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INTRODUCCIÓN
El aumento continuo de la población y actividades productivas llevan a la expansión de los municipios. En Colombia, este crecimiento en algunos casos se da de forma desordenada, sin acompañamiento de entes de planeación; por esto, los nuevos aglomerados urbanos carecen, en su mayoría, de sistemas de saneamiento básico. Además, como base económica, gran parte de estas comunidades desarrollan actividades mayormente pecuarias (porcicultura y avicultura) para su subsistencia (Hernández-Gómez, Rojas-Robles y Sánchez-Calderón., 2013). Como consecuencia, existe un aumento en la demanda de agua que origina una presión en áreas donde hay escasez o dificultad para su obtención; además, el desarrollo de estas actividades genera aguas servidas que son vertidas sin tratamiento y pueden ocasionar impactos ambientales y a la salud humana.
Dependiendo del origen, las aguas servidas poseen diferentes tipos y cantidades de contaminantes, entre los cuales se destacan la concentración de materia orgánica (MO), nutrientes, sólidos y químicos; por lo que su estudio, tratamiento y remoción es un gran desafío en la actualidad (Subtil, Moyano y Bez, 2018). Las aguas servidas domiciliaras (ASD) son aquellas procedentes de las descargas de los retretes, servicios sanitarios, sistemas de aseo personal, áreas de cocinas y lavado de elementos de aseo (Subtil, Moyano y Bez, 2018) y las de origen pecuario son generadas de la limpieza de corrales, establos, cocheras, etc., lo cual involucra mayormente el arrastre de las heces fecales de los animales y los sobrantes alimenticios. Debido a esto, y a los impactos que dichas aguas pueden causar, las autoridades ambientales tienen establecidos parámetros de vertimiento (Resolución 0631 del 2015 en Colombia) (Rodríguez-Miranda, García-Ubaque y Pardo-Pinzón, 2015) que deben ser cumplidos para evitar sanciones y multas, lo que pertinente estudiar y proponer sistemas de tratamiento eficientes para la depuración de las aguas servidas.
La remoción convencional de contaminantes del agua se puede ejecutar por medio de sistemas físicos, químicos y biológicos. En el caso de viviendas rurales o unifamiliares, una solución útil ha sido la implementación de pozos sépticos como sistema biológico anaerobio de tratamiento, que pueden definirse como un depósito que propicia la sedimentación de sólidos y los retiene durante un tiempo para facilitar el crecimiento de microorganismos que degradan la MO (Londoño et al., 2002; Lampoglia, Agüero y Barrios, 2008).
El presente estudio se desarrolló en el aglomerado urbano ilegal El Brillante, ubicado en la comuna 5 del municipio de Villavicencio, Meta (Colombia). Su conformación partió en el año 2013, promovido por invasión de predios rurales por pobladores locales de una zona denominada Fondo Ganadero. Este lugar no cuenta con red de alcantarillado y como solución para el almacenamiento temporal de las aguas servidas urbanas (ASU), se han construido pozos sépticos. Sin embargo, el inadecuado diseño, operación y mantenimiento, así como su vertimiento directo a sectores aledaños y al río Ocoa (utilizado con fines recreativos), hacen necesario el estudio del impacto ambiental en las fuentes hídricas y suelo asociado.
METODOLOGÍA
Características ambientales y puntos de muestro seleccionados
El sector El Brillante, del municipio de Villavicencio, se encuentra a 423 m s.n.m. en el piedemonte llanero del departamento del Meta (Colombia). Presenta una humedad relativa promedio anual de 76 %, evapotranspiración potencial hasta de 1,305 mm, con temperatura promedio de 25,5 ºC con épocas templadas (abril a octubre) y calurosas (diciembre a marzo); su precipitación media anual es de 321,3 mm, siendo mínima en el mes de enero (51 mm) y máxima en mayo (529 mm) (Ideam, 2015). En temporada de invierno, los cuerpos de agua pueden presentar caudales máximos y mayor poder de dilución de contaminantes, es decir, probablemente el impacto ambiental asociado al vertimiento de aguas servidas domésticas en esta época sea menor, y en periodos de invierno pueden existir quebradas intermitentes, lo que promueve el transporte de contaminantes.
En la figura 1 se presentan los puntos de muestreo (agua y suelo) seleccionados y las fuentes hídricas aledañas en donde se realizan los vertimientos puntuales. El principal afluente cercano al aglomerado urbano el brillante es el río Ocoa y en invierno hace presencia una quebrada intermitente que atraviesa la zona por el costado oeste. El suelo característico de la zona de estudio está determinado por depósitos y llanuras aluviales de edad cuaternaria (Ideam, 2015), constituidos por acumulación del río Ocoa y del caño Campo Alegre presente en el área de estudio.
Fuente: elaboración propia, adaptado de Google Maps
Figura 1 Cuerpos hídricos aledaños al área de investigación
En cuanto a biodiversidad e importancia ambiental, el piedemonte llanero colombiano es una franja con abundancia de biomasa y de ecosistemas estratégicos (Briceño, 2015). Su valor estratégico radica en que comprende una zona de transición ecológica entre bosques de montaña y sabanas de altillanura, abastecida por cauces hídricos de drenaje de la vertiente oriental de la cordillera que generan suelos sedimentarios de mayor fertilidad a la de aquellos que se encuentran Orinoquía adentro (Stevenson, Ramírez, Casas y Henao-Díaz, 2017; IGAC, 2006). Así, en el área de estudio confluyen especies típicas de estos dos ecosistemas en mención, las cuales son susceptibles al impacto generado por el inadecuado manejo y gestión de las aguas urbanas vertidas sin tratamiento previo.
Toma de muestras y análisis de la calidad de agua residual
Fueron seleccionados 15 puntos de muestreo según el método estadístico de estratificación óptima (Cantanhede, Monge, Sandoval, y Caycho, 2005), tomando un nivel de confianza del 95 %. Los puntos correspondieron a la salida directa de ASU de tuberías usadas para su conducción, retiro directo de los pozos sépticos a 5 y 10 m del vertimiento puntual a las fuentes hídricas (quebrada intermitente y río Ocoa) (figura 1).
La toma de muestra en los cauces de agua se realizó con el fin de estimar la contaminación asociada. Para el análisis de la calidad del agua servida, las muestras se recogieron de los puntos de vertimiento final de forma semanal durante tres meses y se determinaron por duplicado los principales parámetros de calidad del agua, serie de sólidos y DQO (Kit COD USEPA, Hatch) (tabla I). La metodología de análisis usada fue la descrita por Rice, Baird e Eaton (2017).
Tabla I Programa de monitoreo sector El Brillante
| Análisis | Unidad | Frecuencia de muestreo | Método |
|---|---|---|---|
| Temperatura | °C | 5 muestras/semana | - |
| OD | mgO2l-1 | - | - |
| pH | - | - | 2320-B |
| Conductividad | Bar | - | - |
| Color | UPC | - | - |
| Turbiedad | UNT | 5 muestras/semana | 2130 |
| DQO | mg l-1 | 3 muestra/semana | 8000 |
| Serie de sólidos (ST, SSV) | mg l-1 | 4 muestras/semana | 2540 |
ST: sólidos totales, SSV: sólidos suspendidos volátiles.
Fuente: elaboración propia.
Toma y análisis de muestra de suelo
Se tomaron muestras compuestas de la capa superficial del suelo (20 cm) en nueve puntos influenciados por ASU (figura 1), utilizando el método de barreno bajo los parámetros descritos por la USDA (2014). Las muestras fueron secadas a 40 °C por 48 h, maceradas y tamizadas a 500 µm, debido a que estas presentan visualmente material inorgánico constituido principalmente por partículas finas inferiores a esta medida (Sadzawka et al., 2006). La humedad del suelo fue calculada por triplicado a partir de la diferencia de pesos. A cada muestra se le determinó por triplicado el pH y la conductividad eléctrica por métodos de rutina (USDA, 2014). Se seleccionó el punto 2, por ser de mayor interés al mantenerse afectado por la constante irrigación de ASU, a la cual se le determinó fósforo disponible por método de flujo continuo con extracción de Bray II y concentración de elementos traza (Al, As, Ba, B, Cu, Cr, Sr, Li, Mn, Ni, Pb, V y Zn), mediante digestión ácida asistida con microondas (US EPA, 2007) y determinada con espectroscopia de plasma acoplado inductivamente (US EPA, 1994).
Determinación de carbono orgánico, total y nitrógeno
La concentración de carbono total se calculó por método gravimétrico a partir de 1 g de suelo seco por triplicado, el cual fue sometido a calcinación a 350 ºC por 6 h y 505 ºC por 6 h (Miyazawa et lal, 2000). El porcentaje de MO se calculó por método de Walkley Black (Enang, Yerima, Kome y Van Ranst, 2018), utilizando Fe(NH4)2(SO4)21 N en medio ácido como agente titulante. Para la concentración de nitrógeno orgánico se utilizó destilación Kjeldhal (Bradstreet, 1954) con algunas modificaciones (Amin y Flowers, 2004). Para esto, se tomó 1 g de muestra tratada, que fue digerida con H2SO4 concentrado y tableta Kjeldahl de digestión para nitrógeno Missouri (4,98 g K2SO4 y 0,02 g CuSO47H2O) a 350 ºC por 6 h. Pasado este tiempo, se ajustó el pH con H2Odd y NaOH 32 %. La muestra fue tratada en destilador Kjendhal (BÜCHI Distillation Unit K-355) por 5 min y el producto rescatado fue diluido en H3BO3 2%. Se realizó titulación utilizando H2SO40,02 N e indicador mixto (Rojo de metilo-Azul de metileno).
Capacidad de intercambio catiónico (CIC) del suelo
Para determinar la CIC se elaboró una solución de suelo seco y NH4CH3CO21 M 1:5 p/v por 24 h en agitación fuerte. Pasado este tiempo, se centrifugó a 5000 g por 5 min, se descartó el sobrenadante y el precipitado fue lavado en agitación con 10 ml de etanol absoluto por 5 min. Se realizó nuevamente centrifugado y al pellet final se le agregaron 10 ml de NaCl 10 % y se agitó fuertemente por 5 min; se rescató el sobrenadante y se repitió este proceso dos veces para un volumen final de 30 ml. A la solución se le añadieron 10 ml de formaldehido 38 %, se agitó y tituló con NaOH 0,1 M utilizando fenolftaleína como indicador.
Análisis estadístico
Con el fin de determinar la relación y el comportamiento entre las diferentes variables halladas en este estudio, se adelantó un análisis de regresión lineal y regresión múltiple para observar los comportamientos de las variables. De igual forma, para describir en conjunto la relación y relevancia de estas, se aplicó un modelo de análisis de componentes principales utilizando el software Minitab 19 ® .
RESULTADOS
Calidad del agua
Todos los parámetros presentan valores elevados en ASU bruta y valores más bajos en las fuentes hídricas, dependiendo su potencial de dilución. En el caso del río Ocoa, fue posible observar los valores más elevados (tabla II), debido a que se encuentran directamente influenciados por aportes de aguas contaminadas; sin embargo, los resultados muestran una elevada contaminación en los puntos de muestreo de ambas fuentes (5 a 10 m de un punto de vertimiento de ASU), lo que puede generar un impacto ambiental, afectando a la salud de los habitantes. Asimismo, es importante resaltar que las características del agua servida bruta están por encima de los valores típicos reportados (DQO: 400-800 mg l-1) para clasificarla como ASD (Subtil, Moyano y Bez, 2018; Ayaz, Aktaş, Akça y Findik, 2015). Este aumento puede deberse a aportes de actividades pecuarias a pequeña escala evidenciadas en el sector.
Tabla II Parámetros de calidad del ASU bruta del río Ocoa y la quebrada intermitente (QI) del sector El Brillante
| Parámetros | Unidades | ASD bruta | Río Ocoa | QI | Valores máximos de vertimiento ASD* |
|---|---|---|---|---|---|
| pH | - | 7,5 | 6,6 | 6,7 | 6-9 |
| Turbiedad | NTU | 326±166 | 48±26 | 26±7 | 2 |
| Color | UPC | 744±356 | 31±13 | 21±10 | 15 |
| CE | µs cm-1 | 524±282 | 128±75 | 111±58 | 1000 |
| ST | mg l-1 | 873±224 | - | - | 720 |
| SSV | mg l-1 | 488±202 | - | - | 300 |
CE: conductividad eléctrica, ST: sólidos totales, SSV: sólidos suspendidos volátiles, OD: oxígeno disuelto, DQO: demanda química de oxígeno.
Fuente. elaboración propia. (*) Basado en Resolución 2115/2007 y Madsen, Lévêque, Omiste y Miyagi (2018).
Las elevadas temperaturas medidas y las variaciones de pH muestran que existen condiciones ambientales desfavorables para la subsistencia de la diversidad. Por otra parte, la turbiedad (326 NTU) y el color (744 UPC) encontrados en el ASU bruta fueron propios de aguas muy contaminadas; esto indica la existencia de aportes por procesos extractivos o erosivos, y en este caso, la posibilidad de estar fuertemente relacionado a la contaminación orgánica (elevado aporte de DQO, DBO, amonio, etc.) (Samboni, Aldemar y Yesid, 2011; Torres et al., 2010; Madsen, Lévêque, Omiste y Miyagi, 2018). La conductividad, ST y SSV tuvieron valores ligeramente por encima de los rangos normales de ASU, los cuales son limitantes para algunos usos y, desde el punto de vista limnológico, presentan condiciones desfavorables para el establecimiento del ecosistema hídrico.
La DQO medida en el agua presenta una elevada contaminación orgánica, típica de industrias agroalimentarias, como lácteos o explotaciones pecuarias (Sarkar, Chakrabarti, Vijaykumar y Kale, 2006; Makara y Kowalski, 2015; Cecconet, Molognoni, Callegari y Capodaglio, 2018), pues es posible observar estudios para aguas asociadas a actividades de sacrificio porcino y bovino en donde se han reportado valores elevados de DQO (1200 mg l-1), DBO (5000 mg l-1) y SST (1500 y 3500 mg l-1) (Hernández y Sánchez, 2015; Pérez, 2001). En Colombia, la Resolución 0631 de 2015 determina los rangos de vertimientos máximos permisibles de DQO (150 a 1500 mg l-1), dependiendo del sector que realiza el vertimiento, siendo los rangos más bajos los de uso doméstico y descarga en el alcantarillado público, y los más altos para la industria alimenticia y productores agropecuarios. La DQO del ASU bruta resultó en valores que varían de 600 a 1500 mg l-1, lo que indica una variabilidad significativa en la cantidad de MO presente en el agua servida bruta (figura 2); estos valores pueden variar por efecto de la contaminación asociada favorecida por actividades agropecuarias a pequeña escala y por el incremento en el caudal, pues en días de lluvia la carga contaminante puede bajar considerablemente.
Para el caso de la concentración de DQO en el río Ocoa (429±183 mg l-1) y la quebrada intermitente (368±124 mg l-1), los datos fueron más cercanos y se observaron procesos de contaminación asociados a los vertimientos puntuales, en los cuales su dinámica se relaciona directamente al caudal, pues en la quebrada intermitente, debido a su bajo nivel, se genera un flujo intermitente del agua; para el caso del río Ocoa, el ASU fluyó de forma más acelerada facilitando su transporte.
Los valores de DQO presentados en ambas fuentes hídricas resultan muy elevados; sin embargo, no representan el contenido total de MO, ya que se presentan aportes en otros puntos del cauce. A pesar de esto, se evidencian procesos de contaminación del agua en lugares de fácil acceso con fines recreativos, por lo que es necesario implementar sistemas de alcantarillado y plantas de tratamiento del ASU, así como, desarrollar actividades de gestión que permitan reducir la contaminación en el sector y capacitar a la comunidad en el uso de fuentes hídricas como estrategia de promoción de salud.
En el caso de la concentración de OD, la quebrada (7,1±0,7 mg l-1) y el río Ocoa (5,7±1,8 mg l-1) se encuentran oxigenados. Según Arango et al. (2008), concentraciones de OD superiores a 4 mg l-1 para aguas naturales, pueden asegurar el correcto establecimiento de la biota acuática, por lo cual se observa que los procesos de aireación de las fuentes hídricas son favorables, y a estos niveles, se puede encontrar diversidad de especies ribereñas, lo que favorece la oxidación y eliminación de algunos de los contaminantes presentes en el agua. Por su parte, el ASU presentó valores bajos de OD (0,9±0,6 mg l-1), lo que era de esperarse debido a la elevada contaminación encontrada (Ayaz et al., 2015; Oñate-Barraza y Cortez-Henao, 2020).
Calidad del suelo
Los suelos del piedemonte llanero colombiano se caracterizan por pertenecer al orden oxisol. Los parámetros fisicoquímicos se encuentran directamente relacionados con la salud del suelo y desempeñan un rol esencial en el desarrollo de la microbiota y mesofauna edáfica, y con esto, la cobertura vegetal que regula el sistema (Agegnehu y Amede, 2017; Gómez-Sagasti et al., 2012; Muñoz-Rojas, 2018). Estudios muestran que los suelos del lugar presentan de forma natural parámetros relevantes en el funcionamiento, entre los cuales se destacan el pH (4,2-5,5), CE (50 µS cm-1), concentración de MO (1,2-1,7 %) y nitrógeno (1600 mg kg-1) y CIC (124 meq-g 100 g-1) (Eurípides, Peñuela, Yacomelo y Orduz-Rodríguez, 2018; Fernandes et al., 2018; Jamioy, Menjivar, y Rubiano 2015; Nunes et al., 2017; Shibata et al., 2017). Estos parámetros pueden verse afectados fuertemente ante actividades antrópicas, como agricultura, ganadería, pastoreo, contaminación y malas prácticas, que pueden llegar a inestabilizar los procesos de regulación, generando pérdida de servicios ecosistémicos y problemáticas ambientales, lo cual afecta finalmente a la sociedad (Gómez-Sagasti et al., 2012; Castro-Garzón, Torres-Flórez y Gallardo-Lichaa, 2020).
También, se observó que las variables fisicoquímicas de los suelos se encontraban significativamente alteradas debido, tal vez, a las condiciones ambientales y de contaminación antropogénica. Se evidenció un incremento significativo del pH y la CE en comparación con los patrones normales de un oxisol de la región; en este estudio se hallaron valores hasta de 8,2 para pH y 517,3 µS cm-1 para CE, así como una disminución en la concentración de nitrógeno (0,03 y 0,84 mg kg-1) y la CIC (8,2 y 16,8 mEq-g 100 g-1) (tabla III). Estas variaciones pueden deberse directamente a la irrigación de ASU, pues, al poseer cargas de diversos contaminantes, generan aportes exógenos a los sistemas, afectando las propiedades esenciales de los suelos y su buen funcionamiento (Ababsa et al., 2019; Abedi-Koupai, Mostafazadeh-Fard, Afyuni y Bagheri, 2006; Al-Othman, 2009; Becerra-Castro et al., 2015; De Oliveira et al., 2016; Zhang et al., 2018).
Tabla III Parámetros de muestras de suelos influenciados por irrigación de ASU
| Muestra | pH | CE | CT | MO | N | CIC |
|---|---|---|---|---|---|---|
| µS cm-1 | % | % | mg kg-1 | mEq-g 100 g-1 | ||
| 2 | 8,01±0,01 | 196±2,1 | 5,23 | 1,79 | 0,06 | 14,7 |
| 4 | 8,22±0,01 | 249±0,01 | 1,74 | 0,51 | 0,37 | 11,8 |
| 5 | 8,18±0,01 | 207±1,5 | 3,51 | 1,38 | 0,28 | 16,8 |
| 7 | 5,82±0,2 | 78±1,5 | 1,47 | 0,77 | 0,03 | 8,2 |
| 9 | 8,12±0,02 | 235±6,1 | 3,76 | 0,76 | 0,03 | 11,2 |
| 11 | 7,94±0,01 | 226±0,6 | 3,18 | 1,28 | 0,25 | 14,8 |
| 12 | 7,69±0,01 | 165±0,6 | 4,14 | 2,06 | 0,28 | 10 |
| 14 | 7,93±0,01 | 517±3,1 | 3,12 | 1,54 | 0,84 | 10,7 |
| 15 | 6,63±0,02 | 58±0,6 | 3,52 | 1,61 | 0,17 | 9,9 |
Fuente: elaboración propia
Algunas de las variaciones más relevantes encontradas fueron los cambios fuertes de pH y las altas concentraciones de CE y salinidad, lo cual puede estar afectando, en gran medida, tanto la regulación de los diferentes parámetros fisicoquímicos, como la composición edáfica y microbiana del mismo; esto ocasiona una selección de la fauna y flora por las condiciones ambientales hostiles (alta salinidad y pH básicos), y disminuye su diversidad y fertilidad considerablemente, lo cual explicaría la baja concentración de nitrógeno, puesto que su presencia en estados orgánicos y amoniacales disponibles para la vida está regulada por condiciones bióticas (Chen et al., 2014; Li et al., 2019; Zhao, Xu y Belnap, 2010).
Por otra parte, al evaluar la relación entre las variables fisicoquímicas del ASU y el suelo, se encontró un comportamiento directamente proporcional entre la CE y la concentración de nitrógeno con un R2 de 70,6 % (p≤0,01) así como el pH del suelo y la CIC con R2 de 44,6 % (p≤0,05), debido probablemente a que variables como el pH y la CE son factores que regulan de manera estricta diferentes propiedades físicas, químicas y biológicas (Kim et al., 2016; Oliver et al., 2019; Sauze et al., 2018; Tripathi et al., 2018; Zhang et al., 2020).
Por otra parte, se evidenció una relación directa entre diferentes variables fisicoquímicas del suelo en el ACP (figura 3a), el cual explica el 73 % de los datos, donde se observa que el pH del suelo cumple un rol regulatorio sobre las diferentes variables calculadas en este estudio. Asimismo, se identificó una relación estrecha entre las concentraciones de CT y MO con comportamientos directamente proporcionales y coherentes con las demás variables calculadas en el suelo. Además, se observa que el ACP para las variables del ASU (figura 3b) representa el 61,4 % de los datos, donde existe una relación relevante entre variables como CE, OD, DQO y pH, siendo el OD y el pH los que influencian de manera más significativa el comportamiento del sistema.
Fuente: elaboración propia. (a) ACP de parámetros fisicoquímicos de suelo. (b) ACP de parámetros fisicoquímicos de ASU. (c) ACP del conjunto de parámetros fisicoquímicos
Figura 3. Análisis de componentes principales (ACP) de los diferentes parámetros fisicoquímicos
Finalmente, con el fin de evaluar la relación y determinar el posible efecto que generan la constante irrigación por ASU en suelos del sector, se diseñó un ACP de todas las variables (figura 3c), el cual representó el 55,6 % de los datos, de lo cual se determinó que las variables más relevantes fueron el OD y la turbiedad del agua.
Se identificó una relación entre dos grupos diferentes de variables: un comportamiento directo entre el pH del agua y la DQO con variables del suelo como la CIC y las concentraciones de CT y MO, y propiedades de turbiedad y color del agua (influenciadas a su vez por la concentración del lodo, SSV y ST) sobre el pH, la CE y la concentración de nitrógeno del suelo. Así, resulta notaria la importancia del pH como regulador de los procesos químicos (oxidorreducción) en el agua y el suelo, y determinante en la conversión de contaminantes y el ciclo del nitrógeno. Por su parte, la DQO representa el aporte de MO que puede existir debido a los vertimientos de ASU, lo que representa uno de los principales parámetros a controlar para asegurar condiciones ambientales favorables para el sostenimiento de las especies de fauna, flora y el desarrollo de cultivos.
Por último, al evaluar la concentración de fósforo disponible y elementos traza presentes en el suelo, se encontró que los valores (tabla VI) están en los rangos establecidos por investigaciones realizadas en suelos oxisólicos del lugar (Euripides et al., 2018; Fernandes et al., 2018). Sin embargo, hubo un incremento en la concentración de fósforo disponible (56 mg kg-1), así como elementos traza como el As (4 mg kg-1), los cuales no representan ningún daño ni perjuicio para el normal funcionamiento del suelo (Fernandes et al., 2018; Rueda, Rodríguez y Madriñán, 2011; Mahecha-Pulido, Trujillo-González, y Torres-Mora, 2015; Nunes et al., 2017).
Tabla VI Concentración de fósforo disponible y perfil de elementos traza en la muestra de suelo 2 (0-20 cm) en unidades de mg kg-1
| Traza | Concentración | Traza | Concentración | Traza | Concentración |
|---|---|---|---|---|---|
| Fósforo disponible | 56 | Cu | 8 | Ni | 5 |
| Al | 3440 | Cr | 12 | Pb | 10 |
| As | 3 | Sr | 5 | V | 8 |
| Ba | 20 | Li | 7 | Zn | 23 |
| B | 4 | Mn | 122 |
Fuente: elaboración propia.
CONCLUSIONES
La alta contaminación por MO hacia el río Ocoa y la DQO media en el ASD presentan valores significativamente elevados, típicos de aguas vertidas por explotaciones agropecuarias o industrias alimenticias; por tanto, es probable que los vertimientos en este estudio tengan aportes de este tipo de actividades, lo cual, supone una alteración negativa de la calidad a la fuente receptora y pérdida de la biota acuática. Esto puede estar modelado también por la hidrodinámica de la corriente o aspectos fisográficos del sector que generan variaciones en propiedades como el OD del agua, el cual puede favorecer, en algún momento, los procesos de depuración del sistma.
Se observó un efecto directo de los vertimientos de ASD en los suelos, lo que afecta los parámetros fisicoquímicos y los factores biológicos como la cobertura vegetal, meso- y microfauna, por lo cual se evidencian procesos de pérdidas de fertilidad y acumulación de MO no degradada, generando problemas de salud pública.
Por esta razón es importante la gestión del agua en el lugar, mediante la implementación de sistemas de saneamiento básico adecuados (alcantarillado o recolección periódica de residuos sólidos); el tratamiento del agua residual de forma unifamiliar (sistema alternativo: pretratamiento, pozo séptico y filtración terciaria) o colectiva (planta de tratamiento convencional -PTAR-), y el control y asistencia técnica sostenible de los potenciales emprendimientos agropecuarios en el sector (por ejemplo, manuales de buenas prácticas agropecuarias, uso eficiente del agua, sistemas de tratamiento, etc.).
Por último, el conjunto de esas medidas de gestión, que deben ser impulsadas por el gobierno municipal e implementadas con la participación de la comunidad local, permitiría reducir la generación y propagación de enfermedades, y promover la calidad ambiental y de vida.
