lugar, cuando el medio poroso se encuentra saturado, la inmovilización de los organismos será reducida en todos los casos, excepto cuando se trata de acuíferos de granulación muy fina y no consolidada. En los acuíferos de alta permeabilidad que presenten físuras, tales procesos serán prácticamente intrascendentes. En segundo lugar, muy pocos acuíferos son uniformes, y cuando presentan heterogeneidad, como en el caso de algunas secuencias aluviales estratifícadas, en muchas rocas calizas se habrá producido una solución (carstificacíón). En este caso, la presencia de zonas altamente permeables y de extensión limitada producirá velocidades de flujo de aguas subterráneas con frecuencia superiores a los 10 m/d, p udien alcanzar 100 m/d o más en muchos mantos acuíferos que presentan fisuras hasta 1 km/d o más en ciertos acuíferos cársticos. En tercer lugar, la dilución de contaminantes en los sistemas hídricos subterráneos
se debe a la dispersión hidráulica, pero para su cuantificación son necesarios los
experimentos con trazadores cuidadosamente diseñados. Si bien éstos son muy importantes
para reducir la concentración de patógenos fecales, cuando no puedan efectuarse, la
dilución podrá predecirse con exactitud; en consecuencia, no deberá ser presumida para
así reducir el riesgo de contaminación microbiana en una fuente agua potable. 2.4 Factores quee Afectan el Transporte de los Organismos Patógenos La zona no saturada constituye la línea de defensa más importante con la contaminación fecal de los acuíferos. En este sentido, aumentar al máximo el tiempo de permanencia del efluente en la zona no saturada sería factor clave en la atenuación y eliminación de bacterias y virus. 2.4.1 Filtración Al parecer, la fíltración de las bacterias en las superficies de infiltración sería el principal mecanismo para limitar su desplazamiento a traves del suelo. Ha quedado demostrado que la filtración es más efectiva er superficie de la película orgánica de la zona obstruida. Por ejemplo Ziebell et al. (1975b) pudieron constatar que las bacterias que estaban en la parte inferior y lateral del lecho de percolación de un tanque séptico eran bastante escasas a nivel de población en una muestra de con tomada del suelo. Esta abrupta reducción se produjo dentro de los 30 cm de la zona de obstrucción (Figura 2.6). Caldwell y Parr (1937) también advirtieron que, en una fosa recién construida que penetraba en el nivel freático, podían detectarse coliformes fecales a una distancia inicia 10 m. Sin embargo, una vez obstruidos los poros del suelo (3 meses) redujo considerablemente la migración de estos contaminantes. Butle et al. (1954) estudiaron la penetración de las bacterias coliformes en los suelos arenosos que se utilizan para evacuar los efluentes. Con las mediciones pudo comprobarse que se habían reducido drásticamente los coliformes en los primeros 5 cm de suelo, pero que había un aumento consiguiente de bacterias en los niveles inferiores. El efecto de la temperatura respecto a la eficiencia y maduración de los filtros lentos condujo a Poynter y Slade (1977) a sostener que la eliminación de bacterias y virus es en esencia un proceso biológico. Se constató que la arena esterilizada no alcanzaba a eliminar los virus cuando las tasas de flujo eran normales (4.8 m/d). Un filtro lento de arena consistiría entonces de una vasta superficie poblada por mícroorganismos que eliminan a otras bacterias, pequeñas partículas y elementos químicos disueltos en el medio líquido filtrante, actuando la arena simplemente como soporte para esa película biológica. El proceso de maduración sería simplemente una medida del tiempo requerido para la estabilización de esta biomasa.
Figura 2.6: Sección transversal del campo de infiltración de un tanque
séptico en limo arenoso-arcilloso, Los datos sugieren que probablemente la filtración no constituiría un importante mecanismo para la eliminación de bacterias en la zona saturada con excepción, tal vez, de los estratos de granulación fina cuyos poros tienen un diámetro inferior al tamaño de los microorganismos. 2.4.2 Adsorción A diferencia de las bacterias, los virus son extremadamente pequeños y su eliminación dependería casi completamente del proceso de adsorción. Los virus se componen de ácido nucléíco cubierto por una envoltura de proteína, por lo cual mimetizan las características coloídales de las proteínas. Se ha comprobado que la adsorción de tales coloides hidrofílicos se ve afectada de manera importante por el pH y por la presencia de cationes (Stumm y Morgan, 1981). Los virus tienen una carga en extremo negativa en cuando el pH del medio es elevado, y muy positiva cuando el pH es bajo. El pH isoeléctrico para los virus entéricos suele ser inferior a 5; de este modo, dentro de la escala de pH de la mayoría de los suelos, los enterovirus presentan una carga negativa neta. Burge y Enkiri (1978) estudiaron el índice de adsorción del bacteriófago X-174, a través de experimentos de laboratorio con cinco diferentes tipos de suelo. Se encontró que existía un buen grado de correlación entre las tasas de adsorción y la capacidad de intercambio de los cationes, el área superficial específica y la concentración de la materia orgánica (r = 0.89, 0.85, 0.98, respectivamente). De este modo, los suelos con mayor contenido arcilloso presentarían una mayor tasa de adsorción que los suelos arenosos. Se encontró que la correlación negativa (r = -0.94) entre la tasa de adsorción y el pH del suelo. En este sentido, cuanto menor sea el pH del suelo, mayor será la carga positiva de las partículas virales, y podrán ser adsorbidas con más facilidad. En un estudio sobre suelos realizado por Green y Cliver (1975) con columnas de 60 cm se encontró que, en todos los casos, se habían eliminado los virus de polio inoculados en el efluente de un tanque séptico (del tipo 1con 105 unidades formadoras de placas (UFP) por litro). Las columnas fueron cargadas a un ritmo de 50 mm/d, aplicados en dosis simples durante más de un año. Cuando la carga alcanzó los 500 mm/d, se comprobó que los virus llegaban a pasar (Figura 2.7). La retención de los virus en el suelo se vio afectada por el grado de saturación de los poros: a mayor
saturación, menor era la oportunidad de contacto con las superficies. De este modo, para favorecer la eliminación de los virus deberán evitarse las grandes cargas hidráulicas o la distribución desigual de la carga hidráulica de los efluentes. Las suspensiones de bacterias en el agua se conocen como biocoloides hidrofílicos, pues presentan un potencial zeta negativo a un pH 7 y son sumamente solubles (Lamanna y Mallette, 1965). Esto significa que las bacterias también pueden ser eliminadas por adsorción en los estratos de suelos no consolidados. La capacidad de adsorción de un suelo generalmente aumenta cuando contiene arcilla, aumentando al mismo tiempo su capacidad para filtrar bacterias, por lo que resulta difícil establecer la importancia de ambos procesos. Los microorganismos adsorbidos en las partículas del suelo no permanecen necesariamente inmovilizados. La adsorción es un fenómeno reversible y los microorganismos pueden desprenderse y penetrar más profundamente en el suelo. Goldshmid et al. (1973) investigaron el comportamiento de adsorción de la E. coli utilizando columnas de arena esterilizada (con un tamaño efectivo de 0.12 mm), cargadas a un ritmo constante de 1200 mm/d. Observaron que la eliminación de bacterias era mayor con agua del grifo que con agua destilada. Cuando se utilizó agua trídestilada como medio, prácticamente no hubo eliminación de bacterias (Figuras 2.8 y 2.9), lo cual demostraba que las alteraciones en el potencial iónico pueden revertir el proceso de adsorción. Se observó también que al reducir el pH de 9 a 4, o al elevar la concentración o valencia de los cationes, aumentaba la capacidad del suelo para eliminar bacterias. Tanto las partículas de arena como las bacterias se cargan negativamente en medios de bajo potencial iónico, lo cual causa repulsión. Al agregarse cationes o protones (iones de hidrógeno) a los biocoloides, disminuye el potencial zeta de hidratación y puede incluso revertirse la polaridad, reduciéndose de esta forma la repulsión y aumentando la adsorción. De forma similar, Landry et al. (1979) han logrado demostrar la reversión del proceso de adsorción de los virus. Observaron que al inundarse las columnas de suelo de agua desíonizada, los virus adsorbidos comenzaban a liberarse y aumentaba su desplazamiento a través de las columnas. Al agregarse cloruro de calcio al agua desionizada, seguida de una aplicación de efluentes de desagüe, los virus lograban penetrar en el lecho. Sin embargo, terminaban siendo finalmente readsorbidos. Estos datos hacen suponer que se podría esperar grandes reducciones de virus (99.9% o más) después del paso del efluente a través de una capa de 0.25 m de arena calcárea, aun cuando la carga alcance una tasa de 550 mm/d. Los virus sólo lograrían atravesar un suelo de este tipo si se producen fuertes precipitaciones un día después de la aplicación del desagüe.
Figura 2.8 - A: Filtración de E. coli a través de arena en agua destilada y agua del grifo
Figura 2.8 - B: Desorción de E. coli con agua destilada (Goldshmid et al., 1973) Landry et al. (1979) también observaron que las diferentes cepas de virus presentan también capacidades distintas de adsorción. En pruebas de laboratorio con núcleos arenosos, pudieron constatar que el número de virus movilizados mediante una lluvia simulada variaba de 24 a 66%, según las cepas presentes. Goyal y Cerba (1979) observaron asimismo que la adsorción de virus dependía mucho de sus cep as, y concluyeron que ningún virus o colífago podría utilizarse como modelo para determinar su comportamiento respecto a la adsorción. En estudios más recientes se ha comprobado que incluso hay diferencias en el comportamiento adsorbente de una misma cepa de virus en la zona no saturada. En un estudio realizado por Lance y Cerb a (1980) sob re los factores que afectan la tasa y profundidad de penetración de los virus en la zona no saturada, se señalaba que su adsorción en el suelo se reduce al sobrepasar una velocidad crítica, mientras que los cambios de tasa de flujo que no excedían esta velocidad no llegaban a afectar el proceso de adsorción de los virus. La velocidad crítica aparentemente corresponde a la velocidad del flujo de agua al iniciar su recorrido desde los poros mayores del suelo, con to cual hay poco o ningún contacto entre los virus diluidos en el medio acuoso y las superficies de adsorción. En el suelo estudiado ésta fue entre 0.6 a 1.2 m/d, pero resulta evidente que los valores serán diferentes para otros tipos de suelo. Se piensa que las diferencias en el potencial de la carga negativa de una población viral explican la adsorción de algunos virus cercanos a la superficie del suelo, mientras que otros se desplazan hacia puntos más lejanos a través del perfil longitudinal. La velocidad del movimiento del agua a través del suelo puede ser el factor más importante para determinar la profundidad de penetración de los virus. Esto sugiere que la adsorción no sería un factor de primer orden para la eliminación en la zona saturada, especialmente en el caso de formaciones en donde las velocidades de desplazamiento del agua subterránea son elevadas. La reversión del proceso de adsorción al disminuir el potencial iónico tiene implicaciones prácticas para la contaminación del agua subterránea. Bacterias y virus previamente adsorbidos podrían ser liberados al producirse fuertes precipitaciones. Esto ha sido demostrado en una zona de Florida, irrigada con efluentes de tratamiento secundario a una tasa de 10-50 mm/d, en donde la penetración de los virus llegó hasta 6 m en suelo arenoso y fue atribuida a las intensas precipitaciones (Wellings et al., 1974). También se detectaron virus a 3 m de profundidad en pozos situados bajo un bosque de cipreces que recibían efluentes de tanques sépticos, 28 días después de la última aplicación, en función de las fuertes lluvias del período precedente (Wellings et al., 1975). Martin y Noonan (1977) también observaron que las precipitaciones pluviales superiores a 50 mm ocasionaban la contaminación bacteriana del agua subterránea en una zona de Burnham, Nueva Zelanda, irrigada con aguas servidas. No se constató un mayor grado de contaminación en el pozo de control situado aguas arriba de la zona de irrigación. Barrel y Rowland (1979) atribuyeron el incremento masivo de coliformes fecales (5 x 105/100 ml) en las aguas subterráneas de pozos de una villa en Gambia, al período de lluvias que causaba la penetración de materia fecal en el agua subterránea. Inclusive en pozos construidos con métodos adecuados (en términos sanitarios) hubo aumento del número de bacterias. Una posible explicación podría ser el hecho de que las lluvias fuertes causan una desorpción de las bacterias adsorbidas, infiltrándolas a través de los suelos lateríticos. La adsorcíón de microorganismos puede dificultar en la recolección de muestras en cualquier estudio sobre contaminación que investigue el desplazamiento de los microorganismos en la zona no saturada. Anteriormente solían emplearse recipientes de cerámica porosa para recolectar las muestras del suelo, por lo que los resultados de estos estudios deberán tratarse con cautela. Por ejemplo, Dazzo y Rothwell (1974) llevaron a cabo un estudio en base a muestras de la humedad del suelo utilizando recipientes de porcelana para analizar los coliformes fecales . Pudo comprobarse que los mismos quedaban adsorbídos a los recipientes, reduciéndose considerablemente su número: cerca del 65% de los recipientes de porcelana presentaron muestras libres de coliformes. Los factores que influyen en el desplazamiento de las b acterias a través de los suelos aparecen resumidos en el Cuadro 2.1. Cuadro 2.1
A partir de la literatura técnica revisada podría concluirse que es posible eliminar un mayor número de bacterias y virus por adsorción aumentando al máximo el tiempo de residencia del efluente en la zona no saturada; es decir, con el mayor contacto posible entre el efluente líquido y el medio de adsorción. Esto puede lograrse manteniendo una tasa baja de carga hidráulica, o restringiendo la tasa de infiltración, lo que ocurre naturalmente una vez obstruida la superficie de infiltración. El tipo de suelo también afecta el desplazamiento de los microorganismos, ciertos suelos son más eficaces en el proceso de atenuación que otros (Bitton et al., 1979). En general, los suelos arenosos y calcáreos tienen poca capacidad de adsorción, siendo mejores los suelos que contienen arcilla. 2.5 Factores que Afectan la Supervivencia de los Organismos Patógenos 2.5.1 Supervivencia en los suelos (a) Vírus En estudios de laboratorio con columnas de suelos (Gerb a et al., 1975; Bitton et al., 1979) se comprobó que la naturaleza del suelo puede afectar las características de supervivencia de los virus. Los principales factores serían la humedad y la temperatura. La supervivencia puede alcanzar períodos de 175 días o más. Hurst (1979) estudió la persistencia de virus en suelos que se utilizaban para tratar lodos y aguas residuales en Texas; pudo constatar que la supervivencia de esos mícroorganísmos aumentaba según su grado de adsorción en el suelo. Esto significa que los suelos que demuestren una mayor eficacia para suprimir virus serían también los que les permitirían persistir por períodos más largos. La supervivencia del enterovirus en el suelo aparentemente aumenta con las temperaturas bajas, pero no se ve afectada por el potencial ióníco. La reducción de virus de polio preservados durante 84 días en arena arcillosa fue inferior al 90% a una temperatura de 4°C, pero llegó al 99.999% a 20°C (Duboise et al., 1976). Se constató también que la inactivación aeróbica de los virus era más rápida en un medio no esterilizado que en condiciones esterilizadas, y que un medio anaeróbico permitía reducir la tasa de inactivación. Lefler y Kott (1974) estudiaron la supervivencia de los virus de polio en la arena. Cuando la arena saturada se mantenía a una temperatura de 4 a 8°C, un 20% permanecían activos después de 175 días. A igual temperatura pero en arena seca, un 96% quedaron inactivados luego de 21 días, y los virus aún podían detectarse después de 77 días. Yeager y 0'B rien (1979a) también constataron que el período de supervivencia del virus de polio dependía de la temperatura: en suelos saturados y a una temperatura de 37°C, los virus sobrevivían cerca de 12 días; al reducirse la temperatura a 22°C el lapso de supervivencia alcanzaba 92 días, llegando hasta 180 días cuando la temperatura era de 4°C. Se constató que los virus sobreviven más tiempo en el limo arenoso (90% de reducción en un período de 6 a 21 días a 22°C) que en la arena (90% de reducción en un período de 4 a 8 días a 22° C). Es probable que esto se deba a la mayor capacidad del suelo arcilloso para preservar la humedad, pues pudo comprobarse que el seca del suelo, independientemente de sus características, aumenta en forma considerable la eliminación de los virus. Cuando la humedad del suelo inferior a 2.9% aparentemente es más letal para estos microorganismos. Enun estudio sobre la naturaleza de la desactivación de los virus, Yeager 0'Brien, (197%) señalaban concluyeron que la pérdida de la capacidad infección se debía a daños irreversibles provocados a los mismo Keswick y Gerba (1980) evaluaron los factores que controlan la supervivencia de los virus y pudieron comprobar que la desactivación era mucho más rápida cerca de la superficie. Esto se debería a los efectos dañinos los microorganismos aeróbicos del suelo, a la evaporacíón y a las elevadas temperaturas en las zonas próximas a la superficie. Así, la supervivencia de los virus aumentaría según el grado de penetración de los mismos. (b) Bacterías Según los estudios aludidos, los períodos de supervivencia de las bacterias fecales varían ampliamente, y los datos se complican aún más por posibilidad de reproducción de las mismas. Los factores que más inciden en el control de la supervivencia de las bacterias en el suelo son humedad y la temperatura. Kligler (1921) investigó la supervivencia de la Salmonella typhz y de Shígella dysenteriae en diferentes tipos de suelo a la temperatura ambiente. Pudo comprobar que algunas bacterias sobrevivían por 70 días los suelos húmedos, aunque un 90% sucumbía en 30 días. En los suelos secos, ninguna bacteria logró sobrevivir más de 20 días, y en los suelos ácidos, independientemente del contenido de humedad, este tiempo se reduce a 10 días. Las temperaturas bajas (inferiores a 4° C) favorecen la supervivencia de la mayoría de los mícroorganismos, y las bacterias entéricas no son una excepción. Mirzoev (1968) constató que en las zonas en don el invierno es prolongado, la extinción de las bacterias es lenta o llega a ocurrir. Comprobó que las temperaturas bajas (hasta -45°C) er favorables para la supervivencia de Shígella dysenteriae, y logró detectarlas 135 dias después de introducidas en el suelo. Kibbey et al. (1978) investigaron la supervivencia del Streptococc faecalis en cinco tipos de suelo en Oregon. Pudieron constatar que las tasas de supervivencia de estas bacterias variaban según el tipo de suelo pero que por lo general eran mayores en suelos de temperatura fría y humedad elevada. Los mayores períodos de supervivencia se obtuvieron bajo condiciones de saturación, lo cual fue atribuido a inactividad antagónica de la microflora del suelo (Cuadro 2.2). Cuadro 2.2
Esta conclusión fue confirmada por Bouma et al. (1972), en estudios de campo para determinar el desplazamiento de los contamínantes en la zona inferior de zanjas de infiltración para efluentes de tanques sépticos. Se demostró que en la primera capa de 30 cm del suelo comenzaban a aparecer los actinomicetos, los cuales aumentaban mucho más al irse aproximando a los 30 cm. Estos organismos producen antíbióticos y contribuyen así al exterminio de las bacterias entéricas. La microflora del suelo también compite con las bacterias entérícas por los nutrientes disponibles, lo cual puede ser un factor importante en su exterminio. El período de supervivencia de las bacterias se extiende cuando en los suelos existen nutrientes de fácil acceso, como ocurre con los suelos que reciben efluentes sanitarios. Dazzo et al. (1974) registraron valores de T90 para E. colí de 8.5 días en suelos que habían recibido 50 mm de estiércol de ganado por semana, y de 4.0 días en suelos que no recibieron dicho fertilizante. Finalmente, Martin y Noonan (1977) constataron que el número de colíformes fecales y estreptococos fecales se redujo en un 90% en 28 y 22 días, respectivamente, a una profundidad de 0 a 100 mm, la reducción fue de 182 y 25 días, respectivamente, a una profundidad de 100 a 200 mm en terrenos de limo arcilloso. Esta tendencia a una mayor supervivencia en capas más profundas del suelo, probablemente se deba a una reducción antagónica de la microflora natural a medida que aumenta la profundidad del suelo. En resumen, los períodos de supervivencia y los valores T90 mencionados presentan una gran variación. En general, los coliformes fecales aparentemente sólo sobreviven 70 días con las condiciones ambientales, con una reducción del 90% pasados los 15-20 días. Sin embargo, en un medio húmedo y de baja temperatura, algunos coliformes fecales pueden sobrevivir muchos meses. Bajo condiciones de elevada temperatura y aridez, es probable que la total eliminación de las bacterias fecales utilizadas como indicador ocurra en 15 días. Por motivos similares a los que explican la supervivencia de los virus en los suelos, las bacterias que penetren más profundamente en los suelos tendrán mayor probabilidad de sobrevivir por más tiempo que aquéllas próximas a la superficie. Los factores que influyen en la supervivencia de bacterias y virus en el suelo aparecen resumidos en el Cuadro 2.3. Cuadro 2.3
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2.5.2 Supervivencia en aguas subterráneas
(a) Vírus
Es poco Lo que se sabe acerca de la supervivencia de los virus en la aguas subterráneas, si bien pueden formularse algunos cálculos en base los datos existentes sobre su supervivencia en las aguas superficiales. En los estudios de campo realizados por Wellings et al. (1975) se sugiere que los enterovirus pueden sobrevivir por lo menos 28 días en las agua subterráneas. Akín et al. (1971) efectuaron una revisión del material técnico sobre la supervivencia de virus entéricos en aguas con diversos grados de contaminación. Constataron que diversos tipos de virus entéricos requerían entre 2 y 100 días para perder el 99.9% de su ínefectivida inicial, cuando se hallaban suspendidos en diferentes tipos de aguas superficiales a una temperatura de 20°C. El tiempo de supervivencia era determinado en gran parte por la temperatura y el grado de contaminación siendo mayor en las aguas muy limpias y en aguas altamente contaminadas.
Observaciones similares se han formulado en investigaciones más recientes (Niemi, 1976; 0'Bríen y Newman, 1977; Yeager y 0'Brien, 1979a). En un estudio realizado con virus de polio y coxsackievirus marcados radioactivamente se indicó que la desactivación a mayores temperaturas se debía a los daños causados al ácido ribonucléico de los virus (0'Brien y Newman, 1977).
De estos datos se desprende que la temperatura es el factor individual más importante para el exterminio de los virus, pudiéndose esperar un 99.9% de reducción a una temperatura de 20°C en 10 días, si bien ciertos virus pueden sobrevivir varios meses.
Diversos investigadores (Cubbage et al., 1979; Katznelson, 1978; Young y Sharp, 1977), han señalado que la pérdida de inefectividad de los virus en el agua podría deberse en parte a daños efectivos que éstos hayan recibido y, por otra, al medio artificial creado al agregar muchos virus para simular la ocurrencia de una simple partícula infecciosa. Esta adición puede provocar la adsorción de los virus en partículas orgánicas o inorgánicas en suspensión. La adsorción se ve favorecída por un pH ligeramente ácido y por la presencia de cationes bivalentes, y es inhibida por la presencia de proteinas solubles (Schaub et al., 1974 y 1975).
(b) Bacterias
La información sobre la supervivencia de las bacterias en las aguaas subterráneas es también relativamente limitada. En general, se ha aceptado la tesis de que su período de supervivencia suele ser mayor en las aguas subterráneas que en las aguas superficiales, debido a la ausencia de luz solar y a la poca competencia por los nutrientes disponibles. También la temperatura constituye un factor importante, ya que las bacterias sobreviven mayor tiempo cuando las temperaturas son más bajas. La naturaleza químíca del agua subterránea afecta asimismo la capacidad de supervivencia de cualquier bacteria presente. Las bacterias entéricas, en general, soportan mal las condiciones ácidas; lo mismo ocurre, en grados variables, en las aguas subterráneas salinas.
Todo indica que las bacterias entéricas logran sobrevivir en las aguas subterráneas por períodos considerables (100 días o más) según sea la temperatura. En los países de climas cálidos, la temperatura de las aguas subterráneas poco profundas es relativamente elevada; por ejemplo, 25°C es una temperatura común en acuíferos de poca profundidad en Botswana (Lewis et al., 1980); y en Gambia, la temperatura de las aguas provenientes de sus pozos alcanza 28-30°C (Barrell y Rowland, 1979). De este modo, la supervivencia de los microorganismos entéricos puede ser menor en las aguas subterráneas de los países tropicales que en los países de clima templado. Sin embargo, la posibilidad de reproducción debe ser tenida en cuenta, en tanto se sabe que muchos tipos de bacterias pueden reproducirse en aguas que contengan sales minerales y una fuente de energía.
Kudryavtseva (1972) ha señalado el caso de coliformes introducidos durante el verano en un terreno de arena aluvial de granulación fina que pudieron sobrevivir más de 100 días. Un serotipo patogénico de E. colí, inoculado de modo similar, sobrevivió por 90 días. En unas muestras de aguas subterráneas que fueron preservadas en un lugar oscuro, los coliformes sobrevivieron por un período de hasta 170 días, mientras que los E. coli patogénicos sobrevivieron 120 días, si bien no se especificó a que temperatura. Mitchell y Chamberlain (1978) examinaron los antecedentes publicados sobre la supervivencia de microorganismos que fueron utilizados con indicadores en una serie de acuíferos. Lograron constatar que la extinción de las bacterias va acompañada generalmente de una curva cinética de primer orden, si bien en muchos casos se observó un aumento significativo de coliformes en los primeros kilómetros de su inyección. El valor promedio de eliminación que se encontró en 28 estudios fue de 0.04/h. McFete et al. (1974) midieron comparativamente la supervivencia de bacterias fecales utilizadas como indicadores y de gérmenes patógenos entéricos en pozos valiéndose de cámaras con membranas. En el Cuadro 2.4 se presentan los valores T50 de diversos cultivos.
En Nueva Zelanda se han llevado a cabo experimentos similares (Martin Noonan, 1977; Pyle y Thorpe, 1979) para determinar el tiempo en que se logra una disminución del 90% de una cepa de E. colí resistente al sulfuro de hidrógeno. La E. coli sobrevivió 4.0 días a una temperatura de 11° y durante 2.2 días a una temperatura de 15.5° C. Hagerdorn et al. (1978) utilizaron cepas de E. coli y S. faecalis resistentes a los antibióticos para determinar el grado de desplazamiento desde una zanja de infiltración de un tanque séptico. Los resultados que obtuvieron indican que aún después de 32 días, ambos organismos sobreviven en número considerable. Las temperaturas del ambiente durante el estudio fueron relativamente frías (2-15°C) con, heladas ocasionales.
Se ha constatado a través de diversas investigaciones que los estreptococos fecales (S F) de humanos con frecuencia persisten por más tiempo que los coliformes fecales (CF) (Figura 2.10). Los Streptococcus bovis equinis (Cuadro 2.4) son las especies que predominan en las heces de algunos animales, sin embargo, nunca se han encontrado en las heces humanas.
Cuadro 2.4
T50 (Mitad del tiempo de vida) de diversos cultivos
de bacterias en aguas de pozos a temperaturas
entre 9 y 12°C (McFeters et al., 1974)
| Bacteria | T50 (horas) | Tasa de Extinción (por hora) |
Bacterias indicadoras
|
|
|
Desintería patogénica
|
16.0 |
0.042 - 0.035 0.042 |
Figura 2.10: Tiempo de residencia versus tasa de extinción bacterias
seleccionadas en muestras de agua de 11,
conservadas a 10° C (Geldreich et al., 1968).
Los estudios sobre la contaminación del agua generalmente recomiendan parar la relación CF/EF, como un indicador del tipo de contaminación: es decir, si es de origen animal o humano (1). Para obtener datos significativos, se debe proceder a analizar los recuentos bacteriológicos por período de 24 horas después de recolectar las muestras; esto se debe a la diferencia en las tasas de extinción de las diferentes especies. Algunas veces, en los muestreos de contaminantes que provienen principalmente las heces humanas, la relacíón CF/EF decae con el tiempo, mientras ocurre lo contrario cuando predominan los contaminantes no humanos. Sin embargo, en los estudios sobre aguas subterráneas, estos indices parecen de significación, aún cuando la muestra haya sido analizada de inmediato, pues no existe forma de determinar cuánto tiempo les tomó a los organimos llegar hasta el acuífero, y cuánto tiempo habían estado antes ahí.
Capítulo 3: Investigación de campo sobre el desplazamiento de los contaminantesEn la sección anterior se vio la importancia de la zona no saturada en la protección de los acuíferos, y la maxímización del tiempo de permanencia de los efluentes como factor clave en la eliminación de bacterias y virus patogénicos. Sin embargo, los primeros investigadores, como Caldwell (1937), Dyer y Bhaskaran (1943), y Dyer et al. (1945), concentraron el interés de sus estudios en establecer la separación lateral necesaria desde una instalación de saneamiento por disposición local (principalmente fosas secas), para evitar la contaminación de los pozos adyacentes.
3.1 Bacterias en la Zona Saturada
Caldwell realizó una serie de estudios pormenorizados para medir la migración de los contaminantes de un tipo de fosa seca. El primer estudio (Caldwell y Parr, 1937) se ocupó de la migración desde una fosa de 5.1 m de profundidad, excavada en arena gruesa, con un nivel freático muy somero (3.6 m). La materia fecal de una familía de seis personas era depositado diariamente en la fosa. La velocidad natural del agua subtrerránea se estima en el rango de 0.6 y 2.5 m/d. Inicialmente los organismos fecales recorrieron cerca de 4.5 m en 3 días, y 10.6 m después de 9 días. La contaminación química de agua se detectó a 26 m pero no ocurrió igual a los 31 m de distancia. Después de dos meses, había coliformes fecales en el 90% de las muestras recolectadas a 4.5 m, y algunas veces se les detectó a 10.6 m de distancia.
La conclusión de este estudio fue que se constató la importancia del proceso de obstrucción de los poros como mecanismo de defensa contra la penetración bacteriana. Una vez iniciado el proceso de obstrucción en la fosa (tres meses), se inhibió la difusión de organismos, y en un período de siete meses la contaminación bacteriana se había limitado prácticamente al área de la fosa. Sin embargo, la contaminación química del agua subterránea persistió.
Un estudio paralelo (Caldwell, 1937), se efectuó en un área cercana con una capa caliza bajo arena permeable, a través de la cual fluía el agua subterránea con una velocidad de 4 m/d. Se concluyó que el proceso de obstrucción de los poros no era igualmente eficaz en este tipo de suelo. Aún después de 16 meses, el efluente no pudo ser significativamente inhibido por el depósito de lodo; como pudo comprobarse en el otro estudio. La mayor velocidad de flujo de las aguas subterráneas a través de este suelo arenoso hizo que un número importante de coliformes fecales fuesen transportados por to menos 24 m (hacia el pozo de observación más distante), con una contaminación muy severa a 18 m de distancia. La tasa del flujo del agua subterránea se consideró el factor dominante para determinar el recorrido de los organismos fecales.
Posteriormente se llevó a cabo otro experimento, en la misma área de prueba (Caldwell, 1938b), en el cual se redujo la contaminación del agua subterránea al poner una cubierta de arena fina (0.25 mm de diámetro medio) alrededor de la fosa. No se detectó la presencia de coliformes fecales en los pozos de observación situados a 3 m de distancia, a diferencia de lo ocurrido en el estudio anterior.
En otro estudio realizado por Caldwell (1938a) se midió la migración de los contaminantes desde una fosa que penetraba el nivel freático de un acuífero arenoso de granulación media a fina (0.5 a 0.1 mm de diámetro), con una velocidad de flujo natural de 0.5 m/d. La contaminación química se pudo detectar a una distancia de 106 m, por el olor y por la variación del pH; y a 94 m a través de análisis químicos. Se observó, al igual que en los estudios anteriores, que el recorrido de bacterias era mucho menor. Inicialmente los coliformes fecales penetraron 3 m en un período de 3 a 4 meses, antes de que el flujo, desde la fosa, fuese restringido por la obstrucción. Al término del estudio se ha reducido a apenas 1.50 m (Figura 3.1).
Estudios pormenorizados de naturaleza similar a los de Caldwell fueron llevados a cabo por Dyer y Bhaskaran (1943, 1945). El objetivo de los mismos consistió en determinar cuán factible era la coexistencia de fosas simples y pozos someros de captación de agua subterránea en comunidades rurales en la India. Una fosa (0.4 m de diámetro) que penetraba en el nivel freático recibía una carga diaria de 9 litros de materia fecal por un período de 330 dias. Se excavaron 196 pozos de observación (de 1.5 m a 3 m deprofundidad) alrededor de la fosa, a distancias que variaban hasta los 19.5 m. El suelo del área era de limo arcilloso, y el contenido de arcilla disminuia hasta los 4.9 m. Más abajo de esta profundidad, en la zona saturada, el suelo estaba formado por arena de granulación mediana (0.5 a 0.25 mm). La velocidad de flujo del agua subterránea estaba alrededor de 0.75 m/d, y para simular el efecto de las fuentes de abastecimiento de agua, se bombea un total de 2,700 1/d, desde seis pozos situados a 6 m de distancia de la fosa. La adición de material fecal tuvo que suspenderse temporalmente cuando la obstrucción de los poros elevó el nivel del efluente casi hasta la superficie del suelo.
Los datos de este estudio demostraron que las bacterias se transportan hasta 3 m en dirección del flujo del agua subterránea, pero posteriormente disminuyen y casi no existen durante un período largo.
A manera de conclusión el estudio señalaba que las fosas excavadas en suelos arenosos (menos de 0.2 mm de diámetro medio) podían situarse a 6 n los pozos de captación de agua potable. En el caso de suelos de granulación más gruesa (0.3 mm o más) la distancia mínima no debería ser inferíoi a los 15 m.
Subrahamanyan y Bhaskaran (1980) procedieron a efectuar una revisión de los estudios realizados en la India y en los Estados Unidos, concluyendo que:
(a) El transporte de las bacterias parece depender principalmente de la velocidad de flujo del agua subterránea;
(b) la penetración de las bacterias en la zona saturada corresponde, aproximadamente, a la distancia que recorre el agua subterránea en un período de 4 a 7 días, ya que éste es el período probable de supervivencia de los organismos coliformes en el ambiente anaeróbico de acuíferos (en realidad la mayoría de las aguas subterráneas son aeróbicos).
(c) la dispersión de los contaminantes se reduce cuando se establece una membrana gelatinosa cubre las partículas del suelo, en la medida en que ésta actúa como una barrera física frente a la penetración de las bacterias. En tales condiciones, el suelo se transforma en un filtro biológico real, comparable a un filtro lento de arena para tratar el agua;
(d) la distancia segura entre una fosa seca y cualquier fuente de captación de agua subterránea, debe ser, como mínimo, equivalente a la distancia que recorrería en unos 8 días el agua subterránea; y
(e) en las áreas de estudio situadas en la India, en donde el gradiente hídráulico es inferior a 0.01 y el suelo es arenoso (diámetro efectivo inferior a 0.25 mm), la velocidad del flujo del agua subterránea no excede 1.0 m/d, y una distancia horizontal de unos de 8 m proporcionaría un amplio margen de seguridad contra la contaminación bacteriana.
En base a las observaciones de estos primeros investigadores se ha aceptado como regla general, una distancia de 15 m (50 pies) entre las fosas y las fuentes agua subterránea. Lamentablemente, esta directriz ha sido aplicada en forma indiscriminada, sin tener en cuenta las condiciones específicas del área donde puede aplicarse. Aún en formaciones que presentan fisuras, en donde el gradiente hidráulico es artificialmente inducido por el hombre, o donde el gradiente es naturalmente elevado, en suelos donde esta regla de 15 m no tendrá ninguna validez.
Dappert (1932), pudo detectar una corriente con bacterias fecales a 120 m de distancia del punto de disposición de efluentes. Butler et al. (1954) inyectaron efluentes primarios diluidos en agua en un acuífero confinado a una tasa de 2 1/s durante 41 días, constatan do que los residuos de este efluente alcanzaron fuentes situadas a-30 m de distancia en apenas 33 horas. La mayor distancia recorrida por bacterias en formaciones de suelos no fisurados registrada en la literatura (Pyle et al. 1979) es de 920 m en terreno aluvial, formado por gravas gruesas. Sin embargo, se han medido en este acuífero velocidades de flujo del agua subterránea que llegan a los 350 m/d.
Los resultados de los estudios referentes al transporte de los contaminantes bacterianos en la zona saturada aparecen resumidos en el Cuadro 3.1. Esto demuestra que el recorrido de contaminantes depende principalmente en la velocidad del flujo del agua subterránea y la viabilidad de los organismos. El transporte máximo al parecer corresponde a la distancia que recorre el flujo del agua subterránea en un período aproximado de 10 días. El período de supervivencia ahí implícito contrasta grandemente con los estudios de laboratorio y los estudios de campo, que sugieren la posibilidad de supervivencia de estos organismos por más de 100 días. La distancia que permite constatar la presencia de bacterias entéricas dependerá no sólo de la velocidad del flujo del agua subterránea y de la tasa de mortalidad de los microorganismos, sino también de su concentración inicial, de su dispersión en el flujo del acuífero, del volumen de la muestra probada y de la sensibilidad del método utilizado para detectarlos.
En un acuífero de permeabilidad uniforme, bastaría con calcular simplemente la velocidad del flujo del agua subterránea, para así determinar cuál sería la distancia segura de separación entre una fuente de agua subterránea y un sistema de disposición de excretas. Lamentablemente, es muy raro encontrar material acuífero uniforme, porque mucha heterogeneidad estaría normalmente presente. Esto hace que la predicción de la distancia segura sea mucho más difícil. Los contaminantes pueden ser transportados por las vías preferenciales a velocidades mucho mayores que la velocidad promedío del flujo de agua subterránea. Por eiemplo, Allen y Morrison (1973) inyectaron bacterias indicadoras tipo Bacíllus steorothermophilus en un pozo que penetraba el nivel freático situado en un acuífero rocoso fisurado. El organismo que se utilizó como indicador fue detectado en un pozo a 29 m de distancia, en un período de 24 h, aunque no pudo ser detectado, en el mismo período, en dos pozos más cercanos de 6 y 16 m de distancia.
Lewis et al. (1980) inyectaron un indicador químico (cloruro de lítio) en un pozo que penetraba el nivel freático en un acuífero parecido. La presencia del lítio pudo ser monitoreada en el agua que se bombeó de un pozo situado a 20 m de distancia. Durante los primeros 200 minutos la concentración de lítio permaneció a un nivel bajo (0.08 mg/1); alcanzó un nivel máximo de 1.05 mg/1 luego de 210 minutos, retornando al nivel anterior luego de 230 minutos. Estos datos sugieren que el flujo habría ocurrido sólo en fisuras aisladas.
Estos dos estudios demostraron claramente que las físuras en las formaciones rocosas consolidadas permiten un rápido desplazamiento del agua subterránea. De forma similar, los macroporos en el suelo pueden influir también la dirección y la tasa del movimiento del agua subterránea. R.ahe et al. (1978) llevaron a cabo experimentos de campo utilizando cepas resistentes a los antibióticos de E. colí, para evaluar to que podría ocurrir cuando el drenaje de un tanque séptico llega a ser sumergido en agua subterránea. En uno de los lugares se llegó a la conclusión que las tasas de, movimiento rápido en el suelo fue causada por el fujo a través de canales
Cuadro 3.1
Resumen del transporte de bacterias en la zona saturada
(incluyendo su recorrido a través de la zona no saturada)
de viejas raíces, etc. E1 desplazamiento a través de estos macroporos quedó demostrado cuando se recuperaron los E. coli en el pozo de captación de agua subterránea situado a 15 m de distancia, antes de constatar la presencia de los microorganismos en uno situado a sólo 10 m de distancia. Su alcance máximo en el pozo fue a 55 m de distancia, donde se detectó 105/100 ml de organismos, habían sido inyectados 5.6 x 1012/100 ml.
Estos ejemplos sirven para enfatizar el riesgo que implica confiar en una distancia fija de separación entre una captación de agua subterránea y un sistema sanitario local, para su protección contra la contaminación fecal. La incertidumbre respecto a cuán heterogénea es la permeabilidad de acuíferos, harán que el procedimiento de predecír distancias seguras sea un asunto arriesgado.
3.2 Bacterias en la Zona no Saturada
Kliger (1921) fue uno de los primeros investigadores que estudió la relación entre las fosas secas y la propagación de enfermedades infecciosas transmisibles por el agua. Se llevaron a cabo estudios de campo y de laboratorio, con el objetivo de determinar la existencia de bacterias patogénicas y su grado de penetración en el suelo, por debajo de una fosa seca. Los estudios de campo se ejecutaron en una gran variedad de suelos, con fosas secas que habían estado en uso por períodos que variaban de 1-3 años. Kliger llegó a la conclusión que las fosas sépticas y las letrinas secas, si eran construidas adecuadamente, no representaban un gran riesgo de propagación de infecciones intestinales bacterianas. Al estudiar los diferentes tipos de suelo, pudo constatar que los organismos patogénicos se extinguían rápidamente en las heces y que las bacterias eran transportadas sólo de 0.9 - 1.5 m en los tipos de suelo estudiados. El empleo de fosas secas representa un riesgo mínimo de contaminación en suelos arenosos o arcillosos, siempre que el nivel freático esté situado a una profundidad minima de 3 - 4 m por debajo del suelo, o sea, de 1.5 - 2.5 m por debajo de la base de la fosa seca.
Caldwell (1938c) investigó la penetración de los coliformes fecales en un suelo arenoso permeable, debajo de una fosa seca que recibía la materia fecal de una familia de seis personas. Una cantidad similar de materia fecal se agregó a otras dos fosas más distantes. Una de ellas se dejó abierta para determinar el efecto de la precipitación pluvial, y la otra recibió 380 lítros por dia de agua. El transporte de bacterias desde la fosa que recibía sólo fluidos fecales fue inferior a 0.3 m, ya fuera en dirección lateral o vertical. En la fosa sujeta a precipitaciones pluviales, la penetración lateral quedó confinada a 0.3 m h orizontalmente, y 0.9 m verticalmente. La mayor distancia recorrida pudo observarse en la fosa que recibía dosis artificiales de agua, constatándose en ella una penetración de 1.8 m verticalmente y 0.6 m horizontalmente.
Baars (1957) investigó el transporte de contaminantes desde fosas en un lugar destinado a albergues vacacionales transitorios en Holanda. El suelo era arenoso (diámetro efectivo 0.17 mm), y el nivel freático estaba a 3.5 m de profundidad. Se observaron concentraciones de coliformes fecales en ei subsuelo 7 meses después de terminar la estación vacacional, comprobándose la ausencia de microorganismos a una profundidad superior a 1.3 m.
En base a estas primeras investigaciones se puede concluir que: una capa de 2 m o más de suelo arenoso debajo de una fosa puede evitar la contaminación de cualquier acuífero subyacente (Cuadro 3.2 A). En los últimos años esta preocupación ha concitado el interés por solucionar los problemas relacionados a los efluentes de los tanques sépticos, principalmente en América del Norte. Cerca de 20 millones de unidades habitacionales, que representan un 29% de la población de los Estados Unidos, evacúan sus desechos domésticos a través de sistemas sanitarios particulares, descargando aproximadamente 3 x 1012 m3/año de agua en el suelo. Una encuesta realizada en 35 estados reveló que los tanques sépticos responden por la mayor parte del volumen total de aguas servidas que descargan directamente en el suelo, y son también la fuente más frecuente de contaminación del agua subterránea (Miller y Scalf, 1974).
En una encuesta más recíente (Scalf et al. 1977) pudo apreciarse que los suelos de muchas áreas no son los adecuados para los tanques sépticos convencionales. Estas zonas definidas como inadecuadas presentaban: sólo una capa fina de suelo sobre roca fracturada o un nivel freático muy alto, o ambas características.
Por ejemplo, la mayoría de los casos de contaminación del agua subterránea vinculados con sistemas sanitarios locales ocurrieron en zonas que presentaban una cobertura de suelo fino sobre roca fracturada (Neefe y Stokes, 1945; Vogt, 1961; Doehring y Butler, 1973; van der Velde, 1973; Waltz, 1972; Scalf et al. 1977; Lewis et at. 1980), o en áreas cuyo nivel freático estacional inferior estaba a 3 m de profundidad (Sridhar y Pillai,1973; Brandes, 1974; Binnie y Partners, 1975; Reneau y Pettry, 1975; Viraraghavan y Warnock, 1976; Scalf et al. 1977; Rahe et al. 1978). Las desventajas de estas dos características en relación a los sistemas sanitarios locales se ilustran a continuación.
3.2.1 Suelo fino sobre roca fracturada
Allen y Morrison (1973) observaron que un gran porcentaje de las muestras de agua recogidas en las zonas montañosas de Colorado, EUA, contenía gran número de coliformes, lo cual indicaba una posible contaminación de origen fecal, como son los sistemas de disposición con tanques sépticos. Estos investigadores llevaron a cabo un estudio para determinar el destino de los efluentes de lugar, que carecía de perfiles dé suelo definidos y estaba situado sobre roca cristalina fracturada. Se inyectaron aguas previamente inoculadas con B. stearothermophilus en dos lugares diferentes (con rocas graníticas y.metamórficas). Los resultados de estos estudios demostraron que las fracturas pueden transportar rápidamente el agua contaminada hacía captaciones de agua subterránea poco profundas, con una inadecuada eliminación de microorganismos.
3.2.2 Alto nivel freático del agua subterránea
Viraraghavan (1978) llevó a cabo un estudio en Ontario, Canadá, para monitorear el movimiento horizontal de las bacterias fecales desde el final de disposición de un tanque séptico situado en un suelo de arcilla arenosa. El nivel freático del área fluctuaba entre un punto próximo al nivel del suelo, y una profundidad de 2.5 m, a fines del verano. Durante la investigación, la misma estaba a 0.1 m debajo de las zanjas del drenaje (0.6 m debajo nivel del suelo). El efluente del tanque séptico contenía 1.6 x 105 de coliformes fecales/100 ml. Como la profundidad de la zona no saturada disponible para la purificación era muy limitada, siendo elevados los niveles de organismos (100/100 ml) en el agua subterránea, aun en el pozo más distante bajo observación (15 m). En otro estudio efectuado en el Canadá (Brandes, 1974) se detectó una reducción en el total de bacterias coliformes en el efluente del tanque séptico, de 8 x 106/100 ml a 4 x 103/100 ml en el agua subterránea situada a 7.5 m debajo de la zanja de drenaje. Se pensó que el material de relleno utilizado como campo de infiltración (piedras y cascajo) permitía la penetración del efluente hasta el nivel freático (0.5 - 2.1 m).
Muchas de las investigaciones que se realizan actualmente sobre la contaminación de aguas subterráneas por sistemas sanitarios locales van enfocadas hacia la introducción de modificaciones a los sistemas convencionales de tanques sépticos, a fin de que sean menos propensos a causar problemas (Kreissl et al. 1978). Por ejemplo, Ziebel et al. (1975) investigaron la purificación del efluente de los tanques sépticos en dos tipos de suelo del Estado de Wisconsin (EUA), en columnas de 0.6 m, sometidas a diferentes temperaturas y cargas hidráulicas. Pudieron constatar que:
(a) bastaba con 0.6 m de un limo o limo arenoso de baja permeabilidad para eliminar un 95 - 100% de bacterias fecales;
(b) los primeros 100 días eran el período crítico, en el que se formaba la película
bacteriana en la superficie de infiltración que
luego permitía la filtración;
(c) las bajas temperaturas afectaban el proceso de eliminación pues favorecía la
obstrucción prematura de los poros del
suelo;
(d) ocurrían cortocircuitos a través de los macroporos del suelo cuya carga era de
más de 10 mm/día, en núcleos intactos de
suelos de limo arenoso, y
(e) las tasas bajas de dosificación permitieron una mejor eliminación.
En los suelos de baja permeabilidad, el flujo no saturado debajo de la superficie inundada de infiltración aumenta la eliminación de las bacterias.
En base a los hallazgos de estos y otros estudios de laboratorio (Magdoff et al., 1974) se desarrollaron sistemas de diques de defensa, los cuales consistían en colocar un medio relleno de arena encima del suelo natural para permitir la infiltración del tanque séptico (Figura 3.2)
Se les construyó y comprobó en el campo (Bouma et al. 1974 y 1975), en sitios donde había roca fracturada a poca profundidad. El material de relleno consistía de limo arenoso con una área de base de 235 m2 y de infiltración de 28 m2. Se le diseñó para una carga máxima de 1700 l/día (60 mm/día), si bien la carga promedio que se utilizó durante la investigación fue de 660 l/día (24mm / día). Los resultados indicaron una eliminación casi completa de las bacterias fecales (Cuadro 3.3), y la oxidación del nitrógeno a nitrato después de atravesar el dique de defensa.
Figura 3.2: Sistema de defensa en terreno de rocas fracturadas (Scalf et al. 1977)
Los sistemas de defensa se adecúan también a las zonas en donde existen rocas fracturadas, y cuando el nivel freático es elevado. Permiten el tratamiento necesario del efluente del tanque séptico antes de que penetre en el suelo natural, protegiendo de esta forma al acuífero subterráneo. Se constató también que este sistema permite reducir los problemas de disposición de efluentes causados por suelos arcillosos de alta permeabilidad (Simons y Magdoff, 1979). Sin embargo, no es seguro recudir la contaminación por nitratos del agua subterránea.
Los datos obtenidos en los estudios realizados en los Estados Unidos sobre tanques sépticos sugieren que en los suelos permeables (excepto los de grava gruesa o de agregados arcillosos) existe una ligera probabilidad de que el agua subterránea sea contaminada bacteriológicamente desde un sistema sanitario de disposición local, si no se ha previsto un mínimo 2 m de suelo continuo o capas no consolidadas debajo del sistema, y se mantiene una tasa baja de carga hidráulica (inferior a 50 mm/día). Es difícil generalizar respecto al espesor necesario de la zona no saturada para asegurar la eliminación de bacterias feclaes en el caso de cargas hidráulicas más elevadas, si bien existen importantes escritos técnicos sobre la disposición de efluentes de alcantarillado (Cuadro 3.4).
Por ejemplo, Gilbert et al. (1976) han señalado una supresión de más de 99.9% de coliformes fecales después de pasar a través de 6 m de arena margosa fina, con una carga de 250 mm / día, mientras que Schaub y Sorber (1977) observaron que las aguas residuales todavía contenían aún unos 2000 estreptococos fecales/100 ml (99% de eliminación) después de pasar a través de 18 m de arena limosa y grava con una carga hidráulica de 390-580 mm/día. Vaughan et al. (1978) hicieron un monitoreo durante un año de enterovirus humanos y bacterias fecales en muestras de aguas subterráneas recogidas debajo de tres instalaciones de recarga con desagues. Los suelos estaban compuestos por arena gruesa y grava fina, y la tasa de evacuación era alta. El número de coliformes en las muestras recogidas variaba entre cero y 4.3 x 105/100 ml, inclusive en un lugar en donde había 25 m de material no saturado. Aunque esta variabilidad no puede explicarse, sirve para ilustrar la importancia de un monitoreo a largo plazo en el caso de actividades parecidas.
3.3 Virus en el Subsuelo y las Aguas Subterráneas
Existen pocos datos sobre contaminación víral vinculada al uso extensivo de sistemas sanitarios de disposición local. Los análisis para el recuento de virus son extremadamente costosos, y requieren de servicios especializados de laboratorio y de personal altamente capacitado. De allí que sean pocos los laboratorios que están en condiciones de monitorear los virus de manera rutinaria en los abastecimientos de agua. Además, la metodología utilizada sólo se aplica a cerca un 50% de los virus que se conocen actualmente y que se encuentran en los desechos humanos (Keswick y Gerba, 1980). Por ejemplo, hasta el momento no ha sido posible detectar el virus de la hepatitis A y muchos agentes de la gastroenteritis viral. Los estudios también se han visto perjudicados por la falta de una metodología uniforme para detectar los virus. Las recomendaciones actuales exigen que el agua potable esté libre de virus entéricos hurnanos, en pruebas con 100-1000 1 de muestra (WHO, 1979). Es poco probable que el agua subterránea no tratada, subyacente a los sistemas locales, cumpla con tales exigencias, aunque parezca discutible la rigidez de dichas normas.
3.3.1 Estudios sobre tanques sépticos
Hasta ahora se ha comprobado la existencia de virus en abastecimientos de aguas subterráneas potables sobre todo en las fuentes donde antes ocurrieron epidemias de enfermedades infecciosas. Por ejemplo, Neefe y Stockes (1945) señalaron el caso de un brote de hepatitis infecciosa, en un campamento de verano en los Estados Unidos. A lo largo de un período de 13 semanas, 350 de los 572 usuarios del campo sufrieron contagio. Los estudios de trasmisión indicaron que el origen de la enfermedad estaba en el agua, la cual provenía de un pozo cubierto contaminado por letrinas cercanas. Las letrinas tenían unos 2 m de profundidad, y estaban ubicadas a una distancia de 23-55 m del pozo de 7 m de profundidad. El suelo del campamento tenía una profundidad variable de hasta 1.8 m, y la base estaba formada por un lecho físurado de arcilla roja y caliza.
En Posen, Michigan, EUA, hubo una epidemia de hepatitis infecciosa que se atribuyó a la contaminación de un pozo por efluentes que provenían de un tanque séptico (Vogt, 1961). Los pozos penetraban en una capa altamente fisurada de caliza, concluyéndose de allí que la elevada transmisibilidad permitía una rápida recarga y movimientos laterales del efluente del tanque séptico.
Van der Velde (1973) aisló el virus de polio en un pozo desde donde se habia producido una epidemia de gastroenteritis en Michigan. El pozo atravesaba una capa de 2.5 m de arcilla, terminaba en una capa de caliza a una profundidad de 35 m, y estaba revestido hasta una profundidad de 7.5 m. La contaminación se originaba en un campo de infiltración de un tanque séptico, a unos 43 m del pozo. Los niveles de coliformes en el pozo variaban de 0 - 16/100 ml, pero no se constató la presencia de Salmonella ni de Shígella. Aunque se habían aislado los virus de polio, la erupción de la epidemia pudo haberse atribuido a cualquier otro virus. De forma similar, Wellings et al. (1975) detectaron virus de polio en agua subterránea, a unos 3 m debajo de un campo de cipreses irrigado con efluentes de desagües secundarios.
En un estudio reciente realizado en Israel (Marzouk et al. 1979) se señalaba que el 20% de 99 muestras analizadas, tomadas de aguas subterráneas poco profundas (menos de 3 m), contenían virus entéricos que parecían provenir de efluentes de tanques sépticos. Se aislaron virus en 12 muestras de 20-400 litros que no contenían bacterias fecales detectables en las muestras examinadas de 100 ml. Esto significa que puede haber virus entéricos en las aguas subterráneas que no presentan señales de contaminación bacteriana.
3.3.2 Estudios sobre la disposición de efluentes en el suelo
La mayoría de los estudios sobre la posible contaminación del agua subterránea por gérmenes patógenos virales señalaron un vínculo con la disposición de los efluentes en el suelo. Como los virus son más pequeños que las bacterias y su eliminación depende casi totalmente de la adsorción, es más probable que los demás gérmenes patógenos presentes en los efluentes que sean transportados hasta el agua subterránea al evacuar los mismos en el suelo (Gerba, 1979; Gerba y Lance, 1978).
Wellings et al. (1974) encontraron virus en el agua subterránea, después del riego con efluentes de desagües secundarios sobre un suelo arenoso. La penetración a través de 6 m del suelo se atribuyó a fuertes precipitaciones pluviales. Por el contrario, Gílbert et al. (1976) no recuperaron ningún virus en muestras de agua subterránea recogidas a 6 m de profundidad, bajo áreas irrigadas con efluentes en suelos compuestos de una capa de arena arcillosa fina situada sobre una capa de arena más gruesa. Schaub y Sorber (1977) estudiaron la migración de colífagos F2 y enterovirus a través del suelo, desde un lugar de aplicación de aguas servidas por infiltración rápida. El lugar estaba compuesto por arena limosa no consolidada y grava, y el nivel freático se situaba a unos 18 m bajo el nivel del suelo. Se utilizó como indicador el virus F2, detectado en el agua subterrápea directamente debajo del área de evacuación después de 2 días. La concentración permaneció alrededor del 47% de la carga promedio aplicada después de 3 días. El virus indicador y otros enterovirus se detectaron también esporádicamente, en pozos a 183 m de profundidad, en concentraciones que variaban de 4 - 8% del efluente aplicado.
Vaughan et al. (1978) llevaron a cabo un estudio sobre la presencia de virus humanos en aguas subterráneas recargadas con efluentes de los desagües de Long Island, Nueva York. Los lugares de recarga estaban ubicados en suelos de grava arenosa gruesa con 2 - 4% de limo. Se encontraron virus a profundidades hasta de 11 m, y a distancias que iban hasta 46 m del lugar de recarga. Se comprobó la existencia de virus en concentraciones entre 0 - 2.8 UFP/1 (unidades formadoras de placas), en cerca de 20 - 33% de las muestras de 40 litros recolectados. Edworthy et al. (1978) recuperaron virus en aguas subterráneas situadas a 15 m de profundidad, en un lugar de disposición de efluentes de desagües localizado en un acuífero de caliza. Las concentraciones de virus alcanzaban 63 UFP/1 en el nivel freático, pero no se les halló en los pozos perforados a 100 m de distancia. Se pudo comprobar también que ningún virus pudo penetrar la capa de 8 m de arenisca de un área en donde el agua de un río contaminado se utilizaba para la recarga de un acuífero (Edworthy et al. 1978).
Resulta bastante difícil extraer conclusiones en base a datos existentes sobre disposición de efluentes en el suelo, ya que las cargas hidráulicas que se aplican al mismo pueden ser mucho mayores que las de un sistema adecuadamente diseñado de disposición de excretas. En general, las concentraciones virales en el efluente que llegaba hasta el nivel freátíco fueron muy reducidas (superiores al 95% de eliminación), si bien es necesario que el espesor de la zona no saturada sea considerable para lograr este grado de purificación (Cuadro 3.5). Una vez que han ingresado, los virus pueden viajar grandes distancias con el flujo del agua subterránea. Por ejemplo, en una investigación realiza en Nueva Zelanda (Noonan y McNabb, 1979) se detectaron organismos indicadores (bacteríófagos T4) a 920 m de distancia del punto de inyección, en un flujo muy rápido de aguas subterráneas, en gravas aluviales. La tasa de desplazamiento de los virus era de unos 300 m/d, lo cual pudo confirmarse en un estudio similar que utilizó indicadores bacteriológícos en el mismo sitio (Pyle et al. 19