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. 1979).
Capítulo 4: Contaminación del agua subterránea por nitratos
4.1 Distribución Natural de los Nitratos
Los nitratos presentes tanto en el suelo como en las aguas subterráneas son resultado de la degradación mícrobiana de sustancias orgánicas nitrogenadas (como proteínas) en iones amónicos (NH4+), que luego son biológicamente oxidados hasta convertirse en nitritos y nitratos en un proceso de dos etapas:
2 NH4+ + 2 OH + 3 02 a 2 N02 + 2 H+ + 4 H20 (1)
2 N02- + 02 = 2 N03- (2)
Esas dos reacciones corren a cargo de diferentes bacterias: de la reacción (1) se encargan las nitrosomonas; y de la reacción (2) las nitrobacterías. Ambos organismos son químolitotrofos aeróbicos.
4.2 Fuentes Vinculadas a la Actividad Humana
Las principales fuentes de nitratos en la zona rural son las relativas a los desechos de granjas y a ciertas prácticas de evacuación de excretas humanas. Los desechos animales son ricos en sustancias nitrogenadas que pueden convertirse en nitratos, y este problema que se agudiza cuando las actividades pecuarias son intensivas, como en el caso de los corrales de engorde (Adriano et al. 1971). La cantidad de nitrógeno en los desechos humanos se calcula en unos 5 kg por persona al año. Por otra parte, los iones amónicos de los efluentes se pueden convertir rápidamente en nitratos y penetrar líbremente en el subsuelo.
Asimismo, el uso cada vez más generalizado de fertilizantes en las actividades agropecuarias se elevó de 15.8 eillones de toneladas como N en 1962 a 42.3 millones en 1975, lo cual indirectamente ha contribuido a elevar las concentraciones de nitratos en las aguas subterráneas situadas debajo de zonas de intenso cultivo agrícola (Nightingale, 1972; Foster, 1976; Foster y Young, 1980); en el caso de las praderas, sólo ocurre una marcada lixiviación de nitratos si han recibido abundantes fertilizantes.
Woodward et al. (1961) atribuyeron al uso difundido de tanques y fosas sépticas la contaminación de las aguas subterráneas por nitrato, en áreas que no contaban con sistemas de desagües en Minnesota, EUA. En una revisión pormenorizada de la literatura técnica sobre tanques sépticos y su impacto sobre el medio ambiente y la salud pública (Patterson et al. 1971), se encontró que el pobre desempeño de los tanques sépticos llevaba a recomendar el uso de otros métodos de disposición de desechos en las zonas densamente pobladas, para evitar la contaminación de las aguas subterráneas. Brooks y Cech (1979) constataron que la contaminación por nitrato de las aguas subterráneas se había generalizado en extremo en las zonas rurales de Texas, EUA.
Walker et al. (1973b) calcularon que en Wisconsin, EUA, el promedio de nitrógeno que llega hasta el agua subterránea cada año es de unos 7.5 kg, en el caso de una familia de 4 personas que descargue sus tanques sépticos en suelos arenosos, o 35-40% del total depositado. En las condiciones hidrogeológicas de Long Island, Nueva York, EUA, se calcula que esta proporción es menor de 25% (Andreoli et al., 1979), pero en estudios realizados en las islas Bermudas del Atlántico, con fosas sépticas que recibían una fuerte carga hidráulica la cifra fue de 50-60%.
En el Cuadro 4.1 se indica la proporción de nitrato extraído a un determinado espesor de suelo, que se señala en cada caso, y cuya proporción no es necesariamente la misma que llega a las aguas subterráneas. A pesar de las diferencias entre todos estos datos, es evidente que la lixiviación de nitrato en las aguas subterráneas representa un serio problema de contaminación, especialmente en las zonas densamente pobladas, dado que el único mecanismo activo para reducir la concentración de nitrato es diluyendolo en el flujo regional de aguas subterráneas. Para ello, sería necesario disponer de áreas relativamente extensas, a fin de mantener las concentraciones en menos de 10 mg de N03-N/1.
En una zona habitacional de baja renta, densamente poblada, de Delaware, EUA, pudo constatarse que la contaminación de las aguas subterráneas por nitrato constituía un problema particularmente grave (Robertson, 1980). El área no estaba dotada de un sistema de alcantarillado, por lo que el uso de tanques sépticos era intensivo; 28% de las muestras de agua recogidas en la zona presentaban una concentración superior a 17 mg N03-N/1, con una tasa de recarga, en suelos arenosos y bien drenados, de 535 mm/año.
Hutton et al. (1976) atribuyeron la grave y extendida contaminación por nitratos de aguas subterráneas de poca profundidad, en la región oriental de Botswana, a la contaminación originada en las fosas secas. Las concentraciones de 50 mg N03-N/1 o más eran comunes en las fuentes de agua potable ubicadas dentró de los limites de los poblados. Lewis et al. (1980) llevaron a cabo un estudio hidrogeológico en la vecindad de un pozo de captación de agua potable, en extremo contaminado, que presentaba una concentración de nitratos superior a 135 mg de N03-N/l. Los resultados de este estudio (Figura 4.1) demostraron que las fosas secas habían provocado una significativa concentración de sustancias nitrogenadas en el suelo y rocas circundantes, y desde ahí las partículas de nitrato se lixiviaban intermitentemente, con las infiltraciones pluviales. Estos autores calcularon que la masa total de nitrógeno fácilmente oxidable, en una columna de suelo que iba desde la superficie hasta el lecho rocoso en los lugares inmediatamente vecinos a una fosa, fue de 0.1-0.5 kg de N/m2.
Los datos consignados por Cook y Das (1980) en un estudio de caso sobre la contaminación de las aguas subterráneas en un poblado de la India Central indicaban la clara emanación de nitratos desde la zona habitada (Figura 4.2). En dirección del flujo del agua subterránea de los pozos la contaminación fue de 30 a 100 mg de N03-N/l, como resultado de la acción de los habitantes y animales del poblado. El poblado estaba situado en una zona donde la tasa de precipitación era elevada
Figura 4.1: Corte hidrogeológico que indica la acumulación de nitratos
en el suelo alrededor de una fosa
seca (Lewis et al. 1980)
(1000-1500 mm/año), pero se estimó que sólo restaban unos 50 mm/año para recarga subterránea.
Lo anterior sirve para evidenciar que la contaminación par nitratos del agua subterránea situada a poca profundidad, es un problema serio cuando las instalaciones sanitarias están aglomeradas, especialmente en las zonas áridas con baja tasa de infiltración.
Lewis et al. (1980) observaron que las aguas subterráneas contaminadas y ricas en nitratos también presentaban elevadas concentraciones de calcio y magnesio, es decir, una mayor dureza. Un fenómeno similar pudo apreciarse en los datos compilados par Cook y Das (1980). Se cree que esto sea causado par el proceso de nitrificación que produce Tones de hidrógeno, los cuales pueden disolver una mayor cantidad de sustancias carbonatadas presentes en el suelo (Andreoli et al. 1979).
Se está prestando una creciente atención a los suelos como medios de disposición para efluentes que provienen de sistemas secundarios de desagües y otros desechos líquidos, en tanto los procesos químicos y biológicos naturales pueden servir como agentes de purificación. La eliminación de nitrógeno puede llegar hasta el 90% en efluentes de desagües secundarios (Cuadro 4.1), y el nitrógeno así extraído puede preservarse en el suelo mismo o dispersarse en la atmósfera; esto a partir de procesos tales como la desnitrificación biológica, la volatización amónica par aeración, la adsorción de iones amónicos, la fijación par materia orgánica, y la incorporación al protoplasma microbiano (Lance, 1972). El nitrógeno que permanece en el suelo con el tiempo llegará hasta las aguas subterráneas, ya sea como nitrato o como íón amónico, dependiendo de la cantidad de oxígeno disponible.
Figura 4.2: Pluma de contamianción de aguas subterráneas por
nitratos
alrededor de un poblado rural (Cook y Das. 1980)
Cuadro 4.1
Formas de eliminación del nitrógeno durante la disposición
de efluentes en el suelo
5.1 Grados de Vulnerabilidad a la Contaminación
Hasta el momento no ha sido posible establecer normas respecto a la distancia segura entre un pozo de captación de agua potable y una instalación sanitaria local. Es necesario identificar en cuáles perfiles y medios hidrogeológicos la separación "tradicional" de 15 m (a) puede ser reducida; (b) es aceptable; (c) implica un alto riesgo frente al cual se requerirá de una consultoría especializada. En ese sentido, es esencial monitorear las aguas subterráneas al menos durante las etapas iniciales de los proyectos de sistemas sanitarios de disposición local; este monitoreo deberá diseñarse adecuadamente para detectar pronto todo impacto en las aguas subterráneas.
Para el establecimiento de dichas normas, es fundamental hacer primero una clasificación de los medíos hidrogeológicos. Dados los complejos factores involucrados y la importancia de precisar las consideraciones hidrogeológicas, cabe preguntarse por qué habría que intentar una clasificación. Sería más lógico tratar cada lugar en base a sus características individuales. Sin embargo, los esquemas de saneamiento de bajo costo obligan a eliminar la posibilidad como rutina de costosas investigaciones hidrogeológicas de campo.
Es evidente que toda clasificación deberá ser compatible con los datos de que dispongan los técnicos de ingeniería sanitaria en los archivos locales de los organismos públicos, o que puedan obtenerse en base a manuales simples. Tales datos, generalmente, deberán consignar to siguiente:
(a) Detalles relativos a los sistemas existentes de
utilización de agua, especialmente donde haya sistemas de captación
de agua subterránea (pozos o manantiales), o donde las tuberías
de distribución estér situadas debajo del nivel freático
local.
(b) Carácter general de los acuíferos y grado de
confinamiento del agua subterránea, es decir, el espesor y la naturaleza de
las capas de suelo entre el mismo y el nivel freático o el nivel
de toma de los pozos.
(c) Detalles de las unidades sanitarias locales propuestas,
incluyendo la profundidad de excavación, las características del
efluente y la carga hidráulica máxima.
(d) Profundidad de la napa freática en épocas de mayor nivel.
(e) Naturaleza de las capas que forman el perfil de la zona
no saturada, incluyendo tamaño de grano, proporción de
minerales arcillosos contenido natural de humedad.
(f) Aspectos topográficos del área circundante.
(g) Promedio anual de precipitación pluvial, cálculo del
promedio anual del exceso de precipitación pluvial, y en lo posible,
cálculo de la intensidad máxima de precipitación pluvíal.
En consideración de los principios del transporte de contaminantes en los sistemas acuíferos subterráneos, se pueden identificar los siguientes parámetros claves para determinar a la vulnerabilidad a contaminación microbiana:
(a) El espesor de la zona permanentemente no saturada
debajo de la base de instalación sanitaria local y la naturaleza de
los suelos y rocas que la componen.
(b) El grado de confinamiento y el carácter de los acuíferos de donde se obtiene el agua subterránea.
La situación aparece ilustrada en la Figura 5.1. La
distancia segura de separación entre un pozo de captación de agua y la instalación
sanitaria local (x) debería expresarse como una función de z1 y z2,
y el carácter fisicoquímico de las capas de suelo presentes en estos intervalos.
Otros parámetros importantes, que toda norma debería incluir, son la carga hidráulica
de la fosa y la tasa de bombeo del pozo. El gradiente hidráulico del acuífero también
puede ser significativo pero, en muchos casos, no es posible determinarlo con facilidad, y
por ello es un parámetro que no debería ser tenido en consideración. Finalmente, en las
aguas subterráneas de naturaleza anaeróbica, los patógenos virales pueden comportarse
de forma diferente a las bacterias indícadoras, pero no se considera práctico incluir un
parámetro indicativo del estado de oxigenízación del agua subterránea en la
formulación de las normas respectivas.
En la Figura 5.2 se presenta una norma preliminar, desarrollada en forma de algoritmo, la cual se refiere sólo a pozos poco profundos en acuíferos no confinados. Se le presenta sólo con propósitos de discusión, ya que se necesita mayor información para consolidarla y hacerla más extensiva. Tal información deberá recogerse a través de investigaciones detalladas de campo, y a través del monitoreo rutinario de esquemas de saneamiento básico local.
Entre los parámetros principales mencionados se encuentran
el carácter del suelo y de las rocas que forman la zona no saturada, la zona saturada y
las capas confinantes de los acuíferos. Las características respectivas (tamaño de los
poros, relación entre tensión y conductividad hidráulica vertical, conductividad
hidráulica saturada, etc.) son difíciles y
costosas de medir. Por lo tanto, al establecer las normas, deberá agruparse una amplia
gama de suelos y rocas naturales, en base a criterios relativamente sencillos.
Figura 5.1: Cortes esquemáticos que muestran formas
típicas de contaminación (a) acuífero no confinado con nivel freático
profundo; (b) acuífero no confinado con nivel freático estacionalmente poco profundo;
(c) acuífero semiconfinado;
y (d) acuífero confinado
Figura 5.2: Algoritmo preliminar para determinar la
separación entre instalaciones sanitarias locales y captaciones de agua
subterránea en diversas condiciones hidrogeológicas
También se intentó clasificar los suelos y rocas en base a su relativa vulnerabilidad a la contaminación mícrobiana. Sin embargo, todo tipo de agrupamiento o clasificación, no puede estar completamente integrado y libre de ambigüedad. Es fundamental la subdivisión vertical (Figura 5.3), hecha en base al grado de consolidación. La presencia de físuras o fracturas en las rocas consolidadas favorece la vulnerabilidad a la contaminación. Su aparición par to general, está relacionada a una mayor conductividad hidráulica en rocas con carbonatos y algunas rocas de tipo volcánico, en vez de rocas ácidas o solíceas. Como base, se podría utilizar una clasificacíón descriptiva y genética de los suelos, sedimentos y rocas. Se especificaría el tamaño de to granos y su carácter mineral, lo cual, a primera vista, podría aplicarse más consistentemente, pero en tanto la clasificación genética refleja mejor factores tales como estratificación y estructura, que son importantes en el presente contexto, se decidió adoptar un sistema híbrido. La mayoría de suelos agrícolas fueron suprimidos de esta clasificación, pues su espesor normalmente no basta para encontrarlos debajo de la base de excavación de las instalaciones sanitarias locales.
Figura 5.3: Clasificación desuelos y rocas según su vulnerabilidad relativa a la contaminación microbiana
5.2 Reducción de los Problemas de Contaminación Microbiana
En las zonas en donde las condíciones hídrogeológícas sean inadecuadas para instalar sistemas sanitarios locales, se pueden modificar las fosas y/o los diseños de captación de agua subterránea, para así minimízar los riesgos de contaminación microbiana. Estas modificaciones consisten en:
(a) Minimizar la carga hidráulica de las fosas aumentando
el área-base de las mismas y excluyendo las aguas servidas
domésticas.
(b) Maximizar el espesor de la zona no saturada disponible
para la purificación, elevando el nivel del suelo en el área de la
fosa (Figuras 5.6 y 5.7)
(c) Inducir mayores períodos de flujo de aguas
subterráneas, profundizando el revestimiento de los pozos. Esto sólo es viable
en ciertos acuíferos.
5.3 Control de la Contaminación por Nitratos
Los nitratos, una vez que penetran en el medio subterráneo, permanecen allí por un período largo o indefinido. Los factores que controlan el grado de contaminación por nitratos son:
(a) La eficiencia de los procesos de eliminación de
nitrógeno dentro y debajo de la fosa. Esto dependerá de la
conductividad hidráulica del suelo, la carga hidráulica de la
fosa, y de si existen condiciones anaeróbicas favorables a la
desnítrificación.
(b) La población que hace uso del sistema sanitario local y la densidad de las instalaciones sanitarias locales.
(c) La dilución por recarga hidráulica local y por flujo en acuíferos regionales, donde la concentración de nitratos sea menor.
(d) El tipo de desnitrifícación en la zona saturada. Sin
embargo, los factores que conducen a la desnitrificación pueden estar
relacionados al alto contenido de fierro, manganeso y otros
metales en las aguas subterráneas.
Los desechos humanos contienen unos 5 kg de N/cápita/año, en forma de amoníaco y de compuestos orgánicos complejos, los que rápidamente pueden convertirse en nitratos bajo condiciones anaeróbicas. No todo este nitrógeno alcanzará el nivel freático, ya que podría ocurrir una desnitrificación. Asimismo, la orina es responsable de cerca del 80% del nitrógeno excretado, aunque no toda llega a ser depositada en las fosas debido a que existen diferentes hábitos de micción. La relación teórica del insumo de nitrógeno (asumiendo que sólo un 10% sería lixiviado a las aguas subterráneas) y la probable concentración de nitrógeno en el agua que se infiltra a las aguas subterráneas se ilustran en la Figura 5.4. A decir verdad, el problema es harto más complejo, ya que el efecto puede ser diluyente cuando se descargan en el suelo grandes volúmenes de aguas residuales (por ejemplo agua de baño), con lo cual una proporción de nitrógeno mayor del 10% (hasta 60%) llega a ser oxigenizada y lixiviada en las aguas subterráneas.
La Figura 5.4 queda mejor ilustrada si se consideran datos extraídos recientemente del trabajo de campo. Por ejemplo: en un poblado de Botswana, Lewis et al. (1980) indicaron que 200 personas/ha hacían uso de 30 fosas secas, en un área de 3.2 ha, es decir, 65 personas/ha. Si sólo un 10% del total de nitrógeno excretado por estas personas se hubiera infiltrado en el nivel freático, el insumo total sería de casi 32 kg de N/año/ha.
El promedio anual de precipitación pluvial en el sureste de Botswana es de unos 500 mm, estimándose que 50 mm de este total llega a infiltrarse en el agua subterránea. De este modo, a partir de la Figura 5.4 puede deducirse que con 65 personas/ha y sólo 50 mm de infiltración existirá un grave problema respecto a la presencia de nitratos. Las concentraciones pueden exceder los 90 mg de N03-N/1, es decir, ser cuatro veces mayor que la admitida por la OMS. Concentraciones como éstas suelen encontrarse en las aguas subterráneas de los poblados de Botswana (Hutton, Lewís y Skinner, 1979). Además un área de 65 personas/ha no se considera que esté densamente poblada, sobre todo si se le compara con otras zonas de alta densidad demográfica en muchas partes del mundo, como ocurre en la India.
Figura 5.4: Estimación del efecto de las instalaciones
sanitarias in-situ sobre las concentraciones de N03-N en las aguas
subterráneas. Supuestos: a-generación de 5 kg N/per cápíta/año y 10 /per cápita/día
de efluente; b-sólo 10% de
N líxiviado a las aguas subterráneas; c-dilución sólo por la infiltración difusa y
efluente líquido
Para reducir la contaminación por nitrato conviene considerar algunos métodos para maximizar la desnitrificación natural. En recientes estudios sobre evacuación de efluentes de desagües sobre el suelo, se sugieren algunos métodos para alcanzar este objetivo. Por ejemplo, Gilbert et aí.(1979) y Lance et al. (1976) investigaron el efecto de la tasa de infiltración de los efluentes de desagües sobre la tasa de desnitrificación. La eliminación de nitrógeno aumentó exponencialmente al reducirse la tasa de ínfiltración de 350 a 150 mm/d, lo que permitió que los nitratos formados durante los períodos de sequía se mezclasen con los efluentes del desagüe durante los períodos subsiguientes de inundación (Figura 5.5). En este caso, prevalecen las condiciones anaeróbicas, y en la ausencia de oxígeno, las bacterias desnitrificantes del efluente y el suelo utilizan y reducen los nitratos.
Figura 5.5: Influencia de las tasas de ínfiltración sobre
la elimínación de nitrógeno en columnas de suelo inundados cada 9
días con efluentes de desagües secundaríos y secados durante 5 días (Gilbert et al.,
1979)
Gilbert et al. (1979) encontraron que al añadir una fuente de carbono (glucosa a 200 mg C/1) se producía un 80% de eliminación del nitrógeno en tasas de infiltración hasta de 400 mm/d (Figura 5.5). Para favorecer la desnitrificación, es necesario que exista una elevada relación de C : N, por lo que debió añadirse una fuente extra de carbono, pues la tasa del efluente de los desagües secundarios era desfavorable. De este modo se puede inducir la desnitrifícacíón en las fosas de cámara doble, mediante simples modificaciones en el uso: por ejemplo, alternando las cámaras usadas. La relación C : N más elevada que se halló en el efluente bruto, sería la más favorable para la desnitrificación. La mayor desventaja de este método consiste en que el use alternado de la fosa, no permite que su contenido seque a largo plazo, lo cual lo volvería menos ofensivo para manejarlo cuando se vacía la fosa.
5.4 Utilización de los Sistemas Sanitarios de Disposición Local
Es muy importante determinar la utilización práctica de cualquier norma relativa a la separación entre las captaciones de agua subterránea y las instalaciones sanitarias locales. Desde el punto de vista social, conviene considerar la provisión de sistemas sanitarios a nivel de unidad habitacional o familiar. Sin embargo, en todos los asentamientos humanos, con excepción de aquellos escasamente poblados, las dimensiones de los lotes son relativamente pequeñas. De este modo, se debe reconocer que al adoptar normas se estará excluyendo la posibilidad de retener o construir sistemas privados de captación de agua subterránea. Por lo tanto, paralelamente a la introducción de sistemas sanitarios locales, se deberá requerír siempre el cierre de los pozos privados de captación de agua y la provisión de los abastecimientos comunales.
Excepto en aquellos casos en donde las condiciones del nivel freático lo impidan, los pozos tubulares de la comunidad que cuenten con sistemas de bombeo manuales, y estén distribuidos adecuadamente en todo el asentamiento, serían la forma más aconsejable do abastecimiento de agua. En los medios hidrogeológicos que permitan una profunda penetración y un recorrido lateral de contaminantes microbianos, la colocación de tales instalaciones deberá ser estudiada cuidadosamente. En los casos en que ambas tecnologías resulten imcompatibles, dado el alto riesgo de contaminación de las aguas subterráneas, generalmente es preferible buscar una forma alternativa de abastecimiento de agua, antes que una de saneamiento. Sin embargo, los sistemas alternativos de dotación de agua casi invariablemente requerirán de algunos sistemas de reticulación. La confiabilidad y facilidad de mantenimiento de esta planta deberá ser objeto de la mayor consideración a fin de asegurar que el abastecimiento sea continuo.
De lo anterior se desprende la importancia de evaluar en forma integral los sistemas sanitarios y de abastecimiento de agua, junto con una revisión general de las redes que distribuyen el agua a la totalidad de los asentamientos humanos, durante la fase de planeamiento de los sistemas sanitarios locales. Un enfoque poco sistemático en cuanto a la dotación de los sistemas sanitarios dificultará enormemente la protección de las fuentes de abastecimiento de agua subterránea.
Figura 5.6: Fosa seca elevada para uso en zonas con alto riesgo de contaminación del agua subterránea
Figura 5.7: Letrina con descarga
manual modificada para uso en zonas
con alto riesgo de
contaminación del agua subterránea
Capítulo 6: Conclusiones
6.1 Diagnóstico General
(a) Existe escasa información sobre la contaminación de
aguas subterráneas en los países en desarrollo. La mayoría de
los estudios de campo se limitan a determinar cuáles son las
condiciones más adecuadas para la instalación de los
sistemas sanitarios locales, principalmente los de sedimentos de
granulación fina. Es de primera importancia obtener
más información respecto a otras condiciones hidrogeológicas.
(b) Los estudios sobre contaminación de aguas
subterráneas por los efluentes de tanques sépticos constituyen la fuente
principal de información sobre el tema. Sin embargo, las
diferencias de diseño y construcción de los mismos respecto a
los sistemas sanitarios de menor bajo costo pueden ser bastante
significativas.
(c) El suelo y las capas no consolidadas constituyen un
medio muy eficaz para la purificación microbíológica de los
efluentes sanitarios. En ese sentido, la zona no saturada és la
línea de defensa más eficaz contra la contaminación de
acuíferos subyacentes. Pero debe señalarse que esta
característica no es común a todos los suelos, y que existe un
significativo riesgo de contaminación de las aguas subterráneas
en diversas condiciones hidrogeológícas. Además, bajo
cualquier condición hidrogeológica, existe una alta
probabilidad de que las aguas subterráneas resulten contaminadas
con nitratos, sobre todo cuando los sistemas sanitarios de bajo
costo se instalan con un trazado demasiado compacto.
(d) La experiencia práctica también ha demostrado que
existe riesgo de contaminación cuando las redes de distribución del
agua potable están encuentren situadas debajo del nivel
freático, en suelos contaminados con efluentes sanitarios, y
están sujetas a una intermitente despresurización.
(e) Aún no se han formulado normas de diseño para
proyectos de sistemas sanitarios locales que sirven para minimízar la
contaminación del agua subterránea. En este contexto, es necesario
efectuar en prímera instancia una clasificación de
las condiciones hidrogeológicas en base a su vulnerabilidad a la
contaminación.
(f) Resulta muy difícil establecer normas para una segura
separación natural entre las captaciones de agua subterránea y
las instalaciones sanitarias de disposición local. Esto debido a
múltiples factores, tales como la complejidad del flujo de
aguas subterráneas y las díferencias de permeabilidad en la mayoría
de los acuíferos.
6.2 Contaminación por Bacterias y Virus
(a) El factor principal en la remoción y eliminación de
bacterias y virus es la maximización del tiempo de permanencia del
efluente en la zona no saturada.
(b) Una vez iniciado el proceso de obstrucción de los
macroporos alrededor de las fosas, los procesos de eliminación se ven
favorecidos debido a que la infiltración ocurrirá sólo a
través de los poros más pequeños del suelo o roca, al intensificarse
el contacto entre el medio y el líquido.
(c) En general, el riesgo de contaminación fecal del agua
subterránea es mínimo cuando el espesor de la capa del suelo no
saturado (debajo de la base de la fosa) es superior a 2 m - la
carga hidráulica no excede de 30 mm/d, y las partículas del
suelo inferiores a 1 mm/d.
(d) El riesgo de contaminación aumenta significativamente
cuando la carga hidráulica es mayor, sobre todo en suelos
heterogéneos. Es necesario profundizar los estudios de
investigación sobre este aspecto y también sobre el diseño de
fosas que permitan reducir la carga hídráulica en las letrinas
de descarga manual.
(e) Existe mayor probabilidad de contaminación del agua
subterránea en las zonas donde el nivel freático y/o el lecho rocoso
son poco profundos. En los diseños de fosas de uso más común
se requiere remover de 1.0-1.5 m del suelo, por lo cual
aumenta las probabilidades de contaminación en las zonas de alto
riesgo.
(f) Las fisuras y fracturas de las formaciones rocosas
permiten un rápido transporte de los contaminantes hacia el agua
subterránea, con poca o ninguna eliminación. Los macroporos del suelo
también pueden comportarse de manera similar
al ser sometidos a cargas hidráulicas elevadas.
(g) Las bacterias y virus que penetran en la interfase
obstruida de las fosas pueden sobrevivir por largos períodos,
especialmente en suelos húmedos, al quedar ínmovilizados por la
adsorción. Las intensas precipitaciones pluviales
causan su. desprendimiento, con lo cual se produce un repentino
aumento de la contaminación microbiana de las aguas
subterráneas.
(h) Se ha observado que en la zona saturada las bacterias y
los virus se desplazan con el flujo del agua subterránea por
varios cientos de metros. La distancia máxima de su recorrido se
determina principalmente por la velocidad del flujo.
(i) Los experimentos de laboratorio indican que es posible
que las bacterias sobrevivan por períodos superiores a los 100
días, mientras que los estudios de monitoreo en el campo señalan que
la extensión que permite detectar a los
microorganismos corresponde a la distancia que recorre el agua
subterránea en un período de sólo unos 10 días. Aún no
se ha logrado establecer si esta discrepancia se debe a que la
eliminación de los microorganismos es más rápida en los
suelos, o a otros factores tales como dispersión en el flujo de las
aguas subterráneas, una menor concentración inicial, o
insensibilidad de los métodos de detección.
(j) El número de bacterias en la zona saturada disminuye
principalmente por extinción, y su recorrido se ve limitado por la
adsorción y por la filtración física en formaciones de
granulometría muy fina.
(k) Los virus potencialmente son más peligrosos que las
bacterias, dado que su presencia en pequeñas concentraciones
basta para causar enfermedades infecciosas. No se cuenta con
suficiente información acerca del riesgo potencial de
contaminación viral del agua subterránea como consecuencia de
la construcción de sistemas sanitarios locales.
(l) Aún no se conocen a fondo los mecanismos para
disminuir el riesgo de infección viral, si bien se sabe que la eliminación
por bacterias y/o los daños físicos de las sustancias virales
guardan relación con las condiciones del medio subterráneo.
(m) Los virus entéricos pueden estar presentes en las
aguas subterráneas que muestran poca o ninguna señal de
contaminación bacteríana, especialmente en condiciones
anaeróbicas.
6.3 Contaminación por Compuestos Nitrogenados
(a) El uso difundido de sistemas sanitarios de disposición
local da lugar, casi inevitablemente a grandes incrementos en la
concentración de nitratos en los acuíferos subyacentes, lo cual
tiende a que los niveles sean superiores a los
recomendados por la OMS para el agua potable.
(b) Se cree que las concentraciones elevadas de nitratos
guardan relación con un aumento en la incidencia de
metahemoglobinemía en los niños pequeños, y que las
concentraciones mayores posiblemente estén vinculadas a
afecciones carcinogénicas en el hombre. Sin embargo, la
evidencia disponible sobre las concentraciones críticas a este
respecto es escasa y a veces confusa. Por to tanto, es de
fundamental importancia profundizar las investigaciones
médicas para esclarecer el tipo de relación existente.
(c) Bajo condiciones hidrogeológícas anaeróbicas, los
amoníacos, y no los nitratos, serían las formas de nitrógeno de mayor
desplazamiento en el rnedio subterráneo; en este caso la
contaminación de las aguas subterráneas con amoníaco puede
ocurrir largo tiempo después de construidas las fosas sépticas.
(d) Son de especial importancia los experimentos con
métodos de inducción artificial para mayores casos de desnitrífícación
en las instalaciones sanitarias locales, a fin de reducir el
grave problema de contaminación de las aguas subterráneas
con nitratos, lo cual suele ocurrir cuando tales instalaciones se
construyen en lugares densamente poblados.
Referencias
ADRIANO, C.C., D.F. PRATT y S.E. BISHOP. 1971. Fate of inorganic forms of nitrogen and sat from land disposed manures from dairies. En: Livestock Waste Management and Pollution Abatement. Proceedings of the 2nd Int. Symposium on Livestock Wastes, American Society of Agricultural Engineers Proceedings No. 271.
AKIN,E.W., W.HY. BENTON y W.F. HILL. 1971. Enteric viruses in ground and surface waters: A review of their ocurrence and survival. Proc. 13th Water Quality Conference, Virus and Water Qual. Ocurrence and Control. Univ. Illinois.
ALLEN, M.J. y S.M. MORRISON. 1973. Bacterial movement through fractured bedrock. Groundwater 11 (2), 6-10.
ANDREOLI, A., N. BARTILUCCI, R. FORGIONE y R. REYNOLDS. 1979. Nitrogen removalin a subsurface disposal system. Journal of Water Pollution Control Federation 51 (4), 841-854.
AULENBACH, D.B., T.P. GLAVIN y J.A. ROMERO ROJAS. 1974. Protracted recharge of treated sewage into sand. Part I - Quality Changes in Vertical Transport through the Sand. Groundwater 12 (3) 161-169.
BAARS, J.K. 1957. Travel of pollution, and purification en route, in sandy soils. Bulletin World Health Organization 16, 727-747.
BARREL, R.A.E. y M.G.M. ROWLAND. 1979. The relationship between rainfall and well water pollution in a West African (Gambian) village. Journal of Hygiene 83, 143-150.
BINNIE y PARTNERS. 1975. Water supply and sanitation for Male (Maldives). Final report.. Binnie y Partners Consulting Engineers, London.
BITTON, G., J.M. DAVIDSON y S.R. FARRAH. 1979. On the value of soil columns for assessing the transport pattern ofviruses through soils: A critical outlook. Water, Air and Soil Pollution 12,
BOUMA, J., J.C. CONVERSE y F.R. MAGDOFF. 1974. A mound system for disposal of septic tank effluent in shallow soils over creviced bedrock. En: Proceedings of the International Conference on Land for Waste Management, Agricultural Institute of Canada, Ottawa, Canada.
BOUMA, J., J.C. CONVERSE, R.J. OTIS, W.G. WALKER y W.A. ZIEBELL. 1975. A mound system for onsite disposal of septic tank effluent in slowly permeable soils with seasonally perchd water tables. Journal of Environmental Quality 4 (3), 382,388.
BOUMA, J., W.A. ZIEBELL, W.G. WALKER, P.G. OLCOTT, E. McCOY y F.D. HOLE. 1972. Soil absorption of septic tank effluent: A field study of some major soils in Wisconsin. Information Circular No. 20, Wisconsin Geology and Natural History Soil Survey. Univ. Madison, Wisconsin.
BRANDES, M. 1974. Studies on subsurface movement of effluent from private sewage disposal systems using radioactive and dye tracers. Part 1 y 2, Report No. 75. Ministry of the Environment, Toronto, Canada.
BROOKS, D. y I. CECH. 1979. Nitrates and bacterial distribution in rural domestic water supplies. Water Research 13, 33-41.
BROWN, K.W., H.W. WOLF, K.C. DONNELLY y J.F. SLOWEY. 1979. The movement of fecal coliforms and coliphages below septic lines. Journal of Environmental Quality 7 (1), 73-76.
BURGE, W.E. y N.K. ENKIRI. 1978. Virus adsorption by five soils. Journal of Environmental Quality 7 (1), 73-76.
BUTLER, R.G., G.T. ORLOB y P.H. McGAUHEY. 1954. Underground movement of bacterial and chemical pollutants. Journal of American Water Works Association 46 (2), 97-111.
CALDWELL, E.L. y L.W. PARR. 1937. Groundwater pollution and the bored hole latrine. Journal of Infectious Diseases 61, 148-183.
CALDWELL, E.L. 1937. Pollution flow from pit latrines when an impervious stratum closely underlies the flow. Journal of Infectious Diseases 61, 270-288.
CALDWELL, E.L. 1938a. Pollution flow from a pit latrine when permeable soils of considerable depth exist below the it. Journal of Infectious Diseases 62, 225-258.
CALDWELL, E.L. 1938b. Study of an envelope pit privy. Journal of Infectious Diseases 264-269.
CALDWELL, E.L. 1938c. Studies of subsoil pollution in relation to possible contamination of the groundwater from human excreta deposited in experimental latrines. Journal of Infectious Diseases 62, 272-292.
COOK, J.M. y D.K. DAS. 1980. SempraVillage - Case study of groundwater pollution in Central India Report No. WD/OS&80/16. Indo-British Betwa Groundwater Project. Overseas Development Administration, London, UK.
CUBBAGE, C.R., J.J. GANNON, K.W. COCHRAN y G.W. WILLIAMS. 1979. Loss of infectivity of poliovirus 1 in river water under simulated field condicionts. Water REsearch 13, 1091-1099.
DAPPERT,A.F. 1932. Tracing the travel and changes in composition of under ground pollution. Water Works and Sewerage 79 (8), 265-269.
DAZZO, F.G. y D.F. ROTHWELL. 1974. Evaluation of porcelain cup soil water samplers for bacteriological sampling. Applied Microbiology 27 (6). 1172-1174.
DOEHRING, D.O. y J.H. BUTLER. 1973. Hydrogeology of waterborne disease on the developing Yucatan Peninsula. Geological Society of American Abstracts 5 (7), 600.
DUBOISE, S.M., B.E. MOORE y B.P. SAGIK. 1976. Poliovirus survival and movement in a sandy forest soil. Applied and Environmental Microbiology 31 (4), 536-543.
DYER, B.R. y T.R. BHASKARAN. 1943. Investigation of groundwater polution, Part I: Determination of the direction and the velocity of flow of groundwater. Indian Journal of Medical Research 31, 231-243.
DYER, B.R., y T.R. BHASKARAN y C.C. SEKAR. 1945. Investigation of groundwater pollution, Part II: Soil characteristics in West Begal, India, at the site of groundwater pollution investigations. Indian Journal of Medical Research 33, 17-22.
DYER, B.R., T.R. BHASKARAN y C.C. SEKAR. 1945. Investigations of groundwater pollution, Part III: Groundwater pollution in West Bengal, India. Indial Journal of Medical Research 33, 23-62.
EDWORTHY, K.J. y R.A. DOWNING. 1979. Artificial groundwater recharge and its relevance in Britain. Journal of the Institution of Water Engineers and Scientists 33, 151-172.
EDWORTHY, K.J., W.B. WILKINSON y C.P. YOUNG. 1978. The effect of the disposal of effluents and sewage sludge on groundwater quality in the chalk of the United Kingdom. Progress of Water Technology 10 (5/6), 479-493.
FOSTER, S.S.D. 1976. The vulnerability of British groundwater resources to pollution by agricultural leachates. Ministry of Agriculture. Fisheries and Food Technical Bulletin No. 32, 68-91.
FOSTER, S.S.D y YOUNG C.P. 1980. Groundwater contamination due to agricultural land-use practices in the United Kingdom UNESCO-IHP Studies & Report in Hydrology Series: 30: 268-282.
FRASER, P., C. CHILVERS, V. BERAL y M.J. HILL. 1980. Nitrate and human cancer. A review of the evidence International Journal of Epidemiology 9 (1), 3-11.
FRASER, P. y C. CHILVERS. 1981. Health aspects of nitrate in drinking water. The Science of the Total Environment 18, 103-116.
GELDREICH, E.E., L.C. BEST, B.A. KENNER y D.J. VAN DONSEL. 1968. The bacteriological aspects of stormwater pollution. Journal of Water Pollution Control Federation 40 (11), 1861-1872.
GELDREICH,E.E. 1978. Bacterial population and indicator concepts in feces, sewage, stormwater and solid wastes. En: Berg G., Ed., Indicators of viruses in water and food, (51-97). Ann Arbor Science, Michigan.
GERBA, C.P. 1979. Pathogen removal from wastewater during groundwater recharge. Municipal Wastewater Reuse News 26, 20-23
GERBA, C.P. y J.C. LANCE. 1978. Poliovirus removal from primary and secondary sewage effluent by soil filtration. Applied and Environmental Microbiology 36 (2), 247-251.
GERBA, C.P., C. WALLIS y J.L. MALNICK. 1975. Fate of wastewater bacteria and viruses in soil. Journal of Irrigation and Drainage Division, American Society of Civil Engineers, 101 (IR3), 157-175.
GILBERT, R.G., J.C. LANCE y J.B. MILLER. 1979. Denitrifying bacteria populations and nitrogen removl in soil columns intermittently flooded with secondary sewage effluent. Journal of Environmental Quality 8 (1), 101-104.
GILBERT, R.G., C.P. GERBA, R.C. RICE, H. BOUWER, C. WALLIS y J.K. MELNICK. 1976. Virus and bacteria removal from wastewater by land treatment. Applied and Environmental Microbiology 32 (3), 333-338.
GOLDSHMID, J., D. ZOHAR, Y. ARGAMAN, y Y. KOTT. 1973. Effect of dissolved salts on the filtration of coliform bacteria in sand dunes.En: Advances in Water Pollution Research, Proceedings of the 6th International Conference held in Jerusalem 1972, pp. 147-155.
LOYAL, S.M. y C.P. GERBA. 1979. Comparative adsorption of human enteroviruses, simian rotavirus and selected bacteriophages to soils. Applied and Environmental Microbiology 38 (2), 241-247.
GREEN, K.M. y D.O. CLIVER. 1975. Removal of virus from septic tank effluent by columns. En: Home Sewage Disposal: Proceedings of National Home Sewage Symposium, American Society of Civil Engineers Pub. Proc. 175, 175, St. Joseph, Michigan.
HAGERDORN, C., D.T. HANSEN y G.H. SIMONSON. 1978. Survival and movement of fecal indicator bacteria in soil under conditions of saturare• flow. Journal of Environmental Quality 7 (1), 55-59.
HUTTON, L.C-., W.J. LEWIS y A.C. SKINNER. 1976. A report on nitrate contamination of groundwaters in some populated areas of Botswana. Geological Survey, unpublished report No. BGSD/8/76, Lobatse, Botswana.
HURST,C.J. 1979. Viral detection and persistence during the land treatment of sludge and wastewater. PhD thesis, Baylor College of Medicine, Houston, Texas.
KALBERMATTEN, J.K., D.S. JULIUS y C.G. GUNNERSON. 1980. Appropriate technology for Water Supply and Sanitation: Technical and economic options. Report of Transportation, Water, and Telecommunication Department, The World Bank, Washington.
KATZNELSON, E. 1978. Survival of viruses. En: Berg G., and E., Indicator of viruses in water and food (39-50). Ann Arbor Science, Michigan.
KESWICK, G.H. y C.P. GERBA. 1980. Viruses in groundwater. Environmental Science and Technology 14 (11), 1290-1297.
KIBBEY, H.J., C. HAGERDONRN y E.L. Mccoy. 1978. Use of fecal streptococci as indicators of pollution in soil. Applied and Environmental Microbiology 35 (4), 711-717.
KLIGLER, I.J. 1921. Investigation on soil pollution and the relation of the various type of privies to the spread of intestinal infections. Monograph No. 15. Theockfell Institute for Medical Research, New York.
KREISSL, J.F. 1978. Management of small waste flows. Small scale waste management project, University of Wisconsin, USA. US Environmental Protection Agency Report No. EPA-600/2-78-173.
KUDRYAVTSEVA, B.M. 1972. An experimental approach to the establishment of zones of hygienic protection of underground water sources on the basis of sanitary bacteriological indices. Journal of Hygiene. Epidemiology, Microbiology and Immunology 16, 503-511.
LAMANNA, C. y M.F. MALLETTE. 1965. Basic Bacteriology; it's Bíologican and Chemical Background. Chapter XI: Nutrition of Bacteria. Williams and Wilkins, Baltimore.
LANCE, J.C. 1972. Nitrogen removl by soil mechanisms. Journal of Water Pollution Control Federation 44 (7), 1352-1361.
LANCE, J.C. y C.P. GERBA. 1980. Poliovirus movement during high rate land filtration of sewage water. Journal of Environmental Quality 9 (1), 31-34.LANCE, J.C., F.D. WHISLER y J.L. MELNICK. 1976. Virus movement in soil columns flooded with secondary sewage effluent. Applied and Environmental Microbiology 32 (4), 520-526.
LANDRY, E.F., J.M. VAUGHN, Z.T. McHARREL y C.A. BECKWITH. 1979. Adsorption of enteroviruses to soil cores and their subsequent elution by artificial rainwater. Applied and Environmental Microbiology 38 (4), 6870-687.
LEFLER, E. y Y. KOTT. 1974. Virus retention and survival in sand. En:Virus survival in water and wastewater systems. Ed. by Malina, J.F. and B.P. Sagi, pp. 94-101. Centre for Research in Water Resources. University of Texas, Austin.
LEWIS, W.J., J.L. FARR y S.S.D FOSTER. 1980. The pollution hazard to village water supplies in eastern Botswana. Proceedings of the Institution of Civil Engineers, 69 Part 2, 281-293.
MARA, D. y R.G. FEACHEM. 1980. Technical and public health aspects of low-cost sanitation programme planning. Journal of Tropical Medicine and Hygiene 83, 229-240.
MARTIN, G.N. y M.J. NOONAN. 1977. Effects of domestic wastewaterdisposal by land irrigation on groundwater quality of the Central Canterbury Plains. Water and Soil Technical Publication No. 7 National Water and Soil Conservation Organization, Wellington, New Zealand.
MAGDOFF, F.R., D.R. KEENEY,J. BOUMA y W.A. ZUEBELL. 1974. Columns representing mound-type disposal systems for septic tank effluents: II. Nutrient transformations and bacterial populations. Journal of Environmental Quality 3 (3), 229-240.
MARZOUK, Y., S.M. GOYAL y C.P. GERBA. 1979. Prevalence of enteroviruses in groundwater of Israel. Groundwater, 17 (5), 487-491.
McFETERS, G.A., G.K. BISSONNETTE, J.J. JEZESKI, C.A. THOMSON y D.G.STUART. 1974. Comprative survival of indicator bacteria and enteric pathogens in well water. Applied Microbiology. 27 (5), 823-829.
McNABB, J.F., W.J. DUNLAP y J.W. KEELYE. 1977. Nutrient, bacterial and virus control as related to groundwater contamination. U.S. Environmental Protection Agency Report No. 600/8-77-010.
MILLER, D.W. y M.R. SCALF. 1974. New priorities for groundwater quality protection. En: Proceeding of Second National Groundwater Quality Symposium, Denver, Colorado, setiembre 1974.
MIRZOEV, G.G. 1968. Extent of survival of Dysentery bacilli at low temperatures and self-disinfection of soil and water in the far north. Hygiene and Sanitation 31, 437-439.
MITCHELL, R. y CH. CHAMBERLAIN. 1978. Survival of indicator organisms. En: Berg., Ed., Indicators of viruses in water and food, (15-37). 'Ann Arbor Science, Michigan.
NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES. 1977. Drinking water and health. Safe drinking water committee. National Academy of Sciences, Washington, D.C.
NEEFE, J.R. y J. STOKES. 1945. An epidemic of infectious hepatitis apparently due to a waterborn agent. Journal of the American Medical Association 128 (15) 1063-1075.
NIEMI, M. 1976. Survival of Escherichia coliphage T7 in different water types. Water Research 10, 751-755.
NIGHTINGALE, H.I. 1972. Nitrates in soil and groundwater beneath irrigated and fertilized crops. Soil Science 114 (4), 300-311.
NOONAN, M.J. y J.R. McNABB. 1979. Contamination of Canterbury groundwater by viruses. En: The Quality and movement of groundwaters in alluvial aquifers of New Zealand (Ed. by Noonan M.J.), Technical Publication Number 2, Department of Agricultural Microbiology, Lincoln College, Canterbury, New Zealand.
0'BRIEN, R.T. y J.S. NEWMAN. 1977. Inactivation of polioviruses and coxsackie viruses in surface water. Applied and Environmental Microbiology 33 (2), 334-340.
PATTERSON, J.W., R.A. MINEAR y T.K. NEDVED. 1971. Septic tanks and the environment. Illinois Institute of Technology, Chicago. Illinois Institute for Environmental Quality Report No. II EQ 71-2.
POYNTER, S.F.B. y J.S. SLADE. 1977. The removal of viruses by slow and filtration. Progress Water Technology Report No. 9. 75-88.
PYLE, B.H., L.W. SINTON., M.J. NOONAN y J.F. McNABB. 1979. The movement of micro-organisms in groundwater. Proceedings of New Zealand Institution of Engineers Technical Group on Water, Groundwater Symposium, Victoria University, Wellington, New Zealand.
PYLE, B.H. y H.R. THORPE. 1979. Evaluation of the potential for microbiological contamination of an aquifer using a bacterial tracer. Groundwater Pollution Conference, Australian Water Resources Council, Perth, Australia.
RARE, T.M., C. HAGERDORN, E.L. McCOY y G.F. KLING. 1978. Transport of antibiotic-resistant Escherichia coli through Western Oregon hillslope soils under conditions of saturated flow. Journal of Environmental Quality 7 (4), 487-494.
RENEAU, R.B. y PETTRY. 1975. Movement of coliform bacteria from septic tank effluent through selected coastal plain soils of Virginia. Journal of Environmental Quality 4 (1), 41-33.
ROBERTSON, F.N. 1980. Evaluation of nitrate in the ground water in the De laware Coastal Plain. Groundwater, 17 (4), 328-337.
RYBCZYNSKI, W., CH. POLPRASERT y M. McGARRY. 1978. Low-cost technology options for sanitation: A state-of-the-art review and annotated bibliography. Report IDRC-102e. International Development Research Centre, Ottawa, Canada.
SCALF, M.R., W.J. DUNLAP y J.F. KREISSL. 1977. Environmental effects of septic tank systems. U.S. Environmental Protection Agency Report No. EPA-600/3-77-096.
SCHAUB, S.A. y B.P. SAGIK. 1975. Association of enteroviruses with natural and artificially introduced colloidal solids in water and infectivity of solids-associated virons. Applied Microbiology 30 (2), 212-222.
SCHAUB, S.A., C.A., SORBER y G.W. TAYLOR. 1974. The association of enteric viruses with natural turbidity in the aquatic environment.En: Virus survival in water and wastewater systems.(Ed. by Malina J.F. and B.P. Sagi), pp. 71-83. Centre for Research in Water Resources, University of Texas, Austin.
SCHAUB, S.A. y C.A. SORBER. 1977. Virus and bacteria removal from waste water by rapid infiltration through soil. Applied and Environmental Microbiology 33 (3), 609-619.
SHUVAL, H.I. y N. GRUENER. 1977. Health effects of nitrates in water. U.S. Environmental Protection Agency Report No. EPA-600/1-77-030, Cincinnati, Ohio.
SIMONS, A.P. y F.R. MAGDOFF. 1979. Disposal of septic tank effluent in mound and sand filter-trench systems on a clay soil. Journal of Environmental Quality 8 (4), 469-473.
SRIDHAR, M.K.C. y S.C. PILLAI. 1973. Pollution of groundwater at Bangalore. Proceedings of Symposium on Environmental Pollution 1973, 59-68.
STARR, J.L. y B.L. SAWHNEY. 1980. Movement of nitrogen and carbon from a septic system drainfield. Water, Air and Soil Pollution 13, 113-123.
STUMM, W. y J.J. MORGAN. 1981. Aquatic Chemistry. John Wiley and Sons, New York.
SUBRAHMANYAN, K. y T.R. BHASKARAN. 1980. The risk of pollution of groundwater from borehole latrines. Indian Medical Gazett 85 (9), 418423.
TERRY, R.E. y R.L. TATE III. 1980. Effect of flooding on microbial activi ties in organic soils: Nitrogen transformation. Soil Science 129 (2), 88-91.
THORPE, H.R. 1979. Movement of contaminants into and through the Heretaun ga Plains aquifer, Hawkes Bay, New Zealand. Groundwater Pollution Conference, Australian Water Resources Council, Perth, Australia.
VAN DER VELDE, T.L. 1973. Poliovirus in a water supply Journal of American Water Works Association 63 (5), 345-346.
VAUGHN, J.M., E.F. LANDRY, L.J. BARANOSKY, C.A. BECKWITH, M.C. DAHL y N.C.DELIHAS. 1978. Survey of human virus occurence in wastewater recharged groundwater on Long Island. Applied and Environmental Microbiology 36 (1), 47-51.
VIRARAGHAVAN, T. y R.G. WARNOCK. 1976. Efficiency of a septic tile system. Journal of Water Pollution Control Federation 48 (5),934-944.
VIRARAGHAVAN, T. 1978. Travel of micro-organisms from a septic tile. Water, Air and Soil Pollution 9, 355-362.
VOGT, J.E. 1961. Infectious hepatitis epidemic at Posen, Michigan. Journal of American Water Works Association 53, 1238-1242.
WALKER, W.G., J. BOUMA, D.R. KEENEY y F.R. MAGDOFF. 1973a. Nitrogen transformations during subsurface disposal of septic tank effluent in sands: I. Soil transformation. Journal of Environmental Quality 2 (4), 475-480.
WALKER, W.G., J. BOUMA, D.R. KEENEY y P.G. OLCOTT. 1973b. Nitrogen transformations during subsurface disposal of septic tank effluent in sands: II. Groundwater quality. Journal of Environmental Quality 2 (4), 521-525.
WALTZ, J.P. 1972. Methods of geologic evaluation of pollution potential at mountain hemesites. Groundwater, 10 (1), 42-47.
WARD, K. y S.S.D. FOSTER. In press. On-site sanitation and groundwater quality. A method for monitoring. IRCWD, Zurich.
WELLINGS, F.M., A.L. LEWIS y C.W. MOUNTAIN. 1974. Virus survival following wastewater spray irrigation of sandy soils. En: Virus survival in water and wastewater systems. (Ed. by Malina J.F. and B.P. Sagi), Water Resources Symposium No. 7, Centre for Research in Water Resources, Austin, Texas.WELLINGS, F.M., A.L. LEWIS, C.W. MOUNTAIN y L.V. PIERCE. 1975. Demonstration of virus in groundwater after effluent discharge onto soil. Applied Microbiology 29 (6), 751-757.
WINDLE-TAYLOR, E. 1974. Nitrates in water supplies. Aqua, No. 1, 1974, 5-24.
WOODWARD, F.L., F.J. KILPATRICK y P.B. JOHNSON. 1961. Experiences with groundwater contamination in unsewered areas in Minnesota. American Journal of Public Health 51 (8), 1130-1136.
WORLD BANK. 1980. Water supply and waste disposal. Poverty and basic needs series, September 1980. World Bank Publication, Washington, D.C.
WORLD HEALTH ORGANIZATION. 1977. Eua de boisson et santé: rapport sur la réunion d'un group de travail. Rapport du Bureau Régional de 1'Europe ICP/PPE OOS. WHO Copenagen.
WORLD HEALTH ORGANIZATION. 1978. Nitrates, Nitrites and N-Nitroso compounds. Environmental Health Criteria Number 5, WHO, Geneva.
WORLD HEALTH ORGANIZATION. 1979. Human viruses in water, wastewater and soil. WHO Technical Report Series No. 639, WHO, Geneva.
YEAGER, C.H. 1929. Well pollution and safe sites for bored-hole latrines. Malayan Medican Journal 4 (4), 118-125.