tos de nitrogeno en el suelo y subsuelo (12 fase)

PROYECTO PARA EL ESTUDIO DE LA EVOLUCION DE LOS COMPUESTOS DE NITROGENO EN EL SUELO Y SUBSUELO (12 FASE)
TOMO 0 . PRESENTACION DEL PROYECTO
TOMO 1. ASPECTOS TEORICOS Y METODOLOGICOS
Este estudio ha sido realizado por la Compañía
General de Sondeos, S.A., y Geomecánica y
Aguas, S.A., en régimen de contratación con la
División de Aguas Subterráneas y Geología
Ambiental del Instituto Tecnológico Geominero
de España.
PRESENTACION Y GENERALIDADES DEL PROYECTO
PRESENTACION Y GENERALIDADES DEL PROYECTO
1. INTRODUCCION
La realización de la parte experimental del Proyecto titulado "Estudio de la evolución de
los compuestos del nitrógeno en el suelo y subsuelo. I.T.G.E., 1 11 Fase 1987-1988" tiene por
objeto desarrollar una metodología que permita evaluar los procesos que se llevan a cabo en
la zona no saturada, responsables de las transformaciones que sufren los fe rtilizantes
nitrogenados utilizados en la agricultura , y, en la medida de lo posible , valorar la influencia que
estos ejercen en la contaminación por nitratos de las aguas subterráneas.
La puesta a punto de la instrumentación adecuada, así como la investigación que se
desarrolla en una serie de parcelas piloto, servirán de base para enfocar estudios posteriores
encaminados a prevenir la contaminación de los acuíferos situados bajo zonas de cultivos
intensivos . Estos estudios , en último lugar , permitirán definir las estrategias de recarga óptima
(dotación de riego y abono, tipo de cultivo y sistema de regadío) para prevenir o reducir la
contaminación.
1.1. EQUIPO DE TRABAJO
Durante el transcurso de esta experiencia han participado un gran número de profesionales , técnicos y auxiliares , pe rtenecientes al Instituto Tecnológico Geominero de España
(I.T.G.E), IRYDA, Compa rt ía General de Sondeos (C.G.S) y Geomecánica y Aguas
(GEO-AGUA).
Por parte del I.T.G.E. ha participado como Director del Proyecto D. Antonio Fernández
Uría. Por parte del IRYDA D. Julián Martínez Beltrán, D8 Carmen Pou y D. Ramón Gutiérrez
Mata. En C.G.S. han intervenido D. Segismundo Niñerola, Ds Isabel Coleto, D. Juan Carlos
Mayor, D. Vicente Iribar, D. Julián Solesio, D. Enrique Hernando y D. Juan Olivares. Y, en
2
Geomecánica y Aguas , D. Cayetano Lucena , D° M° Teresa Maestro , D. Silvino Castaño, D.
Alberto M azariegos , D° Paloma Iglesias, D° M° Dolores Corrales, D° M° Dolores Mohedano,
D° M° Angeles Arandilla , D. Simón Gutié rrez y D. Mariano Fernández.
3
2. OBJETIVOS
El objetivo general del Estudio es investigar los distintos procesos que caracterizan la
evolución de los compuestos nitrogenados desde la supe rf icie dei terreno hasta el acuífero, a
través de la zona no saturada.
La consecución de este objetivo general implica la de dos objetivos de carácter parcial,
interrelacionados entre si. El primero de ellos es la realización de un análisis bibliográfico,
profundo y actualizado , en materia de química del nitrógeno en suelo y subsuelo, incluyendo
metodologías de muestreo . El segundo objetivo consiste en la aplicación práctica de las teorías
y métodos de investigación puestos de manifiesto en el primer objetivo, mediante la realización
de un conjunto de experimentos prácticos previamente diseñados en zonas seleccionadas.
Los objetivos que se persiguen se concretan en los siguientes puntos:
Recopilación y análisis detallado y actualizado de la bibliografía existente en materia
de química del nitrógeno en suelo y subsuelo , incluyendo metodologfas de muestreo.
-
Desarrollo práctico de tecnologías de muestreo en zona no saturada.
-
Desarrollo de una metodología que permita evaluar los tiempos de tránsito de los
compuestos nitrogenados y las situaciones de estratificación de los nitratos en la zona
saturada, en varios casos prácticos " in situ".
-
Informe final donde se recoja, por una part e, el "estado del arte" en materia de química
del nitrógeno en suelo y subsuelo y tecnologías de muestreo, y por otra , los resultados
prácticos y conclusiones de los distintos experimentados realizados.
4
3. PLANTEAMIENTO
El presente Proyecto aborda el problema originado por el uso ampliamente extendido de
fertilizantes nitrogenados en la calidad del agua de recarga de los acuíferos . Esta es la razón
por la que se buscó un área de actividad agrícola intensa , donde se puediesen controlar las
variables de cultivo -riego-abonado, especialmente en la zona no saturada.
La elección de la zona no saturada para la investigación del impacto de la contaminación
agrícola en la calidad del agua de los acuíferos está motivada por:
a)
la importancia de esta zona como medio depurador de contaminantes , que es debida
al lento flujo del agua en condiciones no saturadas , los procesos de dispersión física,
la filtración que ejercen los poros , así como las reacciones químicas y microbiológicas
en la zona del suelo.
b)
su capacidad de retrasar el movimiento de los contaminantes. Este hecho es de
gran utilidad en la predicción de las tendencias futuras en la calidad del agua
subterránea, atendiendo a la velocidad de migración de contaminantes en este
medio.
En principio se consideró la posibilidad de emplazar la zona de estudio dentro de la
Comunidad Valenciana , por tratarse de una de las regiones más afectada por el problema de
la contaminación por nitratos. Sin embargo , la profundidad del nivel
freático , la gran
heterogeneidad litológica en la zona no saturada, así como el importante contenido inicial de
nitratos en agua podrían ser un obstáculo en la comprensión de los fenómenos a estudiar.
Además, la lejanía del emplazamiento respecto de los equipos de investigación desaconsejaron
totalmente esta ubicación.
El lugar finalmente escogido, y aprobado por el Director del Proyecto, fue la Escuela
Central de Capacitación Agraria "El Palomar", propiedad del IRYDA . Esta zona presenta las
ventajas de tener una zona no saturada de poca potencia (de 3 a 6 m), suelo desarrollado y
5
una litología en principio no muy heterogénea. Así mismo , para este Proyecto, la colaboración
con el I RYDApermitía utilizar su experiencia previa en los aspectos edafo - agronómicos, instalar
sin problemas la instrumentación, y controlar los factores cultivo - riego -abonado . La proximidad
del área de experimentación a los equipos de investigación supone un importante factor de
economía y de control del Proyecto, sin duda fundamental en el proceso de selección.
Las parcelas experimentales se han diseñado con un tamaño de 100 m2, en principio
suficiente para el estudio del flujo vertical en la zona no saturada.
De acuerdo con las conclusiones obtenidas en la revisión bibliográfica realizada se
seleccionó la instrumentación siguiente:
Para realizar el muestreo hidroquímico no destructivo, se eligieron por su efectividad los
lisimetros de succión con cápsula porosa, que se colocaron en cada parcela a 7 niveles dentro
de la zona no saturada. Asimismo se procedió a la elección de lostensiómet ro s más adecuados,
que se situaron a 3 profundidades diferentes . También, para completar el pe rf il vertical, se
pe rforaron 2 piezómetros por parcela para controlar la calidad dentro del acuífero.
El hecho de que se trate de tres parcelas , E-1, E-2 y E-3, se debe a la Intención de realizar
diversas experiencias que pusieran de manifiesto la relación entre usos del suelo y calidad de
la recarga del acuífero . E-1 se diseñó para ser la parcela de control , en la que se aplicase una
dosis tipo de abonado , efectuándose el riego por aspersión. En E-2 se planteó modificar la
dosis de abonado , conse rvando el resto de parámetros constantes, mientras que en E-3 se
aplicaría la dosis tipo de abonado pero el riego se efectuaría por gravedad.
Problemas posteriores han impedido la realización de estas experiencias , pero se ha
podido controlar un factor no considerado a priori, la heterogeneidad litológica espacial.
En esta primera etapa de la investigación se fijó un tiempo total de duración del estudio
de un año natural : de enero a diciembre de 1988, en el que las tres parcelas se cultivaron con
cebada.
6
4. METODOLOGIA
El Proyecto se ha organizado en dos etapas principales:
1.
Recopilación de información existente y de utilidad para la investigación. La búsqueda se
ha centrado en:
a)
Los fundamentos teóricos y metodológicos del estudio. Con este objetivo se ha
realizado una amplia revisión bibliográfica, consultando redes internacionales informatizadas, bibliotecas, informes de diversas instituciones, etc. Los temas abordados
han sido: el ciclo del nitrógeno, métodos de control y descontaminación de nitratos
en acuíferos, y los diferentes tipos de instrumentación posibles.
Esta revisión ha servido de base para la confección de un informe específico en el
Proyecto.
b.
El marco hidrogeológico y edafológico de la zona de experimentación, se ha estudiado
recabando
información
de detalle sobre las condiciones hidrogeológicas
y
características edafo-agronómicas de la finca. Con la información obtenida se han
elaborado los correspondientes Informes.
2.
Desarrollo de la experiencia propiamente dicha. Las fases seguidas aquí son fundamentalmente:
a)
Elección e instrumentación de las parcelas. De acuerdo con el planteamiento del
Proyecto, se seleccionaron 3 parcelas piloto de dimensiones 10 x 10 m, en los lugares
pertinentes para poder efectuar las optimizaciones previstas.
En cada una de ellas se perforaron dos piezómetros, y se instalaron 7 lisímetros de
succión y 3 tensiómetros a diferentes profundidades.
7
b.
Período de medida, muestreo y análisis. A lo largo del período de duración de esta
primera fase de la experiencia , un año , se procedió a las operaciones de medida y
muestreo en las parcelas experimentales. Por diferentes motivos no pudieron
modificarse las variables de abonado diferencial y riego, ni tampoco obtenerse datos
sobre la producción de la cosecha.
Se midieron, con carácter diario desde abril, los valores de succión matricial y niveles
piezométricos. No fue posible medir humedad en el suelo, por carecer de instrumentación adecuada. Tampoco pudo obtenerse más Información meteorológica que
la facilitada por la estación antigua de la finca ( precipitaciones y temperatura).
Se procedió a un muestreo edafo -litológico, incluyendo la realización de calicatas.
Mensualmente se muestrearon los lisímetros de succión.
Los análisis edafológicos se llevaron a cabo en el laboratorio del IRYDA, y los
hidroquimicos, en los de GEO -AGUA e IRYDA.
c.
Interpretación . El volumen de datos se interpretó , utilizando preferentemente técnicas
gráficas, para facilitar la comprensión de los procesos identificados.
En esta primera fase de la investigación se ha pretendido elaborar un modelo conceptual preliminar, en especial sobre el funcionamiento del instrumental instalado,
así como de las variables más importantes que rigen el comportamiento de los
constituyentes químicos del agua . En ausencia de este modelo conceptual previo,
es Inviable la interpretación del movimiento de los compuestos del nitrógeno en el
perfil del suelo.
d)
Edición de informes. Con objeto de exponer con claridad cada uno de los pasos del
Proyecto, facilitando un número elevado de representaciones gráficas de apoyo a la
interpretación se han elaborado una serie de informes que recogen los distintos
aspectos del estudio.
8
5. ESTRUCTURA Y CONTENIDO DE LOS SUBINFORMES
El gran volumen de información manejada ha aconsejado la división del informe final del
proyecto en una serie de subinformes , que esquemáticamente poseen la siguiente estructura
y contenido:
TOMO 0 PRESENTACION Y GENERALIDADES DEL PROYECTO
Se exponen las directrices y criterios posteriormente desarrollados, así como los
rasgos principales de la sistemática empleada.
TOMO 1 ASPECTOS TEORICOS Y METODOLOGICOS
Recoge la amplia revisión bibliográfica efectuada , enfocada principalmente a la teoría
sobre el ciclo del nitrógeno , a las experiencias sobre la descontaminación de nitratos
en acuíferos y a la instrumentación . Se incluye como anexo gran parte de la documentación consultada (5 volúmenes).
TOMO 2 MARCO HIDROGEOLOGICO
Se reune la Información recabada acerca de los parámetros físicos y químicos de la
zona no saturada , así como de las variables climatológicas de utilidad en el estudio.
TOMO 3 MARCO EDAFOLOGICO
Incluye una síntesis de informes anteriores, presentando aquellos parámetros físicos
y químicos del suelo necesarios para la interpretación posterior.
TOMO 4 DESARROLLO DE LA EXPERIENCIA
Se describe el diseño experimental definitivo empleado , así como las actividades
llevadas a cabo durante la etapa de muestreo y medida . Poste riormente, los datos
se tratan e interpretan con el fin de obtener un modelo previo de funcionamiento
general . Se acompaña de 8 anexos (3 volúmenes).
ASPECTOS TEORICOS Y METODOLOGICOS
INDICE
Pág.
1. INTRODUCCION
1
2. EL NITROGENO
3
2.1.
Características generales
3
2.2.
Distribución geoquímica del nitrógeno
8
2.3.
Isotopos del nitrógeno. Utilidad del15N como trazador
9
2.3.1.
Generalidades
2.3.2.
1 5N en la naturaleza
11
2.3.3.
Utilidad del 15N como trazador en las transfor-
11
9
maciones del N de suelo
2.4.
Movimiento y reacciones del N en el ambiente
13
subterráneo
2.4.1.
Movimiento de los compuestos nitrogenados
13
2.4.2.
Transformaciones del nitrógeno
15
3. CICLO DEL NITROGENO. BALANCE GLOBAL
18
3.1.
Introducción
18
3.2.
Apo rtes naturales del nitrógeno
18
3.2.1.
Fijación biológica de N2
20
3.2.1.1.
Fijadores no simbióticos
20
3.2.2.2.
Fijadores simbióticos
22
3.2.2.
3.3.
3.4.
Deposición atmosférica de nitrógeno combinado
Aportes resultantes de la actividad antrópica
23
25
3.3.1.
Agricultura
25
3.3.2.
Vertederos y aguas residuales
27
3.3.3.
Ganadería-Avicultura
28
3.3.4.
Vertidos industriales
28
Pérdidas de nitrógeno
29
3.4.1.
Desnitrificación bacteriana
29
3.4.2.
Desnitrificación química
31
3.4.3.
Volatilización de NH3
33
3.4.4.
Lixiviado
34
3.4.5.
Otros
37
4. CICLO INTERNO DEL NITROGENO EN EL SUELO
38
4.1.
Mineralización frente a inmovilización
39
4.2.
Amonificación y nitrificación
41
4.2.1.
Amonificación
43
4.2.2.
Nitrificación
43
4.3.
Síntesis de biomasa
45
4.4.
Humificación
45
4.5.
Reacciones no biológicas
47
4.5.1.
Fijación de amonio por los minerales de la arcilla
47
4.5.2.
4.6.
FifJación de NH3 por la materia orgánica
Disponibilidad de nitrógeno mineral
5. LOS ABONOS NITROGENADOS . ASPECTOS GENERALES
5.1.
Nutrición vegetal
48
48
52
52
5.1.1.
Elementos minerales esenciales para las plantas
52
5.1.2.
Toma de nutrientes
53
5.2.
El nitrógeno en la vegetación
54
5.3.
Abonado nitrogenado. Tipos
55
5.4.
Rentabilidad del abonado
57
6. EFECTOS DEL NITROGENO EN LA SALUD Y EL MEDIO
60
AMBIENTE
6.1.
Introducción
60
6.2.
Nitratos en agua y alimentos
61
6.3.
6.2.1.
Metahemoglobinemia
62
6.2.2.
Nitratos en las aguas supe rf iciales
63
6.2.3.
Nitratos en las aguas subterráneas
65
6.2.4.
Nitratos en alimentos
68
Aspectos ambientales
6.3.1.
6.3.2.
72
Posible relación entre fertilizantes nitrogenados
y disminución de ozono en la estratosfera
72
Eutrofización
73
6.3.3.
6.4.
7.
Lluvias ácidas
Formación de nitrosaminas
CONTROL DE LA CONTAMINACION POR NITRATOS EN
74
75
77
LAS AGUAS SUBTERRANEAS
7.1.
Métodos de prevención
78
7.2.
Técnicas de descontaminación
81
7.2.1.
7.2.2.
Procedimiento AZURION para eliminar nitratos
mediante una resina intercambiadora de iones
82
Procedimiento BIODENIT-BIOCARBONO
83
8. TECNICAS DE ESTUDIO
8.1.
85
Muestreo en la zona no saturada
8.1.1.
Variaciones en el almacenamiento y contenido
85
86
de agua
8.1.2.
8.1.1.1.
Métodos gravimétricos
89
8.1.1.2.
Sonda de neutrones
89
8.1.1.3.
Atenuación de rayos gamma
90
8.1.1.4.
Tensiómetros
91
8.1.1.5.
Bloques de resistencia eléctrica
92
8.1.1.6 .
Sensores de disipación de calor
92
Condiciones de flujo
93
8.1.2.1.
Infiltración
94
8.1.2.2.
Flujo
97
8.1.2.3.
8.1.3.
Velocidad
99
Evolución de los contaminantes y cambios de
calidad del agua
101
8.1.3.1.
Métodos indirectos
101
8.1.3.2.
Métodos directos
102
8.2.
Muestreo en la zona saturada
104
8.3.
Análisis en campo de constituyentes inestables
105
8.3.1.
Temperatura
106
8.3.2.
Conductividad
106
8.3.3.
pH
106
8.3.4.
Parámetros índices del estado redox
107
8.3.4.1.
Eh
107
8.3.4.2.
02 disuelto
108
8.4.
Interpretación de resultados
108
8.5.
Modelos
109
RESUMEN Y CONCLUSIONES
BIBLIOGRAFIA
ANEXOS
INDICE DE FIGURAS
Fig. 2.1 .
Diagrama pE-pH para los espacios nitrogenados
Fig. 2.2.
Concentración en 15N de distintos medios y materiales terrestres - Modificado de
Létolle, 1980 -
Fig. 3.1.
Ciclo del nitrogeno
Fig. 3.2.
Evolución temporal del consumo de fertilizantes en Gran Bretaña
Fig. 3.3 .
Distintos tipos de conexión entre suelos y acuíferos (Alfoldi, 1983)
Fig. 4.1.
Variación del contenido en NO'3 y CO2 durante la degradación de los residuos de
los cultivos en el suelo
Fig. 4.2.
Efecto de la adición de K' en la fijación de amonio
Fig. 4.3.
Efecto del pH en la fijación del NH3
Fig. 4.4.
Relación entre la fijación de NH3 y el consumo de 02
Fig. 4.5 .
Relación entre la fijación de NH3 y el contenido en C para un suelo rico en materia
orgánica
Fig. 5.1.
Relación entre producción de trigo y proporción de fertilizante aplicado
Fig. 6.1 .
Relación hipotética entre producción de cultivos , proporción de aplicación de
fe rtilizantes y contenido de NO3 - N de las aguas de drenaje - Modificado de
Stevenson, 1985
Fig. 6.2.
Evolución de la concentración de nitratos en ríos de Francia (Cuenca Adour Garo nne)
Fig. 6.3 .
Ejemplo de distribución del apo rte de nitratos en un adulto de 70 Kg
Fig. 7.1.
Cambio de la concentración de nitratos en el agua de un pozo de abastecimiento
público en Laholm, Holanda (Andersson et al., 1984).
Fig. 7.2 .
Fluctuación en la concentración de nitratos en un pozo de abastecimiento privado
en función dei cultivo (Andersson et al., 1984)
Fig. 7.3.
Esquema de la planta de tratamiento de Dennemont-Ravarini et al., 1988
Fig. 7.4.
Evolución de la concentración de nitratos y nitritos a la salida del biofito anóxico
(Ravarini et al., 1988)
Fig. 8.1 .
Curvas características del agua del suelo para distintos materiales (Wilson, 1981)
Fig. 8.2.
Relación entre la conductividad hidráulica y el potencial mátrico para cuatro suelos
(Wilson, 1982)
1. INTRODUCCION
1. INTRODUCCION
La degradación de la calidad natural de las aguas subterráneas como consecuencia de
la actividad antrópica y, en especial , la contaminación por nitratos en acuíferos libres situados
bajo zonas dedicadas a la agricultura intensiva, constituye un problema impo rtante en
numerosas zonas españolas , donde se han registrado concentraciones de nitratos que superan
ampliamente el límite establecido por la Reglamentación Técnico-Sanitaria.
Esto hace imprescindible el estudio del compo rtamiento y evolución de los compuestos
nitrogenados procedentes principalmente de las actividades agrícolas , ganaderas y del ve rtido
de residuos urbanos , desde su adición en la superficie del terreno hasta que alcanzan el nivel
saturado del acuífero subyacente . Para ello es preciso analizar los factores responsables de
esta evolución (biológicos , hidroquímicos , edafológicos , climatológicos, etc.), pa rtiendo de un
análisis bibliográfico de la información existente al respecto , así como de las experiencias
realizadas en parcelas experimentales, tanto para caracte rizar la zona no saturada como para
controlar el avance de contaminantes.
La revisión actualizada de las metodologías puestas a punto en diferentes países aporta
datos de interés para el desarrollo de este trabajo de investigación. En la primera fase de la
misma se ha realizado una búsqueda bibliográfica exhaustiva del tema de estudio , consu ltando
las bases de datos internacionales que se citan a continuación , National Technical Information
Se rvice (N.T.I.S.), U .S.A.; Water Resources Abstracts (W.R.A), U .S.A.; Pollution , U.S.A.;
Enviroline , U.S.A.; Waternet, U.S.A.; Association Francaise pour L'Etude des Eaux (A.F.E.E.),
FRANCIA; Aqualine , REINO UNIDO; Delft, HOLANDA ; Butler University, U.S.A.; y otra serie
de bibliotecas y centros de investigación , entre los que caben destacar las Universidades
Autónoma y Complutense de Madrid , el Instituto Tecnológico y Geominero de España, el
Consejo Superior de Investigaciones Científicas y el Centro de Estudios Hidrográficos.
Como resultado de esta consulta , se han recibido más de 700 referencias y en base a
los resúmenes que aportan se han seleccionado 120. Por su temática se pueden agrupar en
tres bloques que tratan aspectos globales del ciclo del nitrógeno,
consideran trabajos
2.
experimentales realizados en torno a las especies nitrogenadas , y estudian la metodología e
instrumentación necesaria para abordar una investigación de este tipo. La documentación
consultada se adjunta como anexo a este informe ( Volúmenes 1 a 5).
A continuación se resume la información referente a los principales procesos en que
interviene el nitrógeno , los efectos de estos elementos en la salud y el medio ambiente, la
instrumentación adecuada para su estudio y los métodos de control de la contaminación de
acuíferos.
2. EL NITROGENO
3.
2. EL NITROGENO
2.1. CARACTERISTICAS GENERALES
El nitrógeno (N2) es un elemento diatómico existente en estado gaseoso , de peso
molecular 28, que constituye el 79-80% de la atmósfera terrestre . Tiene dos isótopos estables,
14N y 15N, y varios radiactivos : 12N (período de semidesintegración T1,2 = 11 ms), '3N (T112= 10
min), 18N (T1,2 = 7. 11 s), "N ( T1,2 = 4.16 s) y 18N ( T1,2 = 0.63 s).
Es uno de los elementos esenciales para la vida de animales y plantas que se encuentra
en las proteínas . No obstante , en su forma elemental es relativamente inerte ya que no puede
ser utilizado directamente por la materia viva. La importancia del nitrógeno estriba en que,
después de carbono ( C), hidrógeno ( H) y oxígeno ( O), ningún elemento está tan íntimamente
asociado con las reacciones que se llevan a cabo en los organismos vivos . Las transformaciones bioquímicas del N están relacionadas con otros elementos, principalmente fósforo (P)
y azufre (S).
El nitrógeno puede presentar diversos estados de oxidación y combinarse con otros
elementos para formar compuestos orgánicos e inorgánicos.
El estado de oxidación del N en las distintas especies varía de -3 a +5; es de -3 para el
amoniaco (NH3), +3 para los nitritos N02 y +5 para los nitratos N03. Otras especies tienen
valores intermedios , como el N2, con estado de oxidación 0.
Aunque la forma más oxidada del nitrógeno , el ion nitrato (N03) es la predominante en
la hidrosfera , este elemento puede encontrarse también como ion amonio (NH4), amoniaco
(NH3), nitrógeno ( N2), óxido nitroso ( N20), nitrógeno orgánico, o como ion nitrito (N02-). En
condiciones fisicoquímicas y bioquímicas favorables , puede pasar reversiblemente de un
estado a otro.
La estabilidad del agua está limitada por la reducción a hidrógeno o, por la oxidación a
oxígeno . La primera reacción viene dada por:
2H'+ 2e - -* H2;
E'=0.00
V
4.
Sustituyendo en la ecuación de Nerst , el potencial se expresa como:
Eh =E°+
]2
0.059 10 [H
g
[Ha]
2
de donde Eh = 0.00 - 0.059 pH - 0.029 log [H2] y, en los entornos superficiales P.2_ 1
a'm'
por lo que
Eh = - 0.059 pH (A)
Para la reacción de oxidación del agua:
O2+4H++4e- -+ 2H2O;
E'= 1.23
V
el potencial viene dado por:
0.059
[Oa] [H
Eh =E° + 4 log
+] a
En la mayor parte de las aguas subterráneas [H20] = 1 y, en contacto con la atmósfera
P02=0.2 atm ; sustituyendo estos valores la expresión para el potencial queda de la forma:
Eh =1.22 - 0.059 pH (B)
La representación de las rectas (A) y (B) en un diagrama Eh-pH define el campo de
estabilidad del agua . Ninguna sustancia en presencia de oxígeno atmosférico o agua es estable
fuera de este campo.
Los campos de estabilidad de las especies nitrogenadas pueden representarse
gráficamente usando un diagrama pE-pH, en el que pE y pH se definen como:
pH=-log[H+]
pE=-log[e]
S.
pE es proporcional al potencial de oxidación ( Eh) y es una medida de las condiciones de
oxidación-reducción en la solución . Por ejemplo, un valor positivo elevado de pE (mayor que
10 a pH 7) indica condiciones de oxidación fuertes, mientras que un valor negativo de pE (o
Eh) indica condiciones reductoras, como las existentes en un entorno anaerobio.
En la figura 2 . 1. se presenta el diagrama pE-pH para las especies nitrogenadas más
abundantes. El ion nitrato es la especie dominante en condiciones oxidantes; en condiciones
reductoras predomina el sistema NH4` - NH3 (NH4" para pH inferior a 9.1)
En el rango de pH de las aguas subterráneas (6,5 < pH < 9), los nitritos existirán cuando
el potencial redox esté comprendido entre 0 .3 y 0.4 voltios. Si tiene un valor inferior a 0.3 voltios
se produce la reacción:
N02 --> NHá
y si el Eh es superior a 0.4 voltios , los nitritos se oxidan a nitratos:
NO-->NOZ
El estado redox de los suelos y acuíferos debe tenerse en cuenta al estudiar la estabilidad
de las especies nitrogenadas . Desde el punto de vista geoquímico, en general, la zona no
saturada constituye un sistema oxidante abie rto, en el que existe un aporte continuo de oxígeno,
y la zona saturada un sistema oxidante cerrado en el que el oxígeno consumido no se
reemplaza.
En las tablas 2.1. y 2.2. constan algunos de los procesos redox que se producen en los
ambientes mencionados.
TABLA 2.1. PROCESOS REDOX EN UN SISTEMA ABIERTO
Respiración aerobia:
02+CH2O -a C02+H20
6.
pE
pH
Fig. 2.1. Diagrama pE-pH para las especies nitrogenadas.
7.
.
Oxidación de Fe2+:
O2+4Fe2++10H2O -+4Fe(OH)3+8H*
Nitrificación:
O2+NH4 -� 1 N03 +H*+ 1 H2O
2
2
.
Oxidación de Mn2+:
02+2Mn2*+2HZ0 -, 2MnO2+4H+
TABLA 2.2. PROCESOS REDOX EN UN SISTEMA CERRADO
.
Respiración aerobia:
CH2O +02 --3 C02+H20
Desnitrificación:
CH2O +4NO3+4H* -> CO 2 +2N2+7 H2O
5
5
5
5
.
Reducción de Mn4+:
CH2O +2MnO2+4H* --a 2Mn2++3H2O +C02
Reducción de Fe3+:
CH2O +4Fe(OH)3+8H+--* 4Fe2 ++11H20 +C02
Reducción de sulfatos:
CH2O +1 SO 4 +1H*--> 1HS-+HZO+C02
2
2
2
Fermentación de metano:
1
CH2O + 1 CO2 - CH4+CO2
2
Fijación nitrogenada:
4
4
2
CH2O +H20 = N2+ H+ -4 3NH4 + COZ
3
3
8.
2.2. DISTRIBUCION GEOQUIMICA DEL NITROGENO
El nitrógeno es un constituyente importante de las cuatro esferas terrestres : litosfera,
atmósfera , hid ro sfera y biosfera . En la tabla 2 .3. se presenta la distribución del N en cada una
de ellas.
TABLA 2.3. DISTRIBUCION DEL NITROGENO EN LAS ESFERAS TERRESTRES
(Stevenson, 1985, pp. 108)
ESFERA
Litosfera
CONTENIDO EN N X 10" kg
16360.
Rocas Igneas
de la corteza
del manto
100.
16200.
Núdeo de la tierra
13.
Sedimentos (N fósil)
33-35
Carbón
0.007
Compuestos orgánicos del fondo del mar
0.054
Suelos terrestres
Materi a orgánica
0.022
NH4 fijado en las arcillas
0.002
Atmósfera
386.
Hidrosfera
N, disuelto
2.19
N combinado
0.11
Biosfera
0.028-0.065
Una característica sorprendente de esta distribución es la gran reserva ine rte . La cantidad
de N existente en la rocas ígneas de la co rteza y manto es casi 50 veces superior a la de la
atmósfera . En la hidrosfera y biosfera se registran cantidades relativamente pequeñas.
9.
2.3. ISOTOPOS DEL NITROGENO . UTILIDAD DEL "'N COMO TRAZADOR
2.3.1. GENERALIDADES
Debido a los períodos de semidesintegración tan cortos que poseen los isótopos
radiactivos del N, su utilidad en estudios ambientales es limitada y, en su lugar, se utilizan
como trazadores del ciclo del N compuestos enriquecidos en el isótopo estable 15N.
El nitrógeno del aire está compuesto por un 99.63% de 14N y un 0.366% de t'N. Wolterink
et al. (1979 ) no encontraron una variación espacial significativa en la composición isotópica
del N atmosférico , si bien , en otros compuestos que contienen N, la proporción de 15N puede
ser diferente a la del aire.
El contenido en 15N de una especie nitrogenada concreta se expresa en término de
diferencias de relación isotópica del N, con la notación clásica (6), en %,:
('5Nl14N)muestra - (!5N/'4N)aire
8"N =
x 1000
(10N1'4N)aire
Como referencia se utiliza la relación isotópica del aire , con &'5N =0. Por tanto las sustancias con un contenido de 15N mayor que el aire tendrán 6 positivo, mientras que las que
tengan un contenido en 15N menor que el aire tendrán S negativo . El rango de valores para las
sustancias naturales oscila entre -20 y +30 . En la figura 2 . 2. se indican los contenidos en 15N
de distintos materiales.
En estudios realizados respecto al origen de los nitratos existentes en las aguas
subterráneas de Israel , con una concentración media de N03 de 53 mg/I, se obse rv a que la
principal fuente de contaminación de los acuíferos es la oxidación de la mate ri a orgánica del
suelo ( 6'5N entre +4.7 y +11.4 %,), no obstante existen otros aportes , entre los que destacan
los fe rt ilizantes ( 61SN = -0.3 %,) y las aguas residuales utilizadas para riego (6' 1N oscila entre
+19.2 y +28.8%,).
lo.
+30
+ 10
+20
0
-10
-20615N
N2
ATMOSFERA
NH4
NO3
I
PLANTAS
ANIMALES
AGUAS SUBT. NO;
NO3 de aguas residuales
N03de mat. org. del suelo
y residuos animales
M
NO¡ de fertilizantes
SUELOS:
Materia orgdnica
•
NH4
NO
•••••••••• ••
1
N2
Sedimentos
N03
•••••••••••••••••••
Gas natural
Petróleo
DEPOSITOS
VOLCANICOS
(NH4 )2 S04 ►ss~
N H4 Cl
ROCAS
ERUPTIVAS
Granito
Basalto
Lavas
ácidas
+20
+10
0
-10
-20
Fig. 2.2. Concentración en 15N de distintos medios y materiales
terrestres -Modificado de Létolle, 1980-.
2.3.2
. t5N
EN LA NATURALEZA
Dejando aparte las rocas profundas, el nitrógeno atmosférico puede considerarse la
principal rese rva para todo el ciclo del nitrógeno, y como tal es un tampón isotópico, esencialmente en forma de nitrógeno molecular N2.
Cada reacción que se produce dentro del ciclo del nitrógeno puede i r acompañada de
fraccionamiento isotópico ( las diferencias en las relaciones isotópicas del N en los distintos
materiales se deben a la diferencia en masa entre los átomos de 15N y 14N, que hace que se
compo rten de forma ligeramente distinta en los procesos en que interv ienen) y, como consecuencia , los compuestos que se forman en diferentes pasos pueden también tener distintas
composiciones isotópicas . Esto no significa que la composición isotópica de cada especie sea
característica en cada punto y pueda ser usada para identificar procesos y apo rt es.
La relación 15N/14N en los compuestos biológicos difiere considerablemente de la que
cabría esperar si existiera equilibrio isotópico. Las reacciones del ciclo biológico del N que se
han estudiado , apo rtan datos frecuentemente contradictorios de dificil discusión , ya que no se
conoce la cinética de la mayoría de los procesos bioquímicos en que inte rviene el N.
2.3.3. UTILIDAD DEL 15N COMO TRAZADOR EN LAS TRANSFORMACIONES DEL N DEL SUELO
La introducción de técnicas de trazado con 16N ha proporcionado un medio para
reexaminar los conceptos y teorías existentes.
Las investigaciones llevadas a cabo usando 1bN han mostrado que las reacciones que
tienen lugar en el suelo son más complejas de lo que se había supuesto . A este respecto, el
trazado con 15N ha planteado más problemas de los que ha resuelto según Stevenson (1985).
No obstante , el 16N ha proporcionado información que no podría haberse obtenido de otro
modo.
El 16N se ha usado en distintos tipos de estudios:
-
Balances de N en el suelo.
12.
-
Estabilización del N mediante procesos de inmovilización.
-
Asimilación del N procedente de suelo y fe rtilizantes por las plantas.
-
Evolución del fe rtilizante nitrogenado residual.
-
Fijación del NH4* en las arcillas , de NH3 en la mate ri a orgánica y disponibilidad
del N fijado por plantas y microorganismos.
-
Desnitrificación bacteriana y química.
-
Uso relativo de NH4* y NO3 por microorganismos y plantas superiores.
-
Fijación biológica de N2.
Una ventaja del uso de 16N es la posibilidad de seguir la evolución de una entrada de N
determinada (por ejemplo NH4* o NO3 marcados con 16N). En la práctica, la validez de los
resultados obtenidos está limitada por la heterogeneidad del suelo. Además no hay que olvidar
que existe una selectividad biológica en el uso de 14N y15N por los microorganismos y que no
todas las fracciones del nitrógeno inicial contienen el mismo nivel de fondo de16N.
A pesar de las limitaciones que tiene esta técnica , ha apo rt ado resultados de interés. En
el caso de los fe rtilizantes nitrogenados , los estudios con 16N han mostrado que sólo una parte
del fe rtilizante que se aplica al suelo , entre un 30 y 70%, es consumido por las plantas y una
cantidad impo rt ante ( superior al 40%) es retenida en la mate ri a orgánica del suelo . Las pérdidas
por lixiviado y/o desnitrificación se estiman entre el 30 y 40% del nitrógeno aplicado. No
obstante , hay que indicar que raras veces se han obtenido balances completos para los
fe rtilizantes nitrogenados marcados con 15 N, debido a la dificultad de obtener estimaciones
adecuadas de las pérdidas por lixiviado y desnitrificación.
Las pérdidas mencionadas anteriormente no son proporcionales a la cantidad de fe rtilizante aplicado , sino que son mayores cuando esta cantidad excede a la proporción óptima
reque ri da para una producción máxima. La clave para minimizar el exceso de N03-N en el
13.
suelo (y pérdidas consiguientes), es ajustar la proporción de fertilizante nitrogenado, para
responder a las necesidades de los cultivos y a la capacidad del suelo para suministrar
nitrógeno.
Las pérdidas de fe rtilizante nitrogenado a bajas proporciones de aplicación son mínimas,
debido a la inmovilización por los microorganismos. Por tanto , cualquier cantidad de nitrógeno
añadida en exceso a las necesidades microbianas no es inmovilizado y, consecuentemente,
es susceptible de lixiviado y desnitrificación . La secuencia mineralización-inmovilización proporciona una barrera natural contra las pérdidas de N a través de lixiviado y desnitricación.
Estas pérdidas no pueden eliminarse completamente, pero sí minimizarse con la gestión
adecuada.
2.4. MOVIMIENTO Y REACCIONES DEL N EN EL AMBIENTE SUB-
TERRANEO
Entre los compuestos nitrogenados que pueden llegar al agua subterránea, los nitratos
y nitritos son las especies más importantes debido a su movilidad y a los efectos que pueden
provocar en la salud del hombre . Con vistas a conocer los mecanismos de la contaminación
que éstos pueden originar, su control requiere un conocimiento del transpo rte de los mismos
y de las reacciones a que pueden estar sometidos en el ambiente subterráneo.
2.4.1. MOVIMIENTO DE LOS COMPUESTOS NITROGENADOS
Las sustancias nitrogenadas pueden moverse a través de los poros del suelo . El nitrógeno
fijado en la mate ri a orgánica insoluble o el inmovilizado por los organismos del suelo puede
migrar en el pe rfil a través de la excrección, del transpo rte mecánico de estos organismos o
por suspensión o disolución en el agua que percola.
La difusión molecular de las sustancias gaseosas depende de factores como gradientes
de concentración , estructura molecular y reactividad química del gas . Este proceso puede ser
activado por reacciones biológicas que tienen lugar en el suelo.
14.
El agua de Infiltración puede disolver sustancias sólidas , líquidas y gaseosas que
encuentra a su paso . En el caso del nitrógeno, la cantidad lixiviada es función de muchos
factores que varían con el tiempo , lo que complica cualquier evaluación cuantitativa de la
proporción y velocidad con que se mueve este elemento. Estos factores incluyen:
a.
Características del suelo (textura , porosidad, estructura, compactación , humedad , espesor
de la zona no saturada, velocidad de infiltración , etc.).
b.
Características climáticas (cantidad , frecuencia, duración y momento en que se producen
las precipitaciones , evapotranspiración , regímenes de temperaturas, etc.).
c.
Características biológicas (presencia o ausencia de cubie rta vegetal , profundidad de la
zona radicular, período de crecimiento de las plantas , niveles de materia orgánica del
suelo , poblaciones microbianas y animales , etc.).
d.
Características culturales (planificación territorial, tipo de cultivo, etc.).
e.
Forma y origen del nitrógeno (fe rtilizante , materia orgánica , etc.).
Estos parámetros interaccionan entre sí, dando como resultado un modelo complejo de
distribución y evolución del N que dificulta y, en muchos casos, imposibilita la cuantificación
del N lixiviado . Hay que tener en cuenta que cualquier compuesto nitrogenado puede ser
lixiviado en las condiciones adecuadas , pero lo harán especialmente las formas inorgánicas
altamente solubles.
La carga positiva que posee el ion amonio hace que la mayor parte de estos iones sean
fijados en el suelo por las part ículas cargadas negativamente . En general los suelos arcillosos
retienen los iones NH4` más eficientemente que los arenosos, los de pH bajo más que los de
pH alto y los suelos con altos contenidos en materia orgánica son menos eficientes que los
suelos minerales con capacidades de intercambio iónico similares.
El amonio puede ser lixiviado una vez que se ha sobrepasado la capacidad de intercambio
catiónico del medio . Durante los períodos de saturación intensa cuando los niveles de oxígeno
son bajos y la actividad biológica disminuye , puede producirse la adsorción física. Esta
15.
adsorción disminuye con el aumento de la concentración de ion K*. Cuando las concentraciones
de otros cationes son elevadas (varios centenares de mg/1 de Ca2+ y Mg2*) interfieren en la
adsorción de NH4*
Los iones nitrato y nitrito están cargados negativamente. Su movimiento en profundidad
se ve acelerado como consecuencia del estado aniónico que poseen la mayor parte de las
fracciones minerales del suelo . La conversión de especies nitrogenadas en estas formas (NO2
y N03) facilita el lixiviado , aumentando este durante los períodos húmedos, cuando los niveles
de humedad del suelo son mayores y la evapotranspiración es menor. Los nitritos son inestables
en el agua , se oxidan o reducen fácilmente , dado que su campo de estabilidad es muy limitado
(figura 2.1.).
La evapotranspiración origina el movimiento por capilaridad hacia la superficie del suelo.
Los nitratos pueden ser absorbidos por las plantas o pueden precipitar como sales cuando el
agua se evapora. Durante la precipitación siguiente , estas sales se disolverán y podrán ser
asimiladas por las plantas o serán transpo rtadas hacia el nivel freático.
En períodos de crecimiento activo de las plantas, la evapotranspiración es mayor. Las
plantas tienen una alta demanda de NO3 y NH3 y se produce poco lixiviado . En regiones
templadas, con el frío del otoño se acumula N en el suelo. Las precipitaciones de invierno y
principios de primavera pueden transpo rtar este nitrógeno hacia el agua subterránea.
2.4.2. TRANSFORMACIONES DEL NITROGENO
El movimiento del nitrógeno en el ambiente subterráneo es función de los tipos de
compuestos nitrogenados presentes y, por supuesto , de las transformaciones que éstos
puedan sufri r. El conjunto de estos procesos constituye una secuencia a la que se denomina
ciclo del nitrógeno . Esta evolución se basa en reacciones de oxidoreducción controladas por
la presencia de determinadas bacterias y por el régimen de oxígeno.
Los microorganismos juegan un papel impo rt ante en el ciclo del N . Un 90% del nitrógeno
total del suelo está en forma orgánica no disponible . El N orgánico puede ser transformado en
NH4* por la actividad microbiana mediante el proceso denominado AMONIFICACION.
16.
Los iones amonio así formados , pueden ser fijados en el suelo por part ículas de arcilla
o por la materia orgánica , por lo que son resistentes a la percolación. El proceso de amonificación depende entre otros factores de la temperatura , pH y aireación del suelo.
La NITRIFICACION consiste en la oxidación microbiana de amonio ( NH4') a nitratos
(NO3-). Esta reacción
se produce más rápidamente en condiciones de buena aireación,
temperaturas de 15-30'C y pH comprendido entre 6 .5 y 7.5.
La conversión del nitrógeno orgánico en nitratos se denomina MINERALIZACION. La
utilización del NH3 y N03 "por las plantas y organismos del suelo constituyen la ASIMILACION
e INMOVILIZACION, respectivamente.
En la inmovilización los iones NH4' y NO3 pueden ser incorporados al protoplasma de
los microorganismos . Cuando mueren éstos, el N orgánico del protoplasma puede transformarse de nuevo en NH4' que, a su vez puede part icipar en los procesos de amonificación.
El ion nitrato es una forma disponible por las plantas , pero está también sujeto a lixiviado.
La proporción en que se produce uno u otro depende de las propiedades y condiciones
existentes en el suelo . Si la aireación es pobre , los nitratos pueden ser reducidos por acción
microbiana a N20 y N2, mediante la transformación conocida como DESNITRIFICACION.
El nitrógeno molecular , a su vez , evoluciona a formas combinadas mediante el proceso
conocido como FIJACION BIOLOGICA de N2, con lo que se completaría el ciclo.
No todas las transformaciones que sufre el nitrógeno en el suelo se deben a los
microorganismos existentes , sino que algunas son de naturaleza química . Estas reacciones
no biológicas juegan un papel impo rtante en el ciclo del nitrógeno.
Los procesos químicos en que intervienen las formas inorgánicas del N, son de tres tipos
principales:
a.
Fijación del NH4` en las superficies interlaminares de los minerales de la arcilla.
b.
Fijación de NH3 por la fracción orgánica del suelo.
c.
Reacciones de N02'con constituyentes orgánicos.
17.
La magnitud con que se produce un tipo u otro de proceso, ya sea biológico o químico
varía de un suelo a otro . En los capítulos siguientes, se tratan con detalle las reacciones
mencionadas.
3. CICLO DEL NITROGENO. BALANCE GLOBAL
18.
3. CICLO DEL NITROGENO . BALANCE GLOBAL
3.1. INTRODUCCION
Las transformaciones que sufre el nitrógeno en la naturaleza constituyen una secuencia
de procesos interrelacionados a los que se denomina ciclo del N, no implicando con ello
necesariamente que los átomos de este elemento pasan por todos los estadios que constituyen
esta evolución.
Dentro del ciclo global existe otro subciclo en el suelo con características propias, que
se trata en detalle en el capítulo 4.
En la figura 3. 1. se ha representado el ciclo global del nitrógeno . Las plantas extraen N
del suelo en forma mineral , éste se combina con otros elementos nutritivos para formar las
proteínas vegetales (forma orgánica del N) que sirven de alimento a los animales, y se
transforman así en proteínas animales . Posteriormente este nitrógeno orgánico llega al suelo
por diversos mecanismos (deyecciones , restos de animales y vegetales) y por medio de
reacciones de amonificación y nitrificación evoluciona a formas minerales , con lo que se
completa el ciclo.
El conjunto de reacciones que constituyen esta secuencia se puede desglosar en dos
grupos , en función de si apo rtan nitrógeno al sistema del suelo o de si lo extraen del mismo.
Aunque existen otros apo rtes, la atmósfera constituye la principal fuente de nitrógeno del ciclo.
En los apartados siguientes se estudia la evolución del nitrógeno a través de los distintos
estadios , así como los mecanismos responsables de este movimiento.
3.2. APORTES NATURALES DEL NITROGENO
Prácticamente todo el nitrógeno que entra en el suelo por procesos naturales se debe a
la fijación biológica de N2 atmosférico , y en menor proporción, a la deposición atmosférica de
NH3, NH4' y N03'.
ENERGIA
SOLAR
N2----
FIJACION DE
NITROGENO
N0 3
N20, N2
i
ASCENSO
CAPILAR
DEYECCIONES
1
IZA 1
ASIMILACION
20.
3.2.1. FIJACION BIOLOGICA DE N2
En la atmósfera el nitrógeno se encuentra en forma molecular , N2, en la que los átomos
de N están unidos por un enlace covalente t ri ple, muy estable que sólo puede romperse
químicamente a presiones y temperaturas elevadas. Sin embargo, existen organismos capaces
de romper este enlace a temperatura y presión ambientes , con una energía de activación
Inferior a la necesaria en la síntesis química : son los fijadores de nitrógeno.
La fijación biológica del nitrógeno es un proceso de reducción catalítica, a través de un
sistema enzimático denominado nitrogenasa. Este incluye dos complejos proteínicos con
elevados pesos moleculares (180000 y 51000), que facilita la reducción del nitrógeno molecular
al estado amoniacal en presencia de un agente reductor y de una fuente energética (trifosfato
de adenosina o ATP). La reacción que representa este proceso viene dada por :
Nitrogenasa
N2 + 6e + 6H`
2NH3
ATP
El NH3 obtenido se usa para la síntesis de aminoácidos y otros compuestos bioquímicos
que contienen nitrógeno.
La actividad de la nitrogenasa se inhibe en presencia de oxígeno.
La cantidad de N que entra en el suelo por medio de la fijación biológica es del orden de
139 x 109kg/año, de los que el 65% se debe a las leguminosas.
Los organismos que fijan N. se clasifican en simbióticos y no simbióticos:
3.2.1.1. Fijadores no simbióticos
Entre los fijadores libres , no asociados a ninguna planta , se encuentran las algas
verde -azules y algunas bacterias libres: fotosintéticas, aerobias y anaerobias.
21.
Las algas verde azules son un grupo arcaico de organismos completamente autótrofas
capaces de sintetizar su material celular a partir de CO2, N2, agua y sales minerales. En la
mayor parte de los suelos su actividad como fijadores de nitrógeno se limita casi exclusivamente
a las capas superficiales.
Entre las bacterias libres se cuentan : Rhodosprillum fotosintético, Clostridium heterótrofo
anaerobio y Azotobacter heterótrofo aerobio. Las condiciones necesarias para la fijación de
nitrógeno por las bacterias fotosintéticas se dan en zonas fangosas . Generalmente se
encuentran formando una capa sobre el lodo y cubie rtas por otra de algas.
La fijación es posible debido a que los pigmentos de las bacterias fotosintéticas absorben
luz de distinta longitud de onda que las algas que las cubren.
Las condiciones óptimas para la fijación de N2 por los microorganismos libres requieren
la presencia de substratos energéticos (como residuos orgánicos), niveles bajos de nitrógeno
disponible en el suelo , nutrientes minerales adecuados , pH próximo a la neutralidad y existencia
de humedad.
Las azotobacterias se encuentran en gran número en los suelos bien aireados, convenientemente provistos de mate ri a orgánica y de ácido fosfórico . Su actividad es máxima en
medio alcalino (cesa para pH inferior a 6). El nitrógeno fijado en el cuerpo de estas bacterias
sufre nitrificación después de su muerte . En los climas templados la fijación por estos
microorganismos se estima entre 10-15 kg/ha/año.
La actividad de un organismo concreto en la fijación es muchas veces despreciable, pero
no así la acción conjunta de todos los microorganismos libres fijadores de nitrógeno . El hecho
de que las bacterias libres no proporcionen grandes cantidades de N a las plantas de forma
individual se debe a que:
utilizan ineficaz mente los carbohidratos (fijan de 1 a 10 mg de N por g de carbohidrato).
-
compiten con otras bacterias para la utilización de la mate ria orgánica, que generalmente
se encuentra en pequeña proporción.
22.
la fijación se reduce drásticamente en presencia de nitrógeno combinado utilizable por
las plantas.
La rizosfera es una zona especialmente favorable para la fijación de N2 debido a la
existencia de materia orgánica excretada por las raíces.
3.2.1.2 . Fijadores simbióticos
En el caso de la fijación simbiótica se citan las asociaciones bacteria-leguminosa y
bacteria-no leguminosa. Los dos organismos viven en simbiosis con beneficios recíprocos: la
planta forma nódulos y suministra glúcidos y energía mediante la fotosíntesis. La bacteria
apo rta la mayor parte de las enzimas capaces de fijar el hidrógeno sobre el nitrógeno del aire
para dar amoniaco, que pasa a través de la savia a las hojas donde se sintetizan los aminoácidos
y las proteínas.
A veces se realiza la inoculación de las semillas de las leguminosas con un cultivo de
bacterias para facilitar la aparición de las nudosidades en las raíces.
La leguminosa fija tanto más nitrógeno del aire cuanto más pobre sea el suelo en nitrógeno
mineral . En suelos ricos en nitrógeno, las bacterias prefieren absorber el nitrógeno mineral del
suelo en lugar de fijar el del aire.
El nitrógeno orgánico de las nudosidades solo se libera cuando los nódulos se
mineralizan.
La relación simbiótica entre bacterias del género Rhizobium y leguminosas es la principal
fuente de nitrógeno fijado en gran parte del mundo. Se estima una fijación media de 55
kg/ha/afío, aunque varía mucho en función del tipo de leguminosa, pH, abonado con P-K y
riqueza del suelo en nitrógeno. Se considera por ejemplo, que es prácticamente nula en los
guisantes, de 50 a 100 kg/ha en el trébol y de 150-200 kg/ha en la alfalfa.
En la familia de las leguminosas se han clasificado de 10000 a 12000 especies. Sólo
en unas 1200 se ha examinado la nodulación y de ellas un 90% tiene nódulos.
23.
La utilización de legumbres como fuentes de nitrógeno aumentadla a día por la necesidad
de hacer más productivas las tierras de poco valor agrícola , controlar la erosión y dese rtificación
y reducir el uso de fe rtilizantes especialmente cuando son caros.
En climas templados 9/10 del nitrógeno fijado se localiza en las parte aéreas de las
plantas y tan solo 1 / 10 en las raíces. A esto se debe que el enriquecimiento de un sue lo en
nitrógeno por las leguminosas esté ligado al enterramiento de los cu ltivos en el momento de
la roturación.
Generalmente , los Rhizobia son capaces de prolongar su existencia independiente en
el suelo, pero sólo fijan nitrógeno cuando se establece la simbiosis con la planta. La existencia
de condiciones especiales en el suelo, tales como bajo pH , ausencia de nutrientes y ataque
de bacteriófagos contribuyen a la desaparición de las bacterias.
Aunque la fijación simbiótica máxima se obtiene cuando el apo rte de nitrógeno mineral
disponible es bajo, en los primeros estadios de crecimiento de las plantas, la adición de
pequeñas cantidades de fe rtilizante nitrogenado puede mejorar la nodulación y fijación de N2.
La cantidad de N2 fijado por los Rhizobia disminuye cuando la capacidad del suelo para
proporcionar N mineral aumenta . Sin embargo , la cantidad de nitrógeno liberado a part ir de la
materia orgánica del suelo no es la suficiente para suprimir por completo la fijación de N2.
En el caso de los microorganismos que viven en simbiosis con plantas no leguminosas,
la fijación se realiza de forma similar, dando lugar a cantidades importantes de nitrógeno.
Las plantas no leguminosas que tienen nódulos no son ejemplares raros, sino que se
encuentran ampliamente distribuidas. Muchas son arbustos y árboles localizados en suelos
pobres , donde llegan a establecerse debido a su capacidad para obtener nitrógeno combinado
mediante fijación biológica.
3.2.2. DEPOSICION ATMOSFERICA DE NITROGENO COMBINADO
El nitrógeno combinado, fundamentalmente como NH3 y N03-, es un constituyente común
de la precipitación atmosférica . La cantidad de N que llega al suelo a través de las precipita-
24.
ciones es en general pequeña y carece de impo rtancia desde el punto de vista agrícola, pero
apo rta cantidades relevantes en algunos ecosistemas naturales (bosques y pastizales). En
estas comunidades de plantas que no están sujetas a pérdidas continuas de N (como sucede
en las zonas cultivadas , donde se extrae del suelo por medio de la recolección), la precipitación
sirve para restaurar las pequeñas cantidades que se pierden por lixiviado y desnitrificación.
Las mayores cantidades de N que llegan al suelo por este mecanismo se registran en
las proximidades de áreas industriales debido a los combustibles fósiles empleados.
En regiones templadas el nitrógeno mineral existente en la lluvia es más alto en los
períodos cálidos, y para un episodio lluvioso concreto , las concentraciones disminuyen progresivamente a lo largo del período de precipitación.
La existencia del nitrógeno en la precipitación se debe:
- Volatilización desde suelo y oceano
- Fijación eléctrica o fotoquímica del N2 atmosférico.
- Contaminación industrial
Gran parte del NH3 atmosférico resulta de la volatilización desde el suelo, de los
combustibles fósiles y de Incendios forestales.
El origen de los NO3 en las precipitaciones no se conoce con ce rteza , aunque de un 10
a 20% se atribuye a la acción de descargas eléctricas sobre moléculas de nitrógeno durante
las tormentas.
En general se considera que el apo rte de N debido a la precipitación, así como la fijación
directa del NH3 atmosférico , puede variar desde cantidades despreciables hasta 50 kg/ha/año,
dependiendo de la localización geográfica y distancia a puntos contaminantes productores de
NH3.
25.
3.3. APORTES RESULTANTES DE LA ACTIVIDAD ANTROPICA
El nitrógeno que entra en el suelo por procesos naturales se ve Incrementado como
consecuencia de la actividad del hombre , que provoca la alteración del medio y origina una
contaminación que podemos clasificar en varios grupos , atendiendo a su origen:
3.3.1. AGRICULTURA
La utilización de fe rt ilizantes en el desarrollo de las prácticas agrícolas lleva consigo un
aumento del rendimiento en las cosechas . Esta circunstancia ha provocado el crecimiento
espectacular del consumo de fertilizantes y de las zonas destinadas a la agricultura , a expensas
de las zonas de pastos y bosques de menor rentabilidad.
En la tabla 3 . 1. se resume la producción y consumo de fe rtilizantes en el período
1974-1977.
TABLA 3.1. PRODUCCION Y CONSUMO DE FERTILIZANTES
PRODUCCION (x 103 tm de N)
CONSUMO (x 103 tm de N)
PERIODO
74/75
75/76
76/77
74/75
75/76
76/77
MUNDIAL
42433
43856
45884
38577
43238
45088
34606
35318
36042
27422
30736
31283
7828
8538
9842
11154
12502
13805
PAISES
DESA-
RROLLADOS
PAISES EN
DESARROLLO
en la tabla 3.2. el consumo de fe rtilizantes nitrogenados en el mismo período, y en la figura
3.2. se representa la evolución temporal del consumo de fertilizantes en Gran Bretaña, donde
se obse rva un aumento en la utilización de abonos nitrogenados de forma prácticamente lineal,
mientras que la evolución de los abonos fosfatados y potásicos sufre pocos cambios.
26.
TABLA 3 . 2. Consumo de fertilizantes nitrogenados.
MUNDIAL .
PERIODO
N(g
x 100
ESPAÑA
U.S.A.
EUROPA
AFRICA
61 - 65
71
76
61 - 65
71
76
61 - 65
71
76
61 - 65
71
76
34
74
99
106
204
263
89
167
225
223
439
542
108
228
303
169
315
402
217
382
513
354
711
875
61 - 65
71
76
5
9
14
24
47
68
S(ha
N(g.
x
100
L(ha
+ C(ha)
N= nitrógeno
Sr superficie agricola
L= superficie de labranza
C= superficie de cultivos permanentes
1300r
°
900
t
°
700
PO
°
300
1960
1970
1980
Fig. 3.2. Evolución temporal del consumo de fertilizantes
en Gran Bretaña.
27.
Cuanto mayor es el consumo , tanto mayor es la posibilidad de contaminación del medio,
en especial la de las aguas , por la gran cantidad de especies nitrogenadas solubles que se
adicionan al suelo.
3.3.2. VERTEDEROS Y AGUAS RESIDUALES
El vertido de residuos urbanos en la supe rficie terrestre o en la zona no saturada puede
provocar una contaminación en el medio, y especialmente en acufferos subyacentes , debido
al lixiviado producido a partir de los materiales que lo constituyen . Se estima que se generan
2.4 kg de residuos sólidos por persona y día, de los que el 0.5% es de nitrógeno . La cantidad
total de nitrógeno que se apo rta al medio por este mecanismo es de 800000 tm/año en U.S.A.
( Rowe and Stinnett , 1975).
Se pueden distinguirtres zonas con características redox diferentes en torno aun depósito
de residuos.
-
Zona de reducción alrededor del depósito . Es un medio anaerobio donde los
iones N03, Fe3+, Mn4* y SO4 son reducidos por las bacterias presentes.
-
Zona de transición. Existe algo de oxígeno y se van alternando condiciones
aerobias y anaerobias.
-
Zona de oxidación , alejada del punto de depósito.
Los residuos tienen una elevada proporción de compuestos orgánicos . Estos actuan
como dadores de electrones en la reducción de nitratos , y se degradan en la zona de reducción
por la acción de bacterias anaerobias.
Los compuestos nitrogenados existentes son atacados por las bacterias y se liberan en
forma de amonio que puede ser adsorbido por el coloide del suelo o migrar hacia la zona de
oxidación donde pasan a nitratos.
28.
Los vertidos de aguas residuales a la red de alcantarillado, fosas sépticas, pozos negros,
etc, también apo rtan nitrógeno al medio. Los métodos de tratamiento utilizados no pueden
eliminar totalmente el nitrógeno que contienen estos ve rtidos . La concentración media de
nitrógeno que se adiciona a las aguas residuales se estima en unos 5 .4 kg de N/persona/año.
Las fosas sépticas son muy utilizadas en numerosas zonas rurales y urbanas para la
evacuación de aguas residuales . En U.S .A. se considera que el 25% de la población utiliza
pozos negros o fosas sépticas como método de ve rtido en viviendas unifamiliares.
En la red de alcantarillado existen fugas que permiten el lixiviado de contaminantes. La
cantidad de nitrógeno apo rtada por este mecanismo es difícil de cuantificar.
3.3.3. GANADERIA-AVICULTURA
Las granjas y establos constituyen impo rtantes focos contaminantes , como consecuencia
del elevado número de animales que se concentran en espacios relativamente reducidos. La
actividad vital de estos animales produce grandes cantidades de residuos orgánicos , en forma
de excrementos sólidos o líquidos, ricos en compuestos nitrogenados . La cantidad de nitrógeno
que producen en sus deyecceiones es variables y depende del tipo de animal ; en el caso de
las vacas , puede considerarse próximo a 43 kg de N/año/vaca.
El estiércol procedente de establos contiene, por término medio , unos 4.5 kg de N/tm de
materia seca, y el de corrales es aún más rico en este elemento.
3.3.4. VERTIDOS INDUSTRIALES
Algunas actividades industriales contribuyen de forma impo rt ante en el apo rt e de
nitrógeno al medio, tal es el caso del refinado de petróleo , procesado de productos lácteos y
29.
cárnicos .., etc., cuyos lixiviados tienen altas concentraciones de nitrógeno. Este tipo de
industrias no pueden evacuar sus vertidos a los sistemas de tratamiento municipal , sino que
han de tratarlos de forma especial.
3.4. PERDIDAS DE NITROGENO
De todos los nutrientes requeridos para el crecimiento de las plantas , el N es con mucho
el más móvil y como consecuencia susceptible de sufrir pérdidas del sistema suelo -planta.
Las formas minerales de N fácilmente utilizables por las plantas , adicionadas al suelo en
los fertilizantes o producidas mediante la descomposición de la materia orgánica , no permanecen durante mucho tiempo en el suelo . Incluso en las condiciones más favorables no son
inusuales pérdidas del 50% del fertilizante aplicado.
Los mecanismos responsables de la extracción de N del suelo son fundamentalmente
los procesos de desnitrificación bacteriana y química , la volatilización de NH3, lixiviado e
infiltración profunda . Estos procesos pueden llevarse a cabo de forma aislada o simultánea.
En las regiones húmedas y semihúmedas la mayor parte de las pérdidas se producen
por medio de desnitrificación y lixiviado.
3.4.1. DESNITRIFICACION BACTERIANA
Es el proceso microbiano mediante el cual los nitratos se reducen a óxido nitroso (N20)
o nitrógeno molecular (N2) por la acción de bacterias anaerobias.
La capacidad para llevar a cabo esta reacción está limitada a una serie de organismos
que utilizan el oxígeno de los N03 y N02 como sustituto del 02 en el metabolismo convencional.
Esta capacidad se ha citado en unos 30 géneros de bacterias , entre las que cabe destacar
Alcaligenes , Agrobacterium , Bacillus y Pseudomonas , que son heterótrofos y se encuentran
ampliamente distribuidos en los suelos.
30.
La desnitrificación contrarresta la fijación de N2. El balance de nitrógeno entre estos
procesos es análogo al del carbono entre fotosíntesis y respiración . En la respiración, el C
orgánico se libera a la atmósfera como CO2 y, el N combinado como N2 o N20 a través de la
desnitrificación.
Las condiciones necesarias para que se lleve a cabo esta reacción son:
-
presencia de bacterias con la capacidad metabólica adecuada.
-
disponibilidad de dadores
de electrones (compuestos orgánicos de C,
compuestos reducidos de S, hidrógeno molecular, etc.)
-
condiciones de NO3 o N02"que sirvan como aceptores finales de electrones.
La secuencia probable de desnitrificación bacteriana es la siguiente:
NO3 -- NO2 -- NO
+5
+3
+2
N20
+1
-- N2
0
El paso inicial de NO3 a NO2 está catalizado por la enzima nitrato reductasa y en el de
NO2 a NO inte rvienen dos enzimas . Las enzimas responsables de la reducción de NO y N20
no se han caracte ri zado adecuadamente por la dificu ltad que entraña su aislamiento.
No todos los organismos desnitrif¡cantes pueden realizar la conversión de N20 a N2;
algunas bacterias producen N20 como producto final de la reducción de NO3, aunque en la
mayor parte de los casos la reducción progresa hasta nitrógeno molecular.
El óxido nitroso puede escapar del suelo antes de su transformación en N2. La relación
NdN2O en los gases liberados varía con el pH, humedad , Eh, temperatura , concentración de
NO3 y contenido de carbono orgánico del suelo . Sin embargo, hay que considerar que la
presencia de N20 no implica necesariamente que se produce desnitrificación , ya que este gas
puede formarse durante la oxidación bacteriana de NH4' a NO3.
31 .
Las pérdidas de nitrógeno por medio de la desnitrificación varían mucho dependiendo
de las concentraciones de nitratos , materia orgánica disponible , temperatura y estado de
humedad del suelo . Las condiciones óptimas para que se produzca esta reacción son:
Mal drenaje . La humedad es impo rtante debido a su efecto en la aireación del terreno. La
desnitrificación es apreciable en suelos inundados y carece de impo rtancia en aquellos con
un contenido en agua inferior a 2/3 de la capacidad de almacenamiento máxima. El proceso
puede producirse en microambientes anaerobios de suelos bien drenados ( rizosfera,
proximidades de residuos animales y vegetales en descomposición, etc.).
Las pérdidas por desnitrificación son especialmente intensas durante períodos húmedos
prolongados , provocados por lluvias fue rtes intermitentes.
-
Temperaturas superiores a 25°C . La desnitrificación se produce en menor proporción a
temperaturas inferiores a 25°C y prácticamente cesa a 2°C.
-
pH próximo ala neutralidad . Las bacterias desnitrificantes son sensibles a concentraciones
iónicas elevadas de H. Los suelos de pH ácido tienen una población de estas bacterias
tan escasa que las pérdidas de NO3 por este proceso pueden considerarse despreciables.
Abundante materia orgánica fácilmente degradable . La cantidad de materia orgánica disponible por los microorganismos desnitrificantes es, por lo general, apreciable en el horizonte supe rf icial pero despreciable en el subsuelo.
3.4.2. DESNITRIFICACION QUIMICA
La reacción química de los nitritos con cie rtos componentes de la materia orgánica da
lugar a la formación de gases como N2 y N20 y sustancias orgánicas nitrogenadas , según se
recoge en el esquema de la página siguiente.
La impo rtancia de esta reacción de desnitrif icación estriba en que propone un mecanismo
de extracción de nitrógeno en suelos aerobios, frente a la desnitrificación bacteriana que se
lleva a cabo en condiciones anaerobias.
NO2
+ Materia
orgánica
COMPUESTOS
NITROSOS
COMPLEJOS
ORGANICOS
NITROGENADOS
+ NOZ
Desnitrificación
química
N2 y N2 0
33.
La proporción de nitritos que evoluciona a formas orgánicas es mayor a medida que
aumenta la concentración de N02'y de mate ri a otgánica del suelo y a medida que disminuye
el pH, puesto que los nitritos son particularmente reactivos a pH ácido.
3.4.3. VOLATILIZACION DE NH3
El amoniaco puede perderse del suelo por volatilización bajo condiciones adecuadas. El
NH3 que se libera a la atmósfera se estima entre 26 y 53 x 10° kg/año.
En estudios experimentales realizados sobre la volatilización de amoniaco a partir de
fe rtilizantes amónicos o ureícos adicionados en superf icie , las pérdidas se evalúan entre el 3
y el 50% del nitrógeno aplicado. Las pérdidas son pequeñas cuando los fe rtilizantes se
incorporan a suelos ácidos o neutros y son impo rt antes en suelos calcáreos o alcalinos.
La cantidad de NH3 que se libera se puede reducir o eliminar por transformación del
amoniaco en amonio , ya que el lón NH4* puede fijarse en arcillas y coloides orgánicos mediante
reacciones de intercambio fónico. Las reacciones ( 1) y (2) describen estos procesos. C es un
catión intercambiable en arcillas o materia orgánica.
NH3 + H20
NH4* + OH'
(1)
NH4* + CX
NH4* + C*
(2)
Los iones amonio de la fase acuosa están en equilibrio con amoniaco:
NH4*
..
NH3 (aq) + H*
(3)
El NH3 acuoso , a su vez también puede volatilizarse , de acuerdo con el proceso:
NH3 (aq)
NH3 (g)
(4)
Las reacciones (3) y (4) relacionan las pérdidas de NH3 con el pH y concentración de
NH4* en la solución . Otros factores que influyen en esta liberación de NH3 (g) a la atmósfera
son la temperatura del suelo y velocidad del viento.
34.
Las situaciones más idóneas para que se produzca la volatilización de NH3 son:
1.
Aplicación de fertilizantes amónicos en la supe rf icie de suelos calcáreos:
(NH4 2504+CaC03 --> 2NH,+C02+H2O +CaSO4
Sólo se producen pérdidas débiles en suelos de pH comprendido entre 6 y 7, pero pueden
aumentar considerablemente a medida que aumenta el pH del suelo.
2.
Las pérdidas aumentan con la temperatura y pueden ser apreciables cuando se secan
suelos neutros o alcalinos que tienen NH4' cerca de la supe rf icie.
3.
La volatilización es mayor en suelos con capacidad de Intercambio catiónico baja, como
sucede en arenas . Los suelos ricos en materia orgánica y humus absorben NH4' y evitan
la desgasificación de NH3.
4.
Las pérdidas pueden ser elevadas cuando los residuos orgánicos nitrogenados se descomponen en la supe rficie del suelo.
5.
Tras la aplicación de urea a pastizales, se libera NH3 debido a la hidrólisis de la urea, con
la volatilización posterior de NH3.
Las pérdidas de amoniaco procedente del suelo y fe rtilizantes nitrogenados se reducen
en presencia de plantas en fase de crecimiento . No sólo se reducen los niveles de NH4' por
medio de la absorción de los cultivos sino que parte del NH3 liberado puede ser reabsorbido
por las partes aéreas.
3.4.4. LIXIVIADO
Consiste en el arrastre de especies químicas por el agua que percola. Junto con la
desnitrificación constituye el mecanismo fundamental por el que se pierde N del sistema
suelo -planta.
El nitrógeno es lixiviado principalmente como nitrato , aunque el amonio también puede
perderse por este proceso, según se obse rva en la figura 3.1.
35.
Los nitratos no consumidos por la vegetación pueden ser arrastrados en profundidad por
el agua de infiltración . Para que los nitratos abandonen la zona radicular en necesaria la
existencia de concentraciones elevadas de estos iones y volumen elevado de agua que se
mueva según el gradiente . Esta última condición depende a su vez de la infiltración; el lixiviado
sólo puede producirse cuando se aplica un exceso de agua al suelo, por tanto la percolación
de la lluvia o del agua de riego tienen un efecto considerable en el movimiento de los nitratos
en profundidad.
La vegetación retarda el lixiviado de N03', desde la zona radicular, por absorción de agua
y nutrientes . La absorción es mayor en la parte superior del suelo , debido a que las raíces de
la mayor parte de las plantas disminuyen en densidad , a medida que aumenta la profundidad.
Las pérdidas de NO3 a través de lixiviado están íntimamente asociadas con las dotaciones de riego y fe rtilizante nitrogenado . Son mayores en cu ltivos de raíces someras (como
patata), fuertemente fe rtilizados. Por el contrario las plantas con sistema radicular profundo y
denso (trigo, maíz ...) pueden absorber gran parte del nitrógeno aplicado . Cuando la dotación
de riego es elevada , el lixiviado de N03-es superior al que se produce con riegos ligeros y
frecuentes.
La estimación de la cantidad de nitratos que abandona la zona radicular por lixiviado es
una indicación de la contaminación potencial de las aguas subterráneas asociada con este
ion, aunque hay que considerar que no siempre el agua que se infiltra llega al acuífero subyacente . Según Alfóldi ( 1983) se pueden distinguir tres situaciones diferentes, dependiendo
de la disposición y naturaleza de los materiales que se encuentran en el subsuelo y sirven de
conexión entre la zona radicular y el acuífero (figura 3.3.):
A.
Existe una capa impermeable entre suelo y acuífero que impide el movimiento ve rtical
del agua y protege al acuífero de posibles contaminaciones.
B.
El acu ífero está separado del suelo por una zona no saturada, cuya permeabilidad permite
el paso de agua (que se ve sometida a distintos procesos durante el tránsito por esta
zona, con la posible atenuación de procesos contaminantes).
36.
TIPO A
PRECIPITACION
i
1i 1
EVAPOTRANSPIRACION
1
ZONA DEL SUELO
INDEPENDIENTE
CAPA
IMPERMEABLE
ACUIFERO
CONFINADO
TIPO B
PRECIPITACION
i
EVAPOTRANSPIRACION
1
11
1
EVAPORACION
ZONA DEL
SUELO
INDEPENDIENTE
TIPO C
PRECIPITACION
SISTEMA
OXIDANTE
ABIERTO
ZONA NO
SATURADA
�EVAPOTRANSPIRACION
I.f
SISTEMA
OXIDANTE
CERRADO
EVAPORACION
SISTEMA
OXIDANTE
ABIERTO
ZONA DESUELO
INFLUIDA POR LAS
AGUAS SUBTERRANEAS
SISTEMA
OXIDANTE
CERRADO
ZONA
CAPILAR
ZONA
SATURADA
SISTEMA
REDUCTOR
Fig. 3.3. Distintos tipos de conexión entre suelos y acuíferos
-Alfoldi, 1983-.
ZONA
SATURADA
37.
C.
El nivel saturado está situado a poca profundidad. En períodos secos el agua subterránea
ascenderá por capilaridad para contrarrestar las pérdidas debidas a evaporación y
evapotranspiración . En épocas húmedas, el agua descenderá hacia el acuífero. Este
caso es el más desfavorable de los citados por la conexión directa que existe entre suelo
y aguas subterráneas . La contaminación suf ri rá una propagación ascendente en épocas
secas y descendente en épocas húmedas.
3.4.5. OTROS
Se puede perder una cantidad considerable de nitrógeno del suelo como resultado de
la erosión superficial , por escorrentia o a través de las plantas.
La mayor parte del N extraído por la erosión del suelo o por escorrentía está en forma
orgánica , se deposita en ríos , lagos y oceanos y es de difícil recuperación para los sistemas
agrícolas . La cantidad de nitrógeno que se pierde del suelo por este mecanismo se estima en
4.5 x 109 kg/año.
Las plantas también pueden liberar parte del nitrógeno que absorben del suelo. La
determinación del N total en los cultivos , muestra que existe una acumulación rápida durante
el período vegetativo seguido por una disminución débil después del florecimiento. Se han
dado varias explicaciones para esta pérdida: volatilización de aminas , NH3 u óxidos de
nitrógeno . Aunque no se dispone de datos cuantitativos exactos , el N liberado por las plantas
es pequeño comparado con los procesos de lixiviado y desnitrificación.
4. CICLO INTERNO DEL NITROGENO EN EL SUELO
38.
4. CICLO INTERNO DEL NITROGENO EN EL SUELO
Dentro del ciclo global del nitrógeno en la naturaleza, se puede considerar que existe
otro subciclo en el suelo con características propias . Básicamente está formado por dos
procesos biológicos contrapuestos , una de mineralización y otro de inmovilización, basados
en el intercambio entre formas orgánicas e inorgánicas del nitrógeno , que se puede esquematizar como sigue:
Mineralización
N orgánico
NH3,
NO3
Inmovilización
Según este esquema, si disminuyen paulatinamente las concentraciones de las especies
minerales, predomina la inmovilización y si aumentan, lo hace la mineralización . Si no se
obse rva variación con el tiempo no significa necesariamente que no se desarrollan estos
procesos , sino que se llevan a cabo en proporciones iguales.
Puesto que ambos procesos aparecen simultáneamente en el suelo , las cantidades de
N mineral (NH4` y N03) medidas en cualquier tiempo representan la diferencia en magnitud
de los dos procesos opuestos, no la proporción en que se ha producido la reacción de
mineralización.
Las reacciones de mineralización e inmovilización pueden desglosarse en otras que
describen los estadios intermedios existentes en el ciclo interno . Así podemos citar: amonificación , nitrificación , desnitrificación , síntesis de biomasa , humificación y otras reacciones no
biológicas (fijación de amonio en las arcillas , reacciones de NH3 con la materia orgánica, etc.).
La complejidad de los procesos en que inte rviene el nitrógeno es elevada por el gran
número de fases que inte rvienen; así al estudiar las transformaciones que sufre el N orgánico
en el suelo es preciso considerar varias fracciones orgánicas relacionadas entre sí (restos de
animales y vegetales , biomasa , mate ri a orgánica parcialmente estabilizada y fracción de humus
estable ). La descomposición de los residuos orgánicos conduce a la incorporación de N en los
tejidos microbianos (biomasa), parte de este nitrógeno se convie rte en formas parcialmente
39.
estabilizadas y finalmente en humus estable a través del proceso de humificación . El tiempo
de residencia medio del N en estos estadios puede oscilar entre días (en algunos componentes
de la biomasa) y miles de años (en la fracción de humus estable).
4.1. MINERALIZACION FRENTE A INMOVILIZACION
Durante la degradación de los residuos orgánicos en el suelo, carbono y nitrógeno se
convie rten en tejido vegetal y parte del carbono se libera como CO2. Cuando los tejidos
microbianos son atacados , parte del nitrógeno inmovilizado evoluciona a formas minerales a
través del proceso de mineralización.
Un objetivo primordial en los estudios de las transformaciones del nitrógeno en los suelos
es asignar valores cuantitativos a las proporciones en que se producen las reacciones de
mineralización e inmovilización. A este respecto la relación C/N es una valiosa herramienta.
Los niveles de NH4' y NO3 en el suelo aumentan o disminuyen dependiendo de la relación
C/N del substrato . Residuos con relaciones C/N superiores a 30 y equivalentes a contenidos
de N menores que 1 . 5% conducen a una disminución de las reservas del nitrógeno mineral
inmovilizado por los microorganismos , es decir predomina el proceso de inmovilización. Si la
relación C/N es inferior a 20 o el N es superiora 2.5%, aumenta el N mineral como consecuencia
del predominio de la mineralización:
Relación C/N
< 20
20 - 30
> 30
N Mineral
Aumenta
No cambia
Disminuye
(NH4',NO3 )
Los cambios en la concentración de NO3 y CO2 que acompañan a la degradación que
sufren los residuos en el suelo se recogen en la figura 4. 1. Bajo condiciones adecuadas para
la actividad microbiana se produce una descomposición rápida y se libera CO2 en gran proporción , los microorganismos consumen N mineral y prevalece la inmovilización . Cuando la
relación C/ N del material degradado disminuye hasta 20, los nitratos aumentan de nuevo ya
que predomina la mineralización.
40.
O
60
I N MOVILIZACION
U
0
o
MINERALIZACION
TIEMPO
TIEMPO
Fig. 4.1. Variación del contenido en NO 3 y CO2 durante la
degradación de los residuos de los cultivos
en el suelo (Stevenson, 1985, pp. 1986).
en
41.
El tiempo requerido para que los microorganismos disminuyan la relación C/N de los
residuos de las plantas hasta el punto donde se inicia la mineralización varía mucho dependiendo de las condicidones existentes . Si éstas son favorables para el desarrollo de la actividad
microbiana , la mineralización empieza transcurridas 4 a 8 semanas desde que empezó la
descomposición de los residuos.
4.2. AMONIFICACION Y NITRIFICACION
La descomposición de los residuos orgánicos en el suelo es un proceso complejo, llevado
a cabo por la actividad conjunta de un amplio rango de organismos de la macro y microfauna,
del que solo se tratan aquí los aspectos relacionados con la conversión del nitrógeno orgánico
en especies minerales utilizables por las plantas ( NH4', NO3). Los factores que afectan a la
actividad microbiana (temperatura, humedad, pH, etc.) son los limitantes de la extensión con
que se desarrollan estos procesos.
La amonificación es el primer paso dentro de la degradación del nitrógeno orgánico,
mediante el cual se transforma en NH3 debido exclusivamente a la acción de microorganismos
heterótrofos. El paso siguiente consiste en la oxidación del amoniaco para dar nitratos, conocido
como nitrifricación , en el que intervienen sucesivamente dos grupos de bacterias autótrofas,
Nitrosomonas y Nitrobacter , según se recoge en el esquema de la página siguiente.
En la reacción de amonificación intervienen microorganismos tanto aerobios como
anaerobios, mientras que en la nitrificación sólo actúan aerobios; así pues las condiciones que
restringen el aporte de oxígeno favorecen la acumulación de NH4', y las condiciones de buena
aireación facilitan la conversión de amonio en nitratos.
Los resultados obtenidos para la conversión de NH4` a NO3 midiendo los incrementos
de NO3 no pueden usarse para calcular la proporción en que se verifica la reacción de
nitrificación , ni la disminución de NO3 para la de desnitrificación , a menos que otros estudios
muestren que hay ausencia de inmovilización.
BIOMASA
BIOLOGICA
Ht
+NH4
NH3.-
N. ORGANICO
N itrosomon os
NO
Nitrobacter
I
NITRIFICACION
AMONIFICACION
MINERALIZACION
INMOVILIZACION
43.
4.2.1. AMONIFICACION
La amonificación es un proceso enzimático en el que intervienen una amplia gama de
enzimas , cada una de las cuales actúa sobre un tipo específico de compuesto nitrogenado. El
substrato inicial es con frecuencia una macromolécula (proteína , ácido nucleico,
aminopolisacárido ) de la que se forman compuestos bioquímicos que contienen nitrógeno
(aminoácidos, purinas , pirimidas , aminoazúcares ...). Estos compuestos son finalmente atacados por otras enzinas , con la formación de NH3.
4.2.2. NITRIFICACION
El amoniaco formado en la amonificación se oxida rápidamente a nitrato (excepto en
condiciones anaerobias). Esta oxidación tiene un carácter marcadamente biológico, ya que se
lleva a cabo por la acción de dos grupos de bacterias autótrofas, Nitrosomonas y Nitrobacter,
responsables de la oxidación de NH4* a N02 y de N02 a NO3 respectivamente.
La transferencia de 6e que acompaña a la conversión de NH4* (estado de oxidación -3)
a NO2 (estado de oxidación +3) por Nitrosomonas sugiere al menos dos pasos intermedios,
los más probables son hidroxilamina (NH2OH) y nitroxilo (NOH).
+1 /2 02
NH4* -3
Amonio
+1 /2 02
- NH2OH -
-2H*
-1
Hidroxilamina
- NOH
-H*
+1
Nitroxilo
N02-H*
+3
Nitrito
Los organismos mencionados utilizan la energía liberada en el proceso (65 kcal/mol)
para desarrollar sus actividades vitales.
44.
La oxidación de NO2 a NO3 por Nitrobacter lleva consigo un cambio en el estado de
oxidación del nitrógeno de 2e' que libera una energía de 17,8 kcal/mol.
2e
NO3
+5
Nitrato
En esta reacción no existen pasos Intermedios.
Los principales factores que afectan a la nitrificación en el suelo son : temperatura,
humedad , pH y las concentraciones de NH4' , 02 y CO2 existentes . La producción de nitratos
disminuye a temperaturas inferiores a 30°C, y es casi despreciable por debajo de 5'C. Al igual
que la temperatura , el contenido de humedad juega un papel importante ya que el oxígeno y
dióxido de carbono que necesitan los organismos nitrificantes están disueltos en la solución
del suelo.
La oxidación de NO2 se produce generalmente a una velocidad mayor que la de NH4',
lo que explica las bajas concentraciones que normalmente se miden para el caso de los nitritos.
Sin embargo , en condiciones que favorecen la presencia de NH3 libre (alto pH y baja conductividad eléctrica) a veces se encuentran acumulaciones de NO2 , ya que el NH3 es tóxico
para Nitrobacter y se inhibe la oxidación de nitrito a nitrato.
Las bacterias nitrificantes son también muy sensibles a herbicidas, insecticidas , fungicidas , productos de descomposición de residuos orgánicos del suelo ya metabolitos excretados
por plantas o microorganismos. Esta circunstancia se ha aprovechado para aumentar la
eficiencia de los fertilizantes, con la adición de compuestos orgánicos sintéticos , como la
nitrapirina, que impiden la conversión de NH4* a NO2 y NO3, y disminuyen las pérdidas por
lixiviado y desnitrificación.
45.
4.3. SINTESIS DE BIOMASA
Gran part e del NH4' y NO3 formados a través de amonificación y nitrificación siguiente
es consumido simultáneamente por la microflora heterótrofa y conve rt ido en tejido microbiano
(biomasa). Las reacciones bioquímicas que se producen son las opuestas a las descritas en
el apa rtado 4.2., en las que el N03 se reduce a NH3 (reducción asimilatoria ) y a continuación
se combina con su substrato de carbono para formar los compuestos bioquímicos que contienen
N simple ( aminoácidos , bases purina y pirimidina , aminoazúcares , etc.) y después moléculas
complejas (proteínas , ácidos nucleicos , aminopolisacáridos , etc.).
En la mayor part e de los suelos , el nitrógeno inmovilizado en la biomasa no supera el
3% del total.
4.4. HUMIFICACION
El nitrógeno que entra en el sistema del suelo a través de la fijación biológica de N2, como
fertilizantes o por otros mecanismos está sujeto a diversas transformaciones biológicas y
químicas . Una parte es asimilado por las plantas , otra se pierde por lixiviado, desnitrificación
o volatilización de NH3 y otra se incorpora en formas de humus estable.
El efecto neto del proceso de humificación es la conversión del N de los aminoácidos en
las estructuras de los ácidos húmicos y fúlvicos , a través de un proceso que transcurre en
múltiples etapas:
a.
Descomposición de los polímeros , incluyendo lignina , para dar monómeros simples.
b.
Metabolismo de los monómeros por los microorganismos, con el consiguiente aumento
de la biomasa del suelo.
c.
Reorganización del C y N de la biomasa con la síntesis de nuevas células.
d.
Polimerización de los monómeros para dar polímeros de alto peso molecular.
El término "humus" designa las sustancias orgánicas variadas, de color pardo -negro,
resultantes de la descomposición de materia orgánica de origen vegetal, bajo la acción de los
46.
microorganismos del suelo y de las lombrices de tierra . En realidad esta materia orgánica que
se engloba bajo la denominación de humus, consta de dos grupos de productos muy distintos
en composición:
1
Materia orgánica más o menos fresca en vías de humificación o de mineralización,
también conocida como humus joven, lábil o libre , que no está fijada o ligada a las
partículas del suelo sino simplemente mezclada con ellas. Son restos vegetales con una
relación C/N alta, que provienen de los residuos de cosechas (raíces, rastrojos, pajas,
hojas) o de enmiendas orgánicas (cultivos enterrados). Este humus joven es sede de
una vida microbiana intensa que evoluciona durante algunos años para llegar a ser humus
estable.
2.
Humus estable o estabilizado . Es la materia orgánica sólidamente fijada en los agregados
de color oscuro , sometida a una acción microbiana lenta que provocará la mineralización
de este humus al ritmo del 1 al 2% anual . Su composición es muy compleja (ácidos
húmicos y fúlvicos ) y la relación C/N relativamente constante, alrededor de 9 o 10.
La proporción de humus joven y de humus estable es muy variable según la naturaleza
de los suelos y el sistema de cultivo que determina la impo rtancia de las aportaciones de
materia orgánica. Por término medio se puede estimar en un 20 a 25% de humus libre de
evolución rápida y un 75 a 80% de humus estable , que evoluciona lentamente.
La materia orgánica fresca añadida al suelo da origen al humus joven para llegar al humus
estable , con una reducción progresiva de la relación C/N. Durante su transformación, la materia
orgánica pierde peso progresivamente : 40% en el primer año, 70% después de dos años y del
80% cuando ha alcanzado el estado final de humus estable ( expresados en mate ri a seca).
Esta evolución de la materia orgánica enterrada es más o menos rápida dependiendo del tipo
de suelo : en suelos aireados es rápida y lenta en aquellos muy secos , excesivamente húmedos
o muy ácidos.
47.
4.5. REACCIONES NO BIOLOGICAS
No todas las transformaciones que sufre el nitrógeno se deben a los microorganismos,
algunas son de naturaleza química . Estas reacciones no biológicas juegan un papel importante
en el ciclo interno del N en el suelo. Las reacciones químicas de las formas inorgánicas del
nitrógeno se pueden clasificar en tres grupos:
1.
Fijación de NH4' en las supe rf icies interlaminares de los minerales de la arcilla, especialmente vermiculita y micas hidratadas.
2.
Fijación de NH3 en la fracción orgánica del suelo.
3.
Reacción de NO2 con constituyentes orgánicos , para dar formas orgánicas de nitrógeno
y gases nitrogenados (ver capítulo 3).
4.5.1. FIJACION DE AMONIO POR LOS MINERALES DE LA ARCILLA
Muchos suelos son capaces de retener cantidades considerables de NH4* en formas no
cambiables . En la fijación se sustituyen cationes interlaminares (Ca2+, Mg' , Na') por iones
amonio . La capacidad de los suelos para fijar NH4' varía desde unos kg/ha a centenares de
kg/ha, dependiendo de diversos factores:
Arcillas existentes . La cantidad de amonio retenido varía con la proporción y tipo de
arcilla presente. Los suelos arcillosos y margoarcillosos fijan más NH4' que los margosos y
éstos a su vez más que los arenosos.
Los principales minerales que retienen NH4' en una forma no cambiable son vermiculita,
¡lita y montmoriilonita . Prácticamente no se produce fijación en la caolinita . Podemos establecer
una secuencia de acuerdo con el poder de retención de estas arcillas, en orden decreciente:
vermiculita > ¡lita > montmorilionita > caolinita
K+ del suelo . La capacidad del suelo para fijar amonio depende en parte del contenido
en K. La fijación en los minerales micaceos (como ¡lita) se produce solo cuando la red se ha
empobrecido en K' como consecuencia de la meteorización. Cuando la carga interlaminar está
48.
neutralizada, las láminas están contraídas y el NH4* no puede entrar. Los suelos que contienen
grandes cantidades de ¡lita pueden o no fijar NH4* dependiendo del grado de meteorización y
saturación en K* de la red.
La adición de K* antes o junto con un fe rtilizante amónico reduce la fijación de NH4' en
relación a la cantidad de K* aplicada, como se obse rva en la figura 4.2. El efecto de bloqueo
del ión potasio puede evitarse aplicando el K* mucho antes que el NH4*.
Concentración de NH4*. El amonio retenido por el suelo aumenta con la proporción de
aplicación.
Condiciones de humedad . El secado del suelo después de la adición de NH4* aumenta
la magnitud de la fijación.
pH del suelo . La relación entre pH del suelo y capacidad de retención de NH4* no es
marcada. No obstante, la fijación tiende a aumentar débilmente con el aumento del pH. Suelos
ácidos con pH inferior a 5.5 apenas fijan NH4*
4.5.2. FIJACION DE NH3 POR LA MATERIA ORGANICA
Se denomina así normalmente a la reacción química del NH3 con la materia orgánica del
suelo . Se sabe muy poco de estas reacciones , aunque se ha obse rvado que la fijación se
favorece a valores de pH alto (fig. 4.3), está acompañada por el consumo de oxígeno (fig. 4.4)
y depende del contenido en materia orgánica del suelo (fig. 4.5).
La mayor parte de los estudios realizados indican que la disponibilidad del NH3 fijado
para ser utilizado por las plantas es relativamente baja.
4.6. DISPONIBILIDAD DE NITROGENO MINERAL
Sólo una pequeña fracción del N del suelo ( 1-2%del total ) se encuentra en forma utilizable
por las plantas ( NH4* y NO3). La concentración de estos iones varía dependiendo de diversos
factores:
49.
1.5
1.0
E
o
ov
x
Z
.5
0
5
0
15
10
20
K+ añadido ( meq) /100 q suelo
Fig. 4.2 . Efecto de la adición de K+ en la fijación de
amonio (Stevenson, 1985, pp. 198)
z
0
200
E
a
a
z
0
0
6
7
e
9
pH
Fig. 4.3. Efecto del pH en la fijación de NH3. (Stevenson,
1985, pp. 203)
50.
5
10
15
20
25
NH3 fijado (mg N)/g de suelo
Fig.4.4. Relación entre la fijación de NH3 y el consumo de
02 (Stevenson, 1985, pp. 203)
120
80
40
10
20
30
O' Carbono
40
50
60
Fig. 4.5. Relación entre la fijación de NH3 y el contenido en
C para un suelo rico en materia orgánica. (Stevenson,
1985, pp.' 204)
51.
a.
Variaciones estacionales . Los niveles de NO y NH4+ están afectados por la temperatura
y precipitación atmosférica . En las zonas templadas , las concentraciones más bajas se
registran en invierno debido al lixiviado , aumentan en primavera cuando empieza la
mineralización de la materia orgánica , disminuyen en verano por el consumo de las
plantas y se incrementan de nuevo en otoño cuando los restos de los cultivos comienzan
a descomponerse.
b.
Mineralización e inmovilizacion . Las concentraciones de nitrógeno mineral varían de
acuerdo con la actividad de los microorganismos del suelo y con la relación C/N de los
restos de plantas.
C.
Vegetación. Los contenidos de NH4` y NO3 pueden ser alterados por la asimilación directa
de los cultivos, por inmovilización y desnitrificación en la zona radicular y por inhibición
de la nitrificación debido a los productos excretados por las raíces.
Se han propuesto varios tests para predecir la disponibilidad del N del suelo, pero en
general no han obtenido el mismo éxito que para el caso de K y P. Los más utilizados se basan
en la determinación del NO3 residual, o bien en métodos químicos o de incubación, pero
ninguno de ellos se utiliza de forma generalizada.
5. LOS ABONOS NITROGENADOS . ASPECTOS GENERALES
52.
5. LOS ABONOS NITROGENADOS. ASPECTOS GENERALES
5.1. NUTRICION VEGETAL
Las plantas son capaces de asimilar algunas moléculas orgánicas complejas, aunque
prácticamente todas las sustancias que toman son minerales en forma de aniones y cationes.
Las sales minerales procedentes de la mineralización de las reservas orgánicas existentes o
de los abonos aplicados constituyen el sopo rte nutritivo de las plantas.
Cuando el estiércol era el único abono conocido , se consideraba que las plantas tomaban
sus alimentos del sue lo en forma orgánica. En 1823 Liebig demostró que no utilizan el estiércol
como tal, sino que absorben las sales minerales resu ltantes de su descomposición , una vez
que se ha disue lto en la solución del suelo.
5.1.1. ELEMENTOS MINERALES ESENCIALES PARA LAS PLANTAS
De los elementos químicos que forman la mate ri a vegetal sólo se consideran esenciales
unos 20 (de 17 a 24 según diferentes autores ). Estos se pueden dividir en mayoritarios,
minoritarios y oligoelementos o microelementos . Los dos primeros grupos constituyen el 99%
de la mate ri a seca vegetal , mientras que los del ú ltimo se encuentran en cantidades trazas. A
continuación se hace una relación de los elementos de estos grupos , así como de la proporción
en que se encuentran en ella.
ELEMENTOS MAYORITARIOS Y MINORITARIOS
C
40-50%
Ca
0.5-3.5%
O
42-44%
S
0.1-0.5%
H
6-7%
Mg
0.03-0.8%
N
1-3%
Na
0.001-3.5%
P
0.05-1 %
Si
0.005-1.35%
0.3-3%
CI
0. 15-0.25%
53.
OLIGOELEMENTOS
Fe, Mn , Cu, Zn, B, Mo, Co , Al, F, Se, Br, 1
En el primer grupo , carbono , oxígeno e hidrógeno forman el 95% de la materia seca, y
se encuentran en grandes concentraciones en aire y agua. Nitrógeno, fósforo y potasio se
denominan elementos fe rtilizantes.
En el segundo grupo los principales microelementos son: hierro, manganeso, cobre, zinc,
boro , molibdeno y cobalto . Algunos de éstos (como el zinc, cobre y molibdeno) actúan como
catalizadores en la síntesis de cie rt as sustancias orgánicas.
5.1.2. TOMA DE NUTRIENTES
Después de haber agotado las rese rvas de la semilla, la planta extrae agua y sales
minerales del suelo y oxígeno y CO2 del aire. El agua es a la vez alimento (aporta hidrógeno
y oxígeno) y medio de transpo rte de las sustancias disue ltas que no pueden ser asimiladas
directamente por las plantas.
Las raíces extraen del suelo agua y elementos parcialmente disue ltos (N, P, K, S, Mg,
Ca y microelementos). Para absorber estos elementos debe tomar mucha más agua de la que
conse rva en sus tejidos . El exceso de agua lo elimina por transpiración , concentrando las
soluciones en las hojas . Según Gros ( 1981 ) son necesarios de 350 a 800 1. de agua para
fabricar un kilogramo de materia seca.
Las hojas y los restantes órganos aéreos pueden absorber directamente sustancias a
través de sus tejidos superficiales . Esta propiedad se aprovecha en el caso del abonado foliar
con soluciones nutritivas pulverizadas.
Las soluciones del suelo contienen no solo elementos disueltos , sino también ácidos,
procedentes de la descomposición de residuos orgánicos , que facilitan la puesta en solución
54.
de sustancias insolubles en agua pura. Las raíces también contribuyen a la acidez de la
solución del suelo , ya que segregan sustancias de pH bajo capaces de atacar a compuestos
difícilmente solubles.
En cuanto a la extracción de oxígeno y CO2 del aire, el oxígeno lo absorben por las hojas,
tallos y raíces en la respiración, mientras que el CO2 lo adquieren en la fotosíntesis a través
de los estomas situados principalmente en el envés de las hojas . Este gas es la principal fuente
de carbono para los vegetales.
5.2. EL NITROGENO EN LA VEGETACION
De todos los elementos nutritivos el nitrógeno es el único que procede en su mayor parte
de la atmósfera. Se encuentra en la naturaleza en forma libre (N2) o combinada, ya sea mineral
u orgánica. El nitrógeno orgánico es un constituyente de toda materia viva animal o vegetal,
ya que junto con carbono , oxígeno , hidrógeno , azufre y fósforo forma las proteínas.
Las plantas no pueden utilizar para su alimentación ni el N2 del aire ni el orgánico. Lo
absorben por medio de sus raíces en estado mineral (nítrico o amoniacal). En la primera fase
de crecimiento muestran preferencia por el amoniacal , que utilizan más rápidamente que el
nítrico en la síntesis de proteínas.
Los nitritos son un producto intermedio en la oxidación del amoniaco . Tienen una existencia muy breve en el suelo antes de transformarse en nitratos . Estos últimos , una vez
absorbidos por la planta, deben seguir un proceso inverso en los tejidos vegetales, primero se
reducen a nitritos y después a amoniaco, que sirve para formar los aminoácidos en una primera
fase y las proteinas después.
En cuanto a los cultivos, el N es uno de los factores que determina los rendimientos y
es la base del abonado. Una planta bien provista de este elemento brota pronto , adquiere un
gran desarrollo de hojas y tallos y toma un color verde oscuro. Si se aplica en proporción
superior o inferior a las necesidades de los cultivos se producirán efectos negativos en los
mismos.
55.
La insuficiencia de nitrógeno se manifiesta por una vegetación raquítica. La planta se
desarrolla poco y el follaje toma un color verde amarillento característico, que evoluciona hacia
una pigmentación anaranjada , púrpura o violácea en los bordes de las hojas . La vegetación
Insuficiente viene acompañada de una maduración acelerada , caída prematura de las hojas
en otoño y disminución del rendimiento.
El exceso de N también ejerce efectos negativos en las cosechas , como la mayor
sensibilidad a las enfermedades ( los tejidos son más vulnerables al permanecer verdes y
tiernos durante más tiempo ), el retraso en la maduración (la absorción tardía de N estimula el
desarrollo vegetativo ) y, la tendencia al encamado de los cereales (el gran desarrollo foliar
I mpide que la luz fo rtalezca los tallos y las plantas tienden a tumbarse).
La fe rtilidad natural de un suelo depende , en su mayor parte , del porcentaje anual de
mineralización de sus rese rvas orgánicas . El nitrógeno se acumula en el suelo en el humus
que contiene alrededor del 5%de nitrógeno orgánico . Este se mineraliza progresivamente bajo
la acción de la flora microbiana ( 1 a 2% por año), y en la última fase de esta evolución, el
nitrógeno orgánico se transforma en nítrico que ya puede ser utilizado por las plantas.
5.3. ABONADO NITROGENADO. TIPOS
Las plantas absorben nitrógeno durante toda su existencia ; no obstante hay estadios
vegetativos en los que la necesidad de este elemento es especialmente intensa . Estos períodos
se corresponden con fases de crecimiento activo: desarrollo radicular, formación de los órganos
reproductores , fecundación, etc.
Toda necesidad de nitrógeno no cubie rta se traduce en una disminución del rendimiento.
El objetivo fundamental de la fe rtilización nitrogenada es asegurar la continuidad de la nutrición
nitrogenada de los cultivos , supliendo las deficiencias que se produzcan en el suministro de
nitrógeno procedente de las rese rv as del suelo . Para ello se utilizan abonos sintetizados a
56.
partir del N2 del aire, en los que se obtiene como producto intermedio el amoniaco , y abonos
de origen natural a partir de residuos de animales y vegetales (estiércol, lodos, compost, etc.)
o minerales como el nitrato sódico.
Los abonos nitrogenados que se emplean tienen propiedades diferentes : unos ejercen
una acción retardada o progresiva , mientras que otros actúan con rapidez debido a su alta
solubilidad . Los primeros se mineralizan poco a poco, liberan nitrógeno lentamente para
adaptarse al ritmo de absorción de la planta , limitando con ello las pérdidas por lixiviado.
Entre los abonos más empleados podemos citar los orgánicos nitrogenados (contienen
al menos un 3% de nitrógeno orgánico de origen exclusivamente vegetal o animal ), los de
síntesis orgánica (por ejemplo compuestos urea-formaldehido , con una proporción de N
superior al 30%), nitrógeno cianamídico (con 17 a 21 % de nitrógeno amídico), nitrógeno nítrico
(15 a 16% de N), nitrógeno amoniacal (20 a 21 % de N), nitrógeno nítrico ( 15 a 16% de N),
nítrico- amoniacales o nitratos amónicos (35% de N) y abonos compuestos.
Con frecuencia se expresa la riqueza de un abono en unidades fe rtilizantes (U.F). Una
unidad fe rtilizante equivale a un kilogramo de nitrógeno (de ácido fosfórico o de potasa, para
el caso de abonos fosfatados o potásicos respectivamente ). En los abonos compuestos se
utiliza una expresión formada por tres números separados por guiones (14-12-16), referidos
respectivamente al contenido en nitrógeno , ácido fosfórico (P2O6), y potasa (K20)Si dejamos a un lado los abonos orgánicos, el nitrógeno puede encontrarse en forma
nítrica, amoniacal , ureica o amídica. De todas ellas, el nitrógeno amídico de la cianamida es
el que actúa con mayor lentitud.
La forma en que un abono apo rte nitrógeno sólo tiene una impo rtancia relativa; lo que
interesa es apo rtar una dosis de nitrógeno suficiente en la época adecuada y situar el abono
en las condiciones que aseguren su máxima eficacia . Los condicionantes reales de la utilización
de un abono u otro son el precio de la unidad fe rtilizante y la comodidad de empleo.
57.
Mientras que en los abonos fosfatados y potásicos, únicamente hay que preocuparse de
mantener una dosis concreta , en los abonos nitrogenados hay que evitar que la proporción de
aplicación exceda a las necesidades de los cultivos debido tanto a su acción negativa sobre
la vegetación como a su elevada movilidad.
Para realizar un abonado racional sería preciso conocer el nitrógeno que suministra el
suelo a partir de sus rese rvas e introducir el resto mediante abonos . Pero la mineralización de
las rese rvas orgánicas depende de la actividad microbiana y se produce a un ritmo imprevisible.
Se estima que, bajo climas templados y en tierras bien cultivadas , las rese rvas del suelo
suministran de un 50 a un 65% del nitrógeno total que absorben las plantas; es decir, hay que
aplicar de un 35 a 50% en forma de abonos minerales . En los suelos pobres o muy pobres,
con rese rvas escasas, será preciso aumentar la proporción de abonado.
La época más favorable de adición del nitrógeno se sitúa al final del invierno y durante
la primavera . No obstante , en algunos cultivos parte del nitrógeno se apo rta en otoño. Estas
aplicaciones deben reducirse al mínimo para evitar el lixiviado de nitratos , que aumenta durante
los períodos húmedos cuando los niveles de humedad del suelo son mayores y la evapotranspiración es menor.
5.4. RENTABILIDAD DEL ABONADO
Los abonos constituyen una inversión necesaria en la agricultura , que se compensa
cuando se utilizan bien y dentro de los límites de su rentabilidad. El empleo de abonos es un
medio de producir más, pero no a cualquier precio . Existe un límite para su utilización, ya que
no se puede aumentar indefinidamente los rendimientos aumentando las dosis de aplicación.
Llega un momento en que una adición suplementaria no proporciona ninguna mejora en la
producción , se dice entonces que se ha alcanzado el rendimiento teórico máximo . Antes de
este punto , se localiza el límite económico , a partir del cual el aumento en la producción si rve
únicamente para cubrir el coste de los abonos empleados.
58.
Cuando se suministran dosis crecientes de fe rtilizantes , los aumentos de rendimiento
son cada vez menores a medida que las dosis aumentan (fig. 5.1.). En la práctica, a partir de
un cie rto nivel, conviene aumentar con prudencia los límites de rentabilidad . Estos dependen
no sólo del complejo suelo -clima, sino también de las técnicas de cultivo y de la relación entre
los precios de abonos y productos agrícolas.
Para determinar la cantidad de fertilizante a emplear, se debería tener en cuenta en cada
caso , las necesidades del cultivo considerado y las posibilidades de suministro de elementos
fe rtilizantes a partir de las reservas del suelo , pero estos datos sólo se conocen de forma
aproximada , y sólo podremos conocer el orden de magnitud de abonado conveniente.
59.
70
60
50
o
Límite
x
Rendimiento teórico
máximo
40
o
0
1Z
o
50
10
0
40
e0
120
160
200
UNIDADES N
Fig. 5.1. Relación entre producción de trigo y proporción
de fertilizante aplicado.
ecdnomico
6. EFECTOS DEL NITROGENO EN LA SALUD Y EL MEDIO AMBIENTE
60.
6. EFECTOS DEL NITROGENO EN LA SALUD Y EL MEDIO AMBIENTE
6.1. INTRODUCCION
Existen muchos aspectos del ciclo del N en el suelo que parecen incidir de forma negativa
en la salud y el medio ambiente , y se asocian con la presencia de nitratos en las aguas naturales,
con el exceso de nitratos y nitritos en los alimentos humanos y animales , con la posible acción
del óxido nitroso ( N20, procedente de fe rtilizantes nitrogenados y del suelo ) en la disminución
del ozono estratosférico, etc.
Los efectos potencialmente negativos del N en la salud y el entorno se enumeran en la
tabla 6.1.
En general se considera que el aporte fundamental de nitratos procede de los fe rtilizantes
empleados en la agricultura . No obstante , en muchos casos existen otras fuentes de NO3 que
pueden relegar a los fertilizantes a un segundo plano . La contribución relativa de cada apo rte
depende de las condiciones en cada zona.
TABLA 6.1. EFECTOS POTENCIALMENTE NEGATIVOS DEL N EN LA SALUD
Y EL MEDIO AMBIENTE
IMPACTO
SALUD HUMANA
Metahemoglobinemia en lactantes
Cáncer
Enfermedades respiratorias
SALUD ANIMAL
Pérdidas de ganado
CRECIMIENTO DE PLANTAS
Crecimiento atrofiado
Crecimiento excesivo
CALIDAD AMBIENTAL
Eu trofización
Disminución del ozono de la
estratosfera
Daños al ecosistema y a materi ales
AGENTE QUE LO ORIGINA
Exceso de NO3 y NO; en agua y alimentos
Nitrosaminas a partir de NO2- y aminas secundarias
Aerosoles nitratados , NO2- y vapor de HNO3 en
zonas urbanas
Exceso de NO3- en agua y alimentos
Altas concentraciones de NO2 en el suelo
Exceso de N disponible
N orgánico e inorgánico en aguas superficiales
Oxido nitroso procedente de nitrificación,
desnitrificación y emisión de chimeneas
Aerosoles nítricos en la lluvia
61.
6.2. NITRATOS EN AGUA Y ALIMENTOS
Al hablar de salud en relación con el nitrógeno, normalmente se trata del ión nitrato,
aunque hay que Indicar que el nitrito es mucho más agresivo.
Cuando los nitratos se ingieren en grandes concentraciones , pueden dar lugar a la
enfermedad conocida como metahemoglobinemia. Consiste en la imposibilidad de transpo rte
de oxígeno en la sangre , originada por la presencia de nitritos o, indirectamente , de nitratos.
Esta enfermedad es poco impo rtante en adultos , pero puede llegar a ser mortal en lactantes
menores de seis meses.
Las elevadas concentraciones de nitratos también afectan al ganado , especialmente a
los rumiantes ; los microorganismos de su aparato digestivo reducen los nitratos a nitritos. Los
animales domésticos , incluyendo a las aves de corral, también son sensibles a estos iones.
Los NO3 y N02"inhiben el metabolismo de la vitamina A y del iodo en los animales investigados.
Según Freeze y Cherry ( 1979 ), si un agua tiene más de 450 mg/l de NO3, no puede utilizarse
para abastecer al ganado.
Aún no se conocen los efectos del consumo prolongado de altas concentraciones de
nitratos y nitritos. Las autoridades no se ponen de acuerdo al establecer unos límites seguros
respecto a las concentraciones de estos aniones en el agua de bebida. El U.S. Public Health
Se rv ice da como límite máximo de nitratos en el agua 45 mg/1 de N03 ó 10 mg/ 1 de N03-N; la
O.M.S. considera como límite máximo 45 mg/I de NO3, en la norma europea de potabilidad se
establece como límite 50 mg/1 de NO3 y, en la legislación española se admiten hasta 50 mg/1
de N03 para el consumo humano ( BOE, 29 Junio 1982). El U.S. Public Health Se rv ice ha
establecido también límites para los nitratos en cie rtos productos derivados de carnes y pescados.
Algunas aguas de manantiales y acuíferos utilizados para abastecimiento están llegando
al valor máximo permitido y en muchos casos lo sobrepasan.
62.
6.2.1. METAHEMOGLOBINEMIA
Los nitratos llegan a ser tóxicos (producen metahemoglobinemia) solo cuando se
transforman en nitritos por reducción bacteriana en el tracto digestivo . El N02 es absorbido
en el flujo sanguíneo donde oxida el ión ferroso ( Fe2+), produciendo metahemoglobina, sustancia incapaz de transportar 02. La asfixia resultante puede llegar a ser mortal.
A continuación se citan algunos medios favorables para la reducción bacteriana de NO3
a
N02'.
En el estómago de bebés de seis meses aproximadamente , donde el pH gástrico
permite el crecimiento de microorganismos capaces de transformar los NO3. en
NO2-.
-
En el aparato digestivo del ganado.
En verduras o comidas preparadas que contienen altas concentraciones de N03-,
almacenadas en condiciones que permiten la proliferación de microorganismos.
La mayor parte de los casos citados se han asociado con espinacas.
-
En forrajes húmedos de alto contenido en N03. Su ingestión es tóxica para el
ganado.
Durante el ensilado de cultivos forrajeros los N03 se convierten en NO2 por la acción
de bacterias desnitrificantes , liberándose gases venenosos ( NO, NO2, N204). Bajo cie rtas
circunstancias estos óxidos de nitrógeno se acumulan en la rampa de caida de los silos; son
letales cuando son inhalados por hombres y animales.
Desde 1945 se han registrado unos 2 . 000 casos de metahemoglobinemia en Europa y
América del Norte , con una mortandad del 7-8%. A partir de entonces se han llevado a cabo
estudios en todo el mundo . Una investigación desarrollada en 37 estados de U.S.A. durante
1979 reveló sólo dos casos de esta enfermedad en un período de diez años, y estaban asociados con la utilización de agua procedente de pozos privados.
63.
A pesar de los altos contenidos de nitratos en las aguas de U.S.A., la incidencia de la
metahomoglobinemia ha sido despreciable en los últimos años. Por ello, algunos autores
consideran que el desarrollo de esta enfermedad no está directamente relacionada con las
elevadas concentraciones de N03 existentes en las aguas. No obstante , en las zonas donde
el agua supera el límite máximo permitido , se recomienda que los niños menores de 1 año
consuman aguas con bajas concentraciones de NO3.
Otros autores consideran que existe una relación marcada entre los niveles elevados de
nitratos en el agua subterránea utilizada para abastecimiento y la metahemoglobinemia alimentaria.
Lehr ( 1985) cataloga a esta enfermedad como antigua y prácticamente errradicada en
todo el mundo . Sin embargo, aparece de forma ocasional cuando se utiliza para abastecimiento
agua de pozos excavados con altos contenidos en nitratos.
6.2.2. NITRATOS EN LAS AGUAS SUPERFICIALES
El contenido de N03 de las aguas supe rficiales ha ido aumentando progresivamente
como consecuencia de la actividad antrópica (arado del suelo, incremento de ganado, fertilización intensa con nitrógeno, ve rtidos industriales , aguas residuales , etc.) a través del tiempo.
Se ha obse rvado una variación estacional de la concentración de N03 en los ríos de
U.S.A., según la cual los niveles de este ión tienden a ser mayores en primavera, intermedios
en otoño e invierno y, menores en verano. Esta variación se atribuye a factores climáticos y al
volúmen de lixiviado existente.
En la figura 6.1. se observa una relación hipotética entre producción , proporción de
fetilizante aplicado y nitrógeno lixiviado , para el caso de cereales. Las pérdidas por lixiviado
pueden seguir dos tendencias (líneas A o B). En la evolución reflejada en B, las pérdidas serían
menores como consecuencia de la aplicación de fertilizante nitrogenado en proporción inferior
a la requerida por los cultivos. En A se describe una tendencia en la que las pérdidas por
lixiviado estarían directamente relacionadas con la cantidad de fe rtilizante aplicado.
64.
n
Producción
Pérdidas de N por
lixiviado
o
o
o
Punto de ganancia
económica máxima
Ui
W
a.
z
A, B
N
Tendencias de
evolución
APLICADO
Fig. 6.1. Relación hipotética entre producción de cultivos,
proporción_de aplicación de fertilizantes y conte
nido de NO
- N de las a g uas de drenaje . - Modifi
cado de Stivenson, 1985 -.
65.
Los nitratos existentes en las aguas superf iciales proceden en gran parte de los vertidos
que se hacen en ríos y embalses , aún cuando estén tratados. Cuando las aguas residuales
se someten a un tratamiento primario sólo se elimina el 5% del nitrógeno existente y, en el
secundario la cantidad extraída es inferior al 50% del nitrógeno presente, de ahí que los vertidos
constribuyan en gran medida a la eutrofización de estas aguas , por la elevada concentración
de nutrientes que aportan.
La contaminación por nitratos, obse rvada en las aguas superf iciales de una zona concreta
está relacionada con la población existente en la misma y con la proporción del terreno que
se dedica a la agricultura . Las zonas más pobladas presentan más problemas de contaminación
en los ríos que aquellas cuya densidad de población es baja.
En estudios realizados en Francia se aprecia una degradación progresiva de las aguas
supe rf iciales (figura 6.2.).
6.2.3. NITRATOS EN LAS AGUAS SUBTERRANEAS
El contaminante más común en el agua subterránea es el nitrógeno disuelto en forma
de nitrato. Los compuestos nitrogenados orgánicos no se consideran normalmente como un
peligro para la contaminación del agua subterránea, pero los productos de su mineralización
sí lo son . En zonas donde el nivel freático está poco profundo y responde rápidamente a las
fluctuaciones del nivel del agua supe rf icial (como sucede en las marismas ), el N orgánico puede
ser lixiviado junto con formas inorgánicas.
Los nitratos en el agua subterránea generalmente proceden de los apo rtados en la
supe rf icie del terreno o en zonas poco profundas donde se entierran resíduos ricos en nitrógeno.
En muchos casos se originan por transformación del nitrógeno orgánico o del lón amonio,
procesos que normalmente se desarrollan en la zona no saturada.
66.
l oo
8o
so
40
20
CONCENTRACION
DE NITRATOS ( mg/I de
NOS)
100
80
80
1986 (1908andlisis)
40
20
10
CONCENTRACION
50
25
DE
NITRATOS
(mg/I de
NO3)
Fig. 6.2. Evolución de la concentración de nitratos
en ríos de Francia - Cuenca Adour - Garonne -.
67.
Los condicionantes del movimiento del agua , potencialmente contaminada , en el pe rf il
del suelo son : el volúmen de agua infiltrada, la humedad del suelo al comienzo de la recarga
y la porosidad y permeabilidad. El lixiviado de NO3- aumenta durante los períodos húmedos
cuando los niveles de humedad del suelo son mayores y la evapotranspiración es menor.
Esta especie aniónica se mueve con el agua subterránea sin apenas sufri r transformaciones, de ahí que aumenten los contenidos en nit ratos de forma progresiva a través del tiempo.
La contaminación de las aguas subterráneas debido a esta especie tiene por tanto un carácter
acumulativo , y una vez producida puede persistir durante largos períodos de tiempo, aún
después de que se eliminen las causas que la provocaron.
La contaminación por nitratos raramente se encuentra a profundidades superiores a
10-100 m por debajo del nivel freático . Pero , con el tiempo , puede extenderse a mayores
profundidades en zonas donde hay un aporte considerable de este ión y condiciones de oxidación . Por ejemplo , en un estudio realizado en pozos profundos de California (de 240 a 400
m.), el NO3 aumentó desde 1 mg/I en 1950 hasta 10-17 mg/I en 1962.
Aunque la contaminación de las aguas someras por N03"puede atribuirse frecuentemente
al lixiviado de fertilizantes , en estudios realizados en extensos acuíferos someros de Albe rta,
Montana y Tejas, la mayor parte de los nitratos procede de la oxidación y lixiviado del N orgánico
natural del suelo . Si un suelo contiene un 0.2% de nitrógeno orgánico y se mineraliza del 1-3%,
se pueden liberar de 22 a 67 kg N/ha.
En muchos casos los fe rtilizantes ejercen un efecto despreciable en la contaminación
del agua subterránea , como se desprende por ejemplo de un estudio realizado en Missouri en
el que se analizan 6.000 abastecimientos y se obtiene un coeficiente de correlación no significativo (-0.029), entre la cantidad de fertilizante nitrogenado empleado y el contenido de
nitratos del agua subterránea. En Carolina del No rte se obtienen resultados similares al
comparar el aumento en la fertilización con el incremento de nitrógeno en las aguas
subterráneas para el período 1920-1967.
En base a la bibliografía consultada se concluye que, a escala regional , la agricultura es
una de las principales causas potenciales de degradación de la calidad de las aguas, pero a
68.
escala local hay que tener en cuenta otros focos contaminantes , entre los que caben citar las
aguas residuales , los excrementos animales, residuos del procesado de alimentos, efluentes
industriales, etc. (apa rtado 3.3.).
Las elevadas concentraciones de NO3 que se registran en los acuíferos , con frecuencia
se asocian a la utilización del suelo situado sobre éstos. En un estudio realizado en Colorado
se han analizado las aguas subterráneas existentes bajo diferentes situaciones . A continuación
se adjuntan los valores de nitratos medidos ( Singh and Sekhon, 1979), expresados como mg/1
de NO,-N:
- Aguas bajo pastos vírgenes:
0.1-19
- Aguas bajo maíz en barbecho:
5-9.5
- Aguas bajo alfalfa regada:
1-44
- Aguas bajo depósitos de deyecciones de ganado:
0-41
En muchas áreas agrícolas de aguas subterráneas someras, la contaminación por
nitratos se atribuye al lixiviado de excrementos avícolas y ganaderos.
6.2.4. NITRATOS EN ALIMENTOS
Uno de los aspectos que hay que controlar en los sistemas agro -hidrológicos es el riesgo
en la salud debido a la introducción de especies no deseables en las cadenas alimentarias.
La incorporación de sustancias procedentes de los fertilizantes y pesticidas empleados en la
agricultura en estas cadenas puede realizarse a través de distintos mecanismos:
Agua superficial - cultivos - hombre
Suelo - agua subterránea - hombre
Suelo - cultivos - hombre
Suelo - cultivos - animales - hombre
Los nitratos con frecuencia se acumulan en cantidades tan elevadas en las plantas que
constituyen un peligro cuando son ingeridos por animales o directamente por el hombre. Entre
69.
los factores que favorecen esta acumulación se pueden citar: altos niveles de NO3 en el suelo,
Intensidad de luz reducida durante la maduración y deficiencias en los contenidos de humedad
del suelo y de nutrientes en las plantas.
Si se aplican altas dosis de fertilizantes a los cultivos , los NO3 no metabolizados se
depositan como resíduos en las plantas . En cie rtas verduras como lechuga, remolacha, apio,
espinacas , etc., se encuentran en concentraciones muy altas ; se han citado contenidos en
NO3 de 3 .000 µg/g. El uso inadecuado de fe rtilizantes nitrogenados conduce a Incrementar
los niveles de NO3 en las cadenas alimentarias.
Los NO3 se añaden a muchos productos cárnicos, existiendo el peligro potencial de la
formación de nitrosaminas.
La estimación de las dosis de nitratos que el hombre absorbe a través de la alimentación
es delicada y depende de diversos factores: regímenes y hábitos alimentarios , modo de
conservación de los alimentos , naturaleza y proporción de los productos ingeridos, ..., etc. Las
recomendaciones de FAO/OMS fijan para un adulto la dosis diaria admisible de 3.65 mg
NO37kg/día. Estudios realizados recientemente en Francia muestran que el apo rte diario, en
adultos , es de 100 a 300 mg de NO,/día.
La mayor parte de los nitratos consumidos diariamente por adultos se adquiere a través
de las verduras (tabla 6.2.), a menos que el agua de consumo tenga una concentración de
nitratos superior a 100 mg/I (figura 6.3.).
70.
CONCENTRACION
DEL AGUA.
< 25 mg
NO3/I
< 50 mg
NO3 /I
<100 mg
DISTR I B UC ION
DE APORTES
NO3 /I
Fig. 6.3. Ejemplo de distribución del aporte de nitratos en
un adulto de 70 Kg. - Dosis diaria admisible 255
mg NO3 en base a un consumo diario de:
M
legumbres
100 mg
embutidos
25 mg
frutas, pan, productos lácteos
10 mg
2 1. de agua - concentración variable -.
71.
TABLA 6.2. CONTENIDO EN NITRATOS DE ALGUNOS ALIMENTOS (ORDENES DE
MAGNITUD EN mg NO37kg)
HORTALIZAS
100-2000
rábanos
apio
2.000
remolacha
lechuga , escarola
1.000
zanahoria
200
patata
150
CHARCUTERIA
Paté
180
jamón
150
salchichas
carne de cerdo
75
En bebés alimentados con leche matemizada (diluida con agua) hay que evitar que no
se sobrepasen los 25 mg/ 1 de NO3. Si el agua de abastecimiento tiene una concentración entre
25 y 50 mg NO3 se debe utilizar agua embotellada exenta de NO3, ya que un bebé ingiere,
en relación a su peso , más agua que un adulto, su pH gástrico es más elevado y su flora
Intestinal puede provocar la reducción a nitritos , y son por tanto más sensibles a la metahemoglobinemia.
Para prevenir esta enfermedad en bebés se recomienda la aplicación de una reglamentación estricta a los alimentos que consumen (harinas y "potitos ") y siempre que sea posible
la utilización de la leche mate rn a (las glándulas mamarias constituyen una barrera eficaz para
el paso de nitratos).
72.
6.3. ASPECTOS AMBIENTALES
En los últimos apios ha aumentado la preocupación por la posible conexión entre suelo
(y fertilizantes nitrogenados) y aumento de eutrofización de lagos, disminución de la capa de
ozono (O3) estratosférica , toxicidad de los N02 en las plantas y dafios al ecosistema provocados
por lluvias ácidas.
6.3.1.
POSIBLE RELACION ENTRE FERTILIZANTES NITROGENADOS Y DISMINUCION DE OZONO EN LA ESTRATOSFERA
El ozono existente en la alta atmósfera constituye una barrera protectora contra la
radiación u ltravioleta que llega a la Tierra.
La capa de ozono se encuentra aproximadamente entre 16 y 33 km . sobre la supe rf icie
terrestre . El 99% de la radiación ultravioleta que llega con la longitud de onda más peligrosa
(< 300 nm) es absorbida por esta capa.
El ozono se está formando y destruyendo continuamente en la estratosfera. Una
disminución en la cantidad media presente puede originar problemas para la vida humana y
la de animales y plantas ; cada reducción del 1% del 03 de la estratosfera , podría conducir a
un aumento del 2% en el cáncer de piel en el hombre.
Las reacciones básicas que conducen a la formación de ozono en la estratosfera son:
rayos u.v
- O+0
02
< 242 nm
0+02
- 03
Este proceso está en equilibrio dinámico con otros que destruyen 03:
73.
rayos u.v
03
0+02
<310 nm
La capa de 03 es vulnerable a diversos productos introducidos a través de la actividad
antrópica : clorofluorocarbonos , productos liberados en la ignición de los combustibles fósiles
y gases expulsados por los aviones . Estos últimos pueden afectar a la capa de 03 con bastante
rapidez, ya que se desprenden en el límite de la estratosfera.
Entre los gases que favorecen la disminución de ozono está el N20, que se produce en
el suelo por nitrificación y desnitrificación bacteriana.
La cuantificación del impacto potencial del N20 derivado del suelo en la disminución del
ozono está llena de incertidumbres, que incluyen la falta de información de la proporción de
N20 (frente a N2) liberado en los procesos de desnitrificación , y del tiempo de residencia del
N20 en la troposfera, si bien se estima que produce una reducción anual de 03 del 1,5%.
6.3.2. EUTROFIZACION
La eutrofización puede definirse como el proceso de enriquecimiento de las aguas en
nutrientes , que favorece el desarrollo de la vegetación acuática , incluyendo plancton y algas.
Este proceso provoca una disminución en el oxígeno disuelto del agua y pone en peligro la
vida de la fauna acuática . También se deterioran el olor y sabor del agua.
En un sistema ecológico se mantiene un equilibrio entre la producción y el consumo de
oxígeno. Si la producción es menor que el consumo , se produce un agotamiento del oxígeno,
pudiendo llegar a la reducción de nitratos, sulfatos y carbonatos formándose nitrógeno gas,
amonio , bisulfuro y metano gas. Y, si es mayor, la materia orgánica aumenta debido al desarrollo
excesivo de la vegetación acuática . En este ú ltimo caso se producirá una sedimentación de la
74.
materia orgánica en el fondo del embalse o del cauce de aguas ricas en nutrientes , creándose
un ambiente fue rtemente reductor. A los lagos que presentan estas características se les
denomina eutróficos.
El fenómeno de la eutrofización supone que los organismos que se desarrollan en el
agua la enturbian, e Impiden la penetración de la luz y reducen la producción de oxígeno. Estos
organismos al descomponerse toman oxígeno del agua.
La medida de la eutrofización se realiza con parámetros directos (cualitativos o cuantitativos) e indirectos . En los cualitativos se evalúa el plancton presente en el lago o embalse y,
en los cuantitativos se determinan oxígeno disuelto , productividad biológica (clorofilas , volúmen
de algas, producción de oxígeno , etc) y nivel de nutrientes (nitrógeno y fósforo). Los indirectos
incluyen sólidos disueltos yen suspensión , calcio , sodio , potasio , sulfuros y cloruros ; el aumento
de la concentración de estos parámetros indica que hay un apo rte de nutrientes primarios
(N, P).
El fósforo , más que el nitrógeno , es normalmente el nutriente limitante del crecimiento
de la vegetación acuática.
Se considera que los NO3 procedentes de las zonas cultivadas contribuyen a la
eutrofización , aunque el aporte principal lo constituyen las aguas residuales que se vie rten
directamente a los ecosistemas mencionados (lagos y embalses).
6.3.3. LLUVIAS ACIDAS
La lluvia ácida , considerada como tal la que tiene pH menor que 5.7 (valor arbitrario que
varía de acuerdo con diferentes autores), se produce sobre amplias zonas del norte de Europa,
dei este de Canadá y del noreste de U.S .A. La acidez que posee se debe principalmente a los
ácidos H2SO4 y HNO3, con una contribución menor de HCI.
75.
Los efectos que tienen son diversos. El más notable es la disminución del pH de lagos
(caso de Norteamérica y Escandinavia), que va acompañada de un aumento del aluminio
disuelto (tóxico para las plantas), provocando la disminución , o incluso aniquilación de la vida
vegetal en estos ecosistemas.
Los efectos ecológicos de las lluvias ácidas son difíciles de evaluar. Pueden provocar la
interrupción del ciclo bioquímico, de[ reciclado de nutrientes, y de la descomposición de la
materia orgánica, la disminución de la fertilidad del suelo y la acidificación de lagos que afecta
a algas , macrofitos, invertebrados y peces.
6.4. FORMACION DE NITROSAMINAS
El peligro potencial de las nitrosaminas como sustancias tóxicas existentes en cie rtos
productos alimenticios , o formadas después de su ingestión , es un tema de interés creciente.
Las nitrosaminas son cancerígenas, mutagénicas y altamente tóxicas a muy bajas
concentraciones . Se forman por reacción de N02 con aminas secundarias y penetran
fácilmente en las membranas biológicas.
Las aminas alifáticas primarias reaccionan con los nitritos para formar sales diazónicas
que son inestables y se rompen , para dar N2 y una mezcla compleja de compuestos orgánicos:
H20
+
R-NH2
NaNO2
Nitrito
Amina
+
HX
- [ RN 21
- N 2 + alcoholes y al q uenos
Acido
alifática
p rimaria
Por el contrario , las aminas aromáticas y afif áticas secundarias reaccionan con N02 para
formar nitrosaminas , de acuerdo con la reacción:
76.
N-N = O + NaX + H2O
N-H + NaNO2 + HX
R
Amina
Nitrito
Acido
Nitrosamina
secundaria
Existe un peligro potencial para la salud del hombre y animales si las nitrosaminas se
forman en el suelo (a partir de productos de degradación de pesticidas o de precursores
presentes en estiércol y fangos de aguas residuales) y penetran en las cadenas alimentarias
7. CONTROL DE LA CONTAMINACION POR NITRATOS EN LAS AGUAS
SUBTERRANEAS
77.
7.
CONTROL DE LA CONTAMINACION POR NITRATOS EN LAS AGUAS
SUBTERRANEAS
Para evitar el aumento de la concentración de nitratos en los acuíferos hay que conocer
bien las causas y mecanismos que los originan. Las causas son múltiples, y aunque las
principales son generalmente la intensificación de la agricultura y ganadería (con la utilización
de fe rtilizantes y la concentración de elevado número de animales en áreas reducidas), de
forma puntual se pueden encontrar otras fuentes contaminantes: aguas residuales, ve rtidos
industriales , modificaciones creadas al cambiar la utilización del suelo ..., etc.
Debido a las diferencias en clima, suelo , mineralogía , propiedades hid rogeológicas,
utilización del suelo , etc., no se pueden aplicar medidas de control standard , pero pueden
recomendarse algunos principios generales. La metodo logía a seguir en el estudio de un
problema de contaminación debe considerar el área de extensión del proceso (contaminación
puntual o difusa), la capacidad de contaminación (potencial o real), la duración (temporal,
duradera , antigua o reciente), y la vulnerabilidad del acuífero ante la contaminación.
En el caso de contaminaciones puntuales es posible , al menos en teoría erradicar esta
alteración del medio , pero la contaminación difusa es más difícil de combatir debido a las
características particulares que presenta: afecta a un área extensa y hay un buen número de
transformaciones mal conocidas y de difícil control ( mineralización de la mate ri a orgánica,
desnitrificación ..., etc.).
El problema de la contaminación por nitratos conduce a adoptar dos medidas paralelas:
el empleo de técnicas de descontaminación destinadas a responder a corto plazo a las
exigencias de las normas sanitarias en las aguas de consumo y, la puesta en marcha de
métodos de prevención que a largo plazo se traduzcan en una disminución de las concentraciones de nitratos existentes en las aguas subterráneas. Estas dos políticas (prevención-curación ) han de llevarse a cabo de forma simultánea.
La política preventiva se basa al mismo tiempo en la reglamentación y en la persuasión.
El programa de acción consiste en la integración de todos los ángulos de ataque posibles:
investigación, información, formación, mejora en las prácticas agrícolas y lucha contra las
78.
contaminaciones puntuales. En estas medidas a largo plazo no hay que olvidar la importancia
que tiene la sensibilización e información de los agricultores, ni la inte rvención en las zonas
de ganadería intensiva.
Entre las medidas encaminadas a disminuir los niveles de nitratos en los abastecimientos
municipales de forma más o menos inmediata se encuentran entre otros:
instalación de equipos de desnitrificación.
dilución de la concentración de contaminantes por recarga artificial.
perforación de nuevos pozos a profundidades mayores.
enlace con otras redes.
7.1. METODOS DE PREVENCION
Puesto que muchas actividades producen una contaminación irreversible del agua
subterránea, y en el mejor de los casos , la calidad degradada es difícil de regenerar y las
técnicas para su rehabilitación son caras, la lucha contra la contaminación se basa sobre todo
en una protección preventiva de los acuíferos.
En esta fase de prevención , el primer paso consiste en el estudio de la vulnerabilidad de
los acuíferos a la contaminación, que está estrechamente ligada a las características hid rogeológicas del área de recarga y lleva a identificar estas zonas mediante el empleo de métodos
hidrogeológicos convencionales. En éstos se analiza la calidad actual del agua subterránea,
se intentan separar los procesos naturales de los antrópicos que afectan al sistema, y se
caracte rizan las zonas de mayor riesgo. Del mismo modo , hay que identificar los focos
potencialmente contaminantes, las características físicas, químicas y biológicas de las sustancias que apo rtan, y el mecanismo por el que se liberan hacia las aguas subterráneas.
Los resultados de las investigaciones realizadas se traducen en la elaboración de mapas
hid rogeológicos de vulnerabilidad de los acuíferos, que delimitan las zonas de protección de
79.
los recursos hídricos subterráneos y, en la especificación de medidas protectoras, que se basan
en la restricción y en muchos casos prohibición , del empleo de fertilizantes o del desarrollo de
cie rtas prácticas agrícolas.
En el caso de una contaminación difusa procedente de la agricultura, la única medida
de protección del sistema es reducir el contenido de nitratos en el agua de recarga que diluye
las concentraciones de este ión y gradualmente reemplaza el agua contaminada. Este proceso
de descontaminación es, en general, muy lento debido principalmente a las velocidades de
percolación e infiltración pequeñas del agua en las zonas saturada y no saturada. Para lograr
este objetivo existen formas diversas:
a.
cambiar los cultivos, evitando los de ciclo corto como maíz y patata que
favorecen la erosión del suelo y lo dejan desnudo durante períodos largos de
tiempo.
b.
eliminarlos aportes de fe rt ilizantes en otoño e invierno (épocas en que aumenta
el lixiviado de nitratos).
c.
optimizar las
dosis de abonado
de
acuerdo con las cu rvas de
producción - rendimiento económico.
En la bibliografía consultada se citan casos, donde el cambio de los cu ltivos y la reducción
de las dosis de fe rt ilización , han apo rtado resultados positivos en la lucha contra la contaminación por nitratos , en un plazo de tiempo relativamente corto . Así, en dos localidades de
Holanda (Laholm y Falkenberg) se cambiaron los cultivos del área de recarga de pozos de
abastecimiento municipales (cereales y patatas en el primer caso y cereales en el segundo,
por pastos), y se redujeron las dosis de abonado desde 800 kg N/ha/año hasta 100 kg N/ha/año.
Como resultado se logró una disminución de la concentración de nitratos desde 80 a 40 mg/I
y de 80 a 20 mg/1 respectivamente en un período de 2 años para la primera localidad y de 6
años para la segunda (fig. 7.1. y 7. 2.). En Falkenberg la siembra de cebada en 1982 , con una
fe rtilización de 100 kg N/ha/año, dió como resultado la recuperación de la concentración de
nitratos de 80 mg/l en el agua subterránea , en el plazo de dos años.
80.
o -+
' 14 ,
M
CULTIVO
FERTILIZANTE
J
e
N
!
J
N
J
M
M
J
8
N
1984
Cebado
1983
Aveno
106
1982
Cebado
N(KgMd102
102
Fig. 7.1. Cambio de la concentración de nitratos en el agua
de un pozo de abastecimiento público en Laholm,
Holanda. - Andersson et al. 1984 -.
NO- (M9/1)
l00 ,
Pastos y reducclón de fertilizante
nitrogenado en recargo
i
Limite máximo permitido
50 -
11
11
01974
1976
1978
1980
1982
1964
Fig. 7.2. Fluctuación en la concentración de nitratos en un
pozo de abastecimiento privado en función del cultivo - Andersson et al., 1984 -.
81.
Estos ejemplos ilustran claramente el impacto de la agricultura en el agua subterránea
y la posibilidad de disminuir el contenido en nitratos de los acuíferos si se cambian los cultivos
en las zonas de interés.
7.2. TECNICAS DE DESCONTAMINACION
Aunque son generalmente de elevado coste y de difícil aplicación , en la actualidad están
adquiriendo un desarrollo espectacular en diversos países en los que a través de financiaciones
estatales , se potencia la investigación en este campo. Tal es el caso de Francia donde se han
patentado distintos procedimientos de desnitrificación a nivel industrial.
Básicamente existen dos grupos de procesos de desnitrificación : los físico-químicos y
los biológicos.
Los procedimientos físico-químicos se pueden dividir a su vez en:
Intercambio de iones. Se basa en el tratamiento del agua que pasa por una
columna de resinas aniónicas fuertes, en la que se fijan nitratos y sulfatos y se
liberan cloruros o bicarbonatos. Cuando se satura la resina, la regeneración se
realiza por medio de cloruro sódico que forma nitratos y sulfatos sódicos.
-
Osmosis inversa.
-
Electrodiálisis.
Los dos últimos utilizan las propiedades de membranas específicas para separar una
solución y los iones disueltos en la misma, por efecto de una fuerza exterior. En el caso de la
ósmosis Inversa se utiliza la presión del efluente a tratar mientras que en la electrodiálisis se
utiliza un campo eléctrico. Estos procesos que utilizan membranas modifican la mineralización
total del agua y son aplicables a las aguas con mineralización de media a fuerte.
Los procedimientos biológicos de desnitrificación pueden ser de dos tipos:
82.
heterótrofos , si las bacterias no pueden crecer en un medio estrictamente mineral,
es decir necesitan un substrato orgánico.
autótrofos, si las bacterias utilizan el carbono y la energía de la oxidación de las
sustancias minerales.
A continuación se describen someramente dos de los métodos citados en la bibliografía,
uno fisicoquímico y otro biológico.
7.2.1.
PROCEDIMIENTO
AZURION
PARA
ELIMINAR
NITRATOS
MEDIANTE UNA RESINA INTERCAMBIADORA DE IONES
Se han construido dos plantas de tratamiento una de aguas superficiales en Plouenan
(con un caudal de 600 m3/h) y otra de aguas subterráneas en Les Ormes-Sur-Voulzie, cerca
de París (el caudal de entrada es de 27 m3/h), que entraron en funcionamiento en 1987.
En la planta de Plouenan el agua supe rf icial se clarifica antes de someterla al procedimiento AZURION. El proceso de tratamiento consta de las etapas siguientes : precloración,
coagulación, floculación , decantación , filtración , desnitrificación, ozonación y desinfección con
cloro.
El agua bruta tiene una concentración de nitratos de 80 mg/l. De los 600 m3/h que llegan
a la planta , el proceso solo puede absorber 420 m3/h. La concentración media de nitratos en
el agua a la salida de la instalación , después de mezclarse con el agua sin tratar es de 25 mg/l.
El agua subterránea que llega a la otra instalación mencionada tiene una concentración
de nitratos de 60 mg/i, que tras el proceso disminuye a 25 mg/I en el agua de salida después
de su mezcla con el agua sin tratar. Este agua antes de su distribución se somete a un proceso
de desinfección utilizando radiación ultravioleta.
83.
7.2.2. PROCEDIMIENTO BIODENIT- BIOCARBONO
Se basa en la eliminación biológica del nitrógeno en sus formas amoniacal y nítrica.
Consta de un reactor anóxico donde se producen las reacciones de desnitrificación y de un
filtro aéreo de carbón activo para el tratamiento corrector del agua antes de su distribución.
En la figura 7.3. se representa el esquema de la planta de tratamiento situada en
Dennemont ( Francia).
El filtro anóxico existente (proceso BIODENIT) utiliza bacterias heterátrofas y etanol como
fuente de carbono , eliminando los nitratos a una velocidad de filtración de 10 m/h. El agua se
hace pasar después por un filtro compuesto por dos capas de arena y carbón activo (proceso
BIOCARBONO) antes de la ozonación.
En la figura 7.4. se representa la evolución de las concentraciones de nitratos y nitritos
a la salida del biofiltro anóxico.
En la tabla 7.1. se puede obse rvar la composición del agua antes y después de su
tratamiento con esta técnica , en la planta de Dennemont, cerca de París.
TABLA 7.1. Composición del agua bruta y tratada en Dennemont , mediante el procedimiento BIODENIT-BIOCARBONO
Agua Bruta
Agua Tratada
12-13
--
pH
7.2-7.4
7.5-7.6
N03 (mg/1)
40-65
15-17
N02. (mg/1)
0.1
0
2-3 . 5
0.01-0.02
P04" (mg/1)
0.1
< 0.1
Turbidez (NTU)
0.3
0.4-0.7
TAC ('F)
30
29.5
Temperatura ('C)
NH4*
( mg/I)
84.
ETANOL
FOSFATO DE SODIO
SULFATO DE ALUMINIO
OZONO
TIOSULFATO SODICO
3j---l
CLORO GAS
C3zi-1
CA-1
Lavado de los filtros
blologleos
DISTRIBUCION D
AGUA TRATAD.
T
FILTROS
OZONACION
N IT R I FICANTESOlocorbonoS)
DEPOSITO
DE AGUA TRATADA
FILTROS
DESN. ITRIFICADORES
BOMBEO DE AGUA BRUTA
Fig. 7.3. Esquema de la planta de tratamiento de Dennemont
- Ravarini et al., 1988 -.
+ NO3
¢N02
10
20
30
DURACION DEL CICLO ( horas)
40
50
Fig. 7.4. Evolución de la concentración de nitratos y nitritos
a la salida del biofiltro anóxico. - Ravarini et al„
1988 -.
8. TECNICAS DE ESTUDIO
85.
8. TECNICAS DE ESTUDIO
En los estudios realizados para controlar y prevenir la contaminación potencial de las
aguas subterráneas , se impone la necesidad de caracterizar los procesos que se producen en
las zonas saturada y no saturada, ya sea mediante el análisis de muestras de agua y suelo,
la utilización de técnicas de medición indirectas (registros de conductividad y resistividad) o,
a través de técnicas de modelización.
La interpretación e integración de los datos obtenidos permite valorar la situación y tomar
las medidas opo rtunas para cada caso.
8.1. MUESTREO EN LA ZONA NO SATURADA
Se denomina zona no saturada a la porción de terreno comprendida entre la superficie
del suelo y el nivel freático del acuífero más somero; recibe también los nombres de zona
vadosa o de aireación. Su función consiste en almacenar y transmitir el agua , que procedente
de la superficie discurre hacia la zona saturada.
En esta zona tienen lugar una serie de procesos que determinan la composición química
del agua que llega al acuífero, actuando en muchos casos como un filtro , que retarda o elimina
los contaminantes disueltos en el agua que percola . Debido precisamente a este poder
depurador, existe un interés creciente en investigar la evolución de distintos parámetros en su
tránsito a través de la zona no saturada.
El control de la zona no saturada existente bajo focos potencialmente contaminantes
(zonas de regadío , fosas sépticas , canalizaciones de ve rtidos, plantas depuradoras, vertederos ,..., etc.) permite detectar un proceso contaminante en los primeros estadios en que se
produce y tomar las medidas opo rtunas para impedir que se propague.
Hay una serie de métodos que permiten inferir o conocer los procesos que se desarrollan
en la misma , así como las características que afectan al avance en profundidad de los contaminantes . Los procesos y parámetros de interés se pueden dividir en tres grandes grupos,
y con ellos los métodos para su estudio:
-
Variaciones en el almacenamiento y contenido de agua.
86.
-
Condiciones de flujo.
-
Evolución de los contaminantes y cambios de calidad del agua.
8.1.1. VARIACIONES EN EL ALMACENAMIENTO Y CONTENIDO DE AGUA
El estudio de las propiedades de almacenamiento es importante ya que los residuos
líquidos se sitúan temporalmente en el espacio poroso de la zona no saturada. Un aumento
en el contenido en líquidos a una cie rta profundidad implica que hay lixiviados que han llegado
hasta ella.
La capacidad de almacenamiento total de la zona no saturada es función del espesor,
porosidad y densidad de los mate riales presentes , contenido de agua , capacidad de campo y
presión del agua en el terreno.
En el medio no saturado la presión hid ro stática es menor que la atmosférica. Si se toma
esta ú ltima como referencia , la presión de la humedad del suelo es negativa , y por tanto, los
cultivos necesitan ejercer una succión para absorber agua del suelo.
El agua fluye de zonas de mayor energía a otras donde es menor y, dado que el movimiento del agua en el suelo es lento, la energía cinética es despreciable frente a la energía
potencial.
El potencial total del agua en el suelo se compone de potenciales parciales debidos a
los diferentes campos de fuerzas (acción de la gravedad , fuerzas mátricas debidas a la
adsorción de la humedad en la fase sólida del suelo por atracción electrostática y capilaridad,
presión hid rostática, posible presión osmótica y presión externa). En la zona no saturada solo
existe el potencial de gravedad y el potencial mátrico , capilar o de succión.
P
W,=W,+W. =gz+P
87.
donde:
yr, = potencial total
yrs = potencial de gravedad
yr, = potencial mátrico
g = aceleración de la gravedad
z = elevación respecto a un nivel de referencia
P = presión negativa de la humedad del suelo
p = densidad del agua
La succión viene dada por la expresión S = -P y se expresa en atmósferas , bares o como
altura de agua ( 1 atm -1 bar- 10 m). Los valores de succión varían entre 0 en la zona saturada
y 107 cm en una muestra desecada en estufa. Los valores se suelen expresar en logaritmos
y se dan como pF (log de la succión en cm), .
pF = Log10 S;
-oo S pF 5 7
La relación entre el contenido de agua y el potencial mátrico para un mate ri al dado viene
descrita por una curva característica, obtenida a part ir de análisis de la matriz sólida. En la
figura 8 . 1. se han representado las cu rvas características de distintos mate riales. A medida
que disminuye el contenido de agua de un material , el potencial mátrico aumenta negativamente.
Para un mismo mate rial, se obtienen distintas cu rvas dependiendo de si se determina
de húmedo a seco o viceversa (fenómeno conocido como histéresis).
Los métodos para estudiar el almacenamiento y los cambios que se producen en el
mismo pueden ser directos (gravimét ricos) o indirectos (sonda de neutrones, atenuación de
rayos gamma, tensiómetros , bloques de resistencia eléctrica, ..., etc.).
A continuación se tratan los principios en que se basan y algunas ventajas e
inconvenientes que poseen cada uno de ellos.
88.
CONTENIDO
0
DE AGUA,em (MASA DE AGUA /MASA DE SUELO SECO)
0.1
0.2
0.3
-2
u
w
a
m
�-
-4
-6
E
o
V
-8
-14
-16
Fig. 8.1. Curvas características del agua del suelo para
distintos materiales - Wilson, 1981 -.
89.
8.1.1.1 . Métodos gravimétricos
a) Secado en horno. El contenido en agua se determina a partir de la diferencia en peso
que se produce en una muestra sólida después de estar a 105'C durante 24 horas.
Como ventajas podemos citarque es el más exacto de los métodos disponibles, es simple
y directo ; y como inconvenientes , que es destructivo (no se pueden obtener muestras repetidas
en el mismo punto), caro y requiere un gran número de muestras para representar la variabilidad
espacial de las propiedades del agua.
b) Método del carburo . En él, se sitúan muestras sólidas en un recipiente con carburo
cálcico . Este compuesto reacciona con el agua liberando un gas . La presión dei gas registrada
en un manómetro se transforma en contenido en agua.
Este método es más rápido que el anterior y requiere una Inversión inicial más pequeña.
Presenta las mismas desventajas que el secado en horno y no es tan exacto como aquel.
8.1.1.2 . Sonda de neutrones
Se basa en que los neutrones de alta energía son frenados (termalizados) en sus
trayectorias por colisiones con núcleos atómicos ligeros , especialmente con los átomos de
hidrógeno presentes en las moléculas de agua existentes en los poros dei terreno . La densidad
y radio de la nube de neutrones termalizados es función del agua existente y de la potencia
del emisor de neutrones.
La instrumentación necesaria requiere un emisor de neutrones rápidos (p.e. Americio-Berilio), un detector de neutrones lentos (p.e. BF3 enriquecido en Litio) y un equipo de
medida conectado al detector. Estos componentes se instalan en una sonda que se hace
descender por un tubo de acceso , generalmente de acero o aluminio. Los pozos revestidos
con plásticos (PVC, ABS , etc.) pueden interf erir en la determinación, ya que los átomos de H
o Cl presentes pueden frenar a los neutrones rápidos.
90.
El diámetro interior de los pozos debe ajustarse tanto como sea posible al diámetro
exterior de la sonda y el espacio entre sondeo y terreno debe ser, asimismo, mínimo.
Como en todos los métodos indirectos de medida, el empleo de la sonda de neutrones
precisa de curvas previamente calibradas para cada situación.
En cuanto a las ventajas que presenta esta técnica podemos citar que es rápida, se
obtienen lecturas sucesivas en el mismo punto , puede llevarse a cabo en sondeos con o sin
revestimiento , permite la conexión con sistemas portátiles de recogida de datos y la localización
de acuíferos colgados.
Su principal desventaja es su elevado coste, unido a las dificultades que entraña la
obtención de permiso para su utilización.
8.1.1.3. Atenuación de rayos gamma
a) Método de transmisión. En él son necesarios dos pozos paralelos separados una cie rta
distancia. Por uno de ellos se baja un emisor de fotones gamma (p.e. Cesio 137) y , por el otro
un detector (p.e. Na 1). La atenuación de los rayos y depende de la densidad global del terreno
y del contenido en agua . Considerando que la densidad permanece constante, la variación
entre lecturas refleja los cambios en el almacenamiento.
Como ventajas se pueden citar la rapidez con que se realiza y la posibilidad de obtener
muestras sucesivas en el mismo punto . Entre los inconvenientes que presenta destacan su
elevado coste, las precauciones a tener con el emisor radiactivo , su limitación a profundidades
someras y que la exactitud de las lecturas puede verse afectada por los cambios en densidad
de los materiales plásticos presentes.
b) Método de dispersión. Se emplea una sonda que contiene un emisor de rayos y y un
detector, separados por un aislamiento de plomo . Los rayos y penetran en el medio circundante,
midiéndose la dispersión que sufren ; conociendo la densidad global del medio seco se puede
calcular el contenido de agua.
91.
Entre las ventajas que tiene la utilización de esta técnica se encuentran la rapidez con
que se realiza , pueden obtenerse medidas sucesivas a la misma profundidad , y sólo se necesita
un pozo de acceso.
Como inconvenientes cabe destacar que es un método de elevado coste y requiere un
emisor de mayor potencia que el de transmisión de rayos 1.
8.1.1.4. Tensiómetros
Constan de una cápsula de cerámica porosa unida a un tubo de plástico rígido lleno de
agua y sellado , conectados a través de un tubo delgado a un manómetro. Una vez instalados
a la profundidad elegida , la succión del suelo alrededor de la cápsula provoca la salida de una
cie rta cantidad de agua hasta que las presiones a ambos lados de las paredes de cerámica
se equilibran . En ese momento el manómetro marca el potencial métrico en ese punto.
Con la ayuda de ábacos , el valor de la presión de succión proporciona una estimación
del contenido en agua del suelo . Los tensiómetros sirven asimismo para caracte rizar la
componente ve rtical del flujo de agua en la zona no saturada.
Las ventajas principales que poseen estriban en que proporcionan medidas continuas
realizadas "in situ", responden con rapidez a los cambios del contenido en agua, permiten
obtener medidas sucesivas en el mismo punto y son baratos y simples.
Entre las limitaciones más importantes que presentan cabe destacar que sólo pueden
instalarse a profundidades menores de 8.7 m., los resultados que apo rtan están sujetos a
histéresis y son sensibles a cambios de temperatura.
92.
8.1.1.5. Bloques de resistencia eléctrica
En este dispositivo se instalan unos electrodos dentro de un mate ri al poroso (nylon, tela,
fibra de vidrio , ..., etc.). El contenido en agua del bloque cambia con el contenido de agua del
suelo , que a su vez afecta a una serie de propiedades eléctricas cuya variación se mide.
Como ventajas podemos citar su precisión , bajo coste y el hecho de que se puedan
instalar en suelos con potenciales inferiores a -0.8 bares . Y, como inconvenientes que los
resultados están sujetos a histéresis , son sensibles a la salinidad del suelo, requieren una
calibración para cada tipo textura¡, las cu rvas de calibración de algunas unidades cambian con
el tiempo y existe un desfase en la respuesta.
8.1.1.6 . Sensores de disipación de calor
Operan basados en que el gradiente de temperatura para disipar una cantidad dada de
calor, en un medio de baja conductividad , está relacionado con el contenido de agua. Se
obtienen cu rvas de calibración con los mate riales existentes , relacionando el potencial mátrico
y la variación de temperatura , y por último los datos de potencial mátrico se transforman en
contenido de agua con ayuda de las cu rvas características.
Las ventajas principales que poseen estriban en que, es un método simple , las medidas
son independientes del contenido de sales del suelo , la calibración permanece constante,
pueden conectarse a un sistema de registro de datos por control remoto y pueden usarse para
medir temperatura y potencial mátrico.
En cuanto a sus limitaciones cabe destacar que los resu ltados están sujetos a histéresis,
y se requiere una calibración para cada cambio en textura del medio
93.
8.1.2. CONDICIONES DE FLUJO
El estudio de la transmisión de residuos líquidos en la zona no saturada tiene por objeto
caracterizar el flujo y velocidad del fluido durante su movimiento hacia el acuífero subyacente.
El flujo se define como la cantidad de fluido que atraviesa una sección de área unidad en la
unidad de tiempo , y sirve para predecir el volúmen de agua contaminada que alcanza la zona
saturada. La estimación de la velocidad de avance permite calcular tiempos de tránsito.
En este proceso de transmisión de líquidos pueden distinguirse tres etapas : infiltración,
percolación y recarga. Por medio de la infiltración el agua se Introduce en el subsuelo; la
percolación se refiere al movimiento a través de la zona no saturada y la recarga consiste en
el movimiento de fluidos que llega al acuífero.
Cuando la Infiltración se produce en un suelo seco, la velocidad de penetración depende
inicialmente de las fue rzas de succión . Después, cuando el terreno se va saturando y la profundidad aumenta , los potenciales de succión disminuyen y la gravedad es la fuerza predominante en el avance de los fluidos.
Los factores que afectan a la infiltrabilidad de un suelo (y por tanto a la cantidad de
contaminantes que alcanzan la zona saturada) son: textura y estructura del suelo , contenido
inicial, salinidad y temperatura del agua , presencia de materiales impermeables , de acuíferos
o de aire confinado y actividad biológica existente.
Por su parte la percolación depende de la permeabilidad de los sedimentos de la zona
no saturada , que a su vez está relacionada con la distribución del tamaño de grano y con el
grado de clasificación de los materiales asociados . La permeabilidad horizontal de los sedimentos del medio no saturado es generalmente mayor que la ve rtical. Por tanto, la presencia
de capas impermeables (lentejones de arcillas ), hace que el agua se mueva preferentemente
en dirección horizontal.
De acuerdo con la Ley de Darcy , el flujo en la zona no saturada se puede expresar como:
dv 4
J=K(w.) ^
94.
donde:
J
= flujo
K(w) = conductividad hidráulica
yrti = potencial hidráulico (yr.+yr,)
yr, = potencial gravitacional
z
= distancia vertical
Una forma alternativa de expresar la ecuación de Darcy en medio no saturado viene
dada por:
J K() d%
v- e a dz
donde v es la velocidad lineal media.
La conductividad hidráulica o permeabilidad es función del potencial mátrico, y éste a su
vez lo es del contenido en agua (9). Se pueden obtener cu rvas de calibración a partir de
muestras sólidas relacionando K(yrm) y -V.. Estas cu rvas muestran que cuando el potencial
mátrico aumenta negativamente , la permeabilidad disminuye (fig. 8.2).
Las técnicas existentes para estimar la velocidad de flujo en la zona no saturada se
pueden dividir en tres secciones que describen los métodos para estimar infiltración , flujo y
velocidad del agua . A continuación se tratan cada uno de ellos , el principio en que se basan
y las ventajas e Inconvenientes que presentan.
8.1.2.1 . Infiltración
a) Método del balance global.
Lleva consigo la resolución de la ecuación del balance global: Entradas-Salidas =
Variación en el almacenamiento.
(I +P)-(D +E)=±É S
95.
-60
-50
-40
-30
-20
-10
0
POTENCIAL MATRICO,1m (J/Kg)
Fig.8.2 . Relación entre la conductividad hidráulica y
el potencial mátrico para cuatro suelos
- Wilson, 1982 -.
96.
donde:
1 = diversos aportes
P = Precipitación
D = drenaje o percolación profunda
E = evaporación
S = almacenamiento
Entre los inconvenientes que presenta cabe destacar que es un método lento y de elevado
coste en el que los errores en los distintos parámetros (1, P, E, S) afecta a la exactitud en la
determinación del drenaje.
b) Infiltrómetros
Un infiltrómet ro es un cilindro abie rto que se clava en el terreno. La cantidad de agua
añadida para mantener un nivel constante es igual a la que se infiltra . Pueden ser de anillo
simple o doble.
Las ventajas principales de su utilización estriban en que es una técnica simple y barata,
y entre los inconvenientes se citan que proporciona medidas puntuales , es necesario un número
elevado de determinaciones para estimar un valor medio y se puede producir una circulación
preferencial a favor de las paredes del cilindro , que daría lugar a una sobreestimación en la
medida de la infiltración.
c) Cuencas experimentales
Se delimitan varias parcelas de dimensiones conocidas (p.e. 7 x 7 m2) dentro de una
misma zona y se inundan . A partir de las velocidades de infiltración medidas se calcula una
velocidad promedio.
Su principal ventaja es que proporciona valores más representativos que los infiltrómetro s
y es una técnica simple . Como desventajas se cuentan su lentitud, elevado coste y dificultad
en llevar el agua a cie rtas zonas.
97.
8.1.2.2. Flujo
a) Balance de agua teniendo en cuenta la humedad del suelo.
Se aplica el método del balance de Thornthwaite y Mather a una profundidad dada (p.e.
zona radicular). Como entradas se consideran la precipitación y dotación de riego y, como
salidas escorrentía, evapotranspiración , drenaje y percolación profunda. Los cambios en el
almacenamiento se igualan a los cambios del contenido en agua a la profundidad de interés.
La ventaja principal que tiene es que estima el flujo para un área total. En la utilización
de este método no hay que olvidarque los errores cometidos en la determinación de los distintos
componentes del balance son acumulativos y afectan a la estimación del flujo.
b) Métodos basados en medidas del contenido en agua.
El flujo se asocia con los cambios del contenido en agua a una profundidad dada dentro
de la zona no saturada. La relación entre el flujo y humedad se expresa de la forma:
J = JZ aedz
donde:
J = flujo
e = contenido en agua
z = profundidad
t = tiempo
Este método es realmente un balance en el perf il del suelo con todos los términos iguales
a cero , excepto el flujo y los cambios en el almacenamiento (se miden con sonda de neutrones,
tensiómetro s, ..., etc).
Es una técnica simple que permite obtener un elevado número de medidas con un coste
reducido . Entre los inconvenientes que presenta cabe destacar que los errores en la instrumentación afectan a los resultados , es laborioso, y debido a la variabilidad espacial en las
propiedades hidráulicas se necesita un gran número de mediciones.
98.
c) Métodos que requieren medidas de los gradientes hidráulicos.
Se basan en resolver la ecuación de Darcy para flujo no saturado:
✓ =K(0).i
donde :
J = flujo
K(O) = conductividad hidráulica
i = gradiente hidráulico
Los gradientes hidráulicos se miden instalando tensiómetros, bloques de resistencia
eléctrica, ..., etc. Se necesitan curvas de calibración para relacionar las medidas de potencial
mátrico con el contenido de agua, y éste último con la conductividad hidráulica no saturada.
Es un método muy preciso, pero es más complejo que los anteriores, está restringido a
profundidades pequeñas y los resultados obtenidos están sujetos a histéresis.
d)
Métodos basados en la hipótesis de que el gradiente hidráulico es la unidad.
Se basan en resolverla ecuación de Darcy:
✓ =K(O).i
, considerando i = 1. Sólo se
necesita una medida de presión de succión a cada profundidad de interés para estimar 9 a
partir de la curva 8 frente a yr, y de ahí obtener K(O) por medio de la relación entre 8 y K(6).
Es el método más simple y barato de aquellos que necesitan datos de gradientes. Entre
las limitaciones que posee cabe destacar que los resultados están sujetos a histéresis, es más
complejo que los que requieren una evaluación de la humedad del suelo, y se necesita un gran
número de unidades para compensar la variabilidad espacial en las propiedades del suelo.
e) Medidores de flujo.
El flujo se mide directamente o bien se relaciona con el movimiento de un pulso de calor
en el agua que se mueve en una cápsula porosa enterrada en el suelo.
99.
La ventaja de esta técnica es que no necesitan información de la conductividad hidráulica
ni del gradiente hidráulico . Como inconvenientes se pueden resaltar que la alteración del suelo
durante su instalación puede afectar a los resultados y que los procedimientos de calibración
son tediosos.
f) Métodos basados en estimar o medir la conductividad hidráulica, K.
Si se dispone de los valores de K, se puede estimar el flujo considerando que los gradientes hidráulicos son unitarios y se cumple la Ley de Darcy.
La determinación de la permeabilidad se puede realizar por medio de técnicas de
laborato rio (permeámetros , granulometría, ...) o de campo.
Las ventajas e inconvenientes dependen en cada caso del método elegido.
8.1.2.3 . Velocidad
a) Trazadores.
Se incorpora un trazador (tritio, ioduro , bromuro , ..., etc) a un fluido, normalmente agua,
o se utiliza un lón ya presente en el mismo y , mediante lisimetros de succión se obtienen
muestras a distintas profundidades para estudiar la variación en el tiempo de la concentración
de la especie elegida como trazador.
Entre las ventajas que posee cabe destacarque es un método directo, simple , más exacto
que los que requieren un conocimiento de los componentes de la Ley de Darcy y, entre las
desventajas , que el tomamuestras de succión puede distorsionar el flujo natural, llevando a
valores erróneos y en caso de velocidades pequeñas , pueden ser necesarios períodos
excesivamente largos para la realización del test.
b) Cálculo a partir del flujo.
Los valores de flujo obtenidos por los métodos descritos, junto con los de humedad
estimados o medidos , se sustituyen en la expresión:
100.
donde:
v = velocidad
J = flujo
0 = contenido en agua
La utilización de la relación anterior se basa en las siguientes hipótesis:
- el gradiente hidráulico es la unidad.
- puede determinarse un contenido de agua promedio.
- solo existe flujo en dirección vertical.
- el medio es homogéneo.
Las ventajas que posee estri ban en que es un método barato si se asocia con otros, es
simple y rápido , y los Inconvenientes, en que considera solo flujo vertical y en ocasiones es
difícil obtener valores promedio del contenido en agua.
c) Cálculo usando datos de infiltración
La velocidad de infiltración, 1, se considera igual al flujo y por tanto se puede determinar
a partir de la relación:
/ J
V=5=0
Las hipótesis en que se basa son las mismas que en el método anterior.
Es un método simple y barato, válido como primera aproximación. Las inconvenientes
que presenta son los mismos que los del caso anterior.
101.
8.1.3. EVOLUCION DE LOS CONTAMINANTES Y CAMBIOS DE CALIDAD
DEL AGUA
Durante la permanencia en la zona no saturada las sustancias disueltas en el agua están
sometidas a una serie de procesos de distinta naturaleza . La velocidad con que se mueven
estas especies puede ser mayor , menor o igual a la del líquido que las transpo rta, ya que se
producen reacciones químicas durante la percolación que dan lugar a transformaciones
importantes en dichas sustancias.
La zona no saturada puede desempeñar portanto un papel de filtro que atenúa de manera
sensible algunos procesos contaminantes. De ahí el interés que presenta el estudio de la
evolución de numerosos compuestos en esa zona y sus reacciones con el medio poroso, con
el fin de poder adoptar medidas preventivas que detengan o frenen eventuales procesos de
contaminación antes de alcanzar la zona saturada.
Los métodos de investigación dei movimiento y evolución de los contaminantes en la
zona no saturada pueden ser de dos tipos: directos , basados en la toma de muestras y su
posterior análisis ; e indirectos , en los que se utilizan técnicas de medición de resistividad o
conductividad . A continuación se describen algunos métodos.
8.1.3.1 . Métodos indirectos
a) Dispositivo de Wenner con cuatro sondas.
Se usa para medir "in situ" la salinidad del suelo. Consiste en medir la conductividad
eléctrica del terreno , que se relaciona con la del extracto saturado por medio de relaciones de
calibración.
Entre las ventajas que posee se pueden citar la rapidez y bajo coste , y entre los inconvenientes que no proporcionan datos de contaminantes específicos, se usan para profundidades pequeñas y la obtención de relaciones de calibración puede ser tediosa.
b) Sonda de conductividad.
102.
Consiste en un tubo cilíndrico que contiene los electrodos separados una distancia fija
y con ellos se mide la resistividad a distintas profundidades . En una modificación del método
se instalan de forma permanente en el terreno una serie de sondas que permiten realizar
mediciones periódicas.
Las ventajas que presentan estriban en que pueden situarse a mayores profundidades
que el dispositivo de Wenner y pueden detectar cambios de salinidad en el tiempo, y como
limitaciones destacan , la lentitud en la obtención de las relaciones de calibración , la influencia
que las variaciones de la humedad ejercen en los resu ltados y el que no proporciona datos de
contaminantes específicos.
c) Sensores de salinidad.
Constan de electrodos incluidos en una cerámica porosa. Cuando se sitúan en el suelo,
la cerámica entra en equilibrio hidráulico con el agua del suelo, y los electrodos miden la
conductividad específica de la solución del suelo.
Es un método simple, de lecturas fáciles y suficientemente exactas que si se sitúa a
distintas profundidades permite obtener perfiles de evolución temporal.
8.1.3.2. Métodos directos
a) Muestras sólidas
Se obtienen muestras sólidas de las que se extrae la solución intersticial por diversos
procedimientos (cent rifugación , squeezing , despl azamiento por fluidos , ... etc.). Los extractos
son analizados para determinar las concentraciones de constituyentes específicos.
Como ventajas podemos citar que las muestras pueden usarse para la realización de
análisis adicionales (granulometría, capacidad de intercambio catiónico , ... etc) y se obtienen
datos referentes a especies concretas . Entre los inconvenientes que presenta cabe destacar,
que debido a la variabilidad espacial de las propiedades del suelo , se requiere un elevado
número de muestras para asegurar la representatividad de las mismas ; se producen cambios
103.
en la composición del agua durante la manipulación y extracción de la solución Intersticial, y
es un método destructivo que no permite la adquisición de muestras repetidas del mismo punto
y profundidad.
b) Tomamuestras de tipo cerámico . Lisímetros de succión.
Existen tres tipos principales:
- Lisimetros de vacío
- Lis [metros de vacío -presión
- Lisímetros de vacío -afta presión
En los lisímetros de vacío se une una cápsula cerámica a un extremo de un tubo de PVC.
En el otro extremo se coloca un tapón.con un orificio por el que se introduce un tubo de pequeño
diámetro que llega hasta la base de la cápsula porosa . Este dispositivo se coloca a poca
profundidad en el terreno y se aplica un vacío a su interior . El agua del suelo fluye hacia el
Interior a través de la cápsula cerámica . Transcurrido un cie rto tiempo , la muestra almacenada
se evacua por el tubo pequeño con la ayuda de una bomba de vacío.
Cuando se usan estos tomamuestras se recomienda un tratamiento previo de las
cápsulas con ácido clorhídrico.
Las ventajas que presenta este tipo de muestreo estriban en que es un método directo,
barato y simple que permite obtener muestras sucesivas en el mismo punto y a igual profundidad.
Como inconvenientes se citan su rango de aplicabilidad (profundidad inferior a 2 m,
presiones mayores de - 1 atm), la distorsión que pueden crear en el flujo, y el volúmen reducido
de muestra que se obtiene en muchos casos , que obliga a seleccionar los constituyentes que
se van a analizar.
En los lisímetros de vacío-presión el dispositivo es similar al caso anterior pero, en el
tapón del tubo de PVC existen dos orificios por los que se introducen dos tubos de pequeño
diámetro, uno de los cuales llega hasta el fondo de la cápsula y el otro apenas penetra unos
centímetros por debajo del tapón.
104.
Cuando el tomamuestras está instalado en el terreno , se aplica un vacío por el tubo
superior con ayuda de una bomba de doble válvula (vacío -presión), y transcurridos un tiempo
suficiente para que la solución del suelo penetre a través de la cápsula porosa, por el mismo
tubo se aplica una presión que despl aza la muestra acumulada y se evacua por el tubo profundo.
Entre las ventajas que poseen cabe destacar a parte de las de los lisímetros de vacío,
que pueden instalarse a mayores profundidades (hasta 16 m) y en el mismo sondeo pueden
situarse varias unidades ( no más de tres), y entre los inconvenientes , a parte de los de los
tomamuestras de vacío , que cuando se aplica aire a presión, parte de la solución almacenada
se pierde a través de las paredes de la cápsula.
En los lisímetros de vacío -alta presión , el tomamuestras está dividido en dos cámaras,
superior e Inferior, conectadas por un tubo con una válvula que sólo permite el paso de fluidos
en un sentido. La cámara inferior es una cápsula porosa . La superior tiene un tapón con dos
orificios , uno de ellos se conecta a la cámara superior y el otro a una bomba de doble válvula.
Cuando se aplica un vacío al interior del dispositivo el agua del terreno fluye a través de la
cápsula y se almacena en la parte superior de la unidad . Cuando se aplica presión para extraer
la muestra almacenada, la válvula existente en el tubo que conecta a las dos cámaras Impide
que el agua salga hacia el terreno.
Las ventajas que posee esta técnica aparte de las de los lisímetros de vacío -presión
estriban en que aumenta la profundidad de muestreo (se han obtenido muestras de 30 m de
profundidad) y no se pierde volumen de muestra durante su evacuación . Los inconvenientes
que presenta son los mismos que los de los lisímetros de vacío.
8.2. MUESTREO EN LA ZONA SATURADA
Los resultados analíticos de las muestras procedentes de la zona saturada permiten
evaluar y cuantificar el avance de la contaminación detectada en el medio no saturado,
comprobando la eficacia de las medidas tomadas para su erradicación.
105.
En los trabajos de investigación geoquímica de aguas subterráneas tiene gran importancia el momento del muestreo y el modo en que éste se realiza . Incluso aunque el pozo o
piezómetro a muestrear pueda estar localizado y construido correctamente , se deben tomar
precauciones especiales que aseguren que la muestra extraída del pozo es representativa del
agua subterránea de la zona de interés y que no se altera ni contamina durante el muestreo
o la manipulación a que se somete. No existen normas generales que puedan aplicarse a todos
los casos , dependerá del tipo de estudio, de los objetivos planteados y de los parámetros o
constituyentes a determinar.
Silo que se persigue es conocer la composición química global de un acuífero , no basta
con extraer y analizar el agua almacenada en un pozo o piezómetro , hay que bombear previamente durante un tiempo que depende de las características del pozo , naturaleza hid rogeológica del acuífero , tipo de equipo de muestreo y parámetros que van a ser analizados. Si
se pretende estudiar estratificaciones en acuíferos, caracte rizar la evolución en profundidad
de un constituyente o determinar de forma puntual la composición química del agua
subterránea , se extrae el agua almacenada en el pozo o piezómetro existente por medio de
tomamuestras , aunque con frecuencia se arrastran partículas en suspensión procedentes de
las paredes o del fondo de la entubación que pueden alterar los resultados.
8.3. ANALISIS EN CAMPO DE CONSTITUYENTES INESTABLES
Algunas propiedades o constituyentes del agua pueden variar drásticamente en pocos
minutos u horas después dei muestreo . Se requiere entonces el análisis inmediato de estos
parámetros o su preservación con algún tratamiento para los que no pueden ser analizados
"in situ".
El reciente desarrollo de equipos portátiles y test de campo de manejo sencillo ha
permitido la realización de análisis muy precisos y exactos de algunos constituyentes o propiedades del agua en el mismo lugar del muestreo . A continuación se especifican algunos
parámetros cuyo análisis ha de realizarse "in situ" así como los métodos más adecuados para
su determinación.
106.
8.3.1. TEMPERATURA
La medida de la temperatura es sencilla y sin problemas; puede llevarse a cabo con
termómetros clásicos o sondas , con la única precaución de dejar un cierto tiempo para que se
establezca el equilibrio térmico entre el aparato y la solución.
Si se utilizan termómetros se recomienda que se revistan de algún mate rial resistente
que los proteja de los golpes . Las sondas, en este aspecto, son más robustas para el trabajo
de campo , aunque en general son menos precisas y necesitan calibrarse regularmente.
8.3.2. CONDUCTIVIDAD
La conductividad específica de un agua mide su posibilidad de transpo rtar una corriente
eléctrica , que es función de la concentración y carga de los iones en solución y de la velocidad
a la que los iones pueden moverse bajo la influencia de un potencial eléctrico.
La razón por la que se aconseja la medición en campo es su susceptibilidad de cambio
con el tiempo debido a las precipitaciones que pueden producirse una vez que la muestra está
en el recipiente.
La determinación se realiza por medio de conductivímetros. Los utilizados en campo
deben estar alimentados por una batería, equipados con un compensador de temperatura, y
dar el resultado directamente en pS/cm a 25C . La célula se debe calibrar de forma regular
durante el período de muestreo.
8.3.3. p H
En soluciones acuosas el pH está controlado por una serie de reacciones que en general
son muy sensibles a los cambios de las condiciones originales de equilibrio que se producen
durante su almacenamiento (presión, temperatura, incidencia de luz solar, etc.). Esta es la
razón que hace necesaria el análisis " in situ" de este parámetro.
107.
Existen diversos métodos para evaluar el pH en campo : papel pH, colorimetría por
comparación con patrones ,... etc, que son muy cómodos de aplicar, pero poseen una sensibilidad muy baja, y no consideran el efecto de la temperatura en la medida del pH, por lo que
sólo pueden tomarse como orientativos.
No se puede olvidar que el carácter logarítmico de este parámetro hace que se deban
extremar las precauciones en su determinación, ya que el error se convie rte en exponencial.
Por tanto , para estudios hidrogeoqu[micos de cie rta profundidad , se deben utilizar pH-metros
y electrodos de pH , de mayor precisión, aunque la operación con los mismos requiere paciencia
y tiempo hasta lograr valores estables.
8.3.4. PARAMETROS INDICES DEL ESTADO REDOX
El estado redox de un sistema acuoso regula los rangos de estabilidad de muchas
especies en disolución y rige la movilidad de ciertos elementos e iones de interés (Cr, Fe, Co,
Ni, U, NO2, NH4;, ... etc).
La diferencia entre las condiciones redox de la atmósfera y de las zonas saturada y no
saturada, hace que este parámetro deba ser determinado inmediatamente después de obtener
la muestra, aislándola lo mejor posible , con el fin de evitar su alteración.
El estado redox de un sistema acuoso puede evaluarse directamente (electrodo de
platino ) o indirectamente a part ir de cie rtos parámetros índices (pares redox, 02 disuelto, H2S,
CH4, .. etc).
8.3.4.1. Eh
El Eh se suele medir con un metal noble (generalmente platino) y un sistema de electrodo
de referencia utilizando un pH-met ro que pueda leer en mV.
108.
En Eh, el "h" indica que el potencial que se mide está referido al electrodo normal de
hidrógeno . Sin embargo , debido a los problemas que tiene este electrodo , se utilizan
comúnmente como referencia los de calomelanos o Ag/AgCI. Por tanto se deben hacer las
correcciones pe rt inentes para referirlo al electrodo normal de hidrógeno.
Al introducir un electrodo de platino en un sistema acuoso, el Eh de equilibrio puede
obtenerse en pocos minutos , media hora , o incluso más de una hora , lo que hace que ésta
sea una determinación tediosa por la lentitud que en muchos casos entraña.
8.3.4.2.02 disuelto
Los serios problemas planteados al utilizar los datos de Eh han hecho que muchos
investigadores aconsejen utilizar como índice del estado redox cie rtas especies sensibles,
como es el caso del oxígeno disuelto , el sulfuro de hidrógeno o el metano.
La determinación del 02 en agua tropieza con los inconvenientes propios del muestreo
de gases . Es difícil prese rvarla muestra de la aireación , en especial cuando aparece desprovista
de 02 y con gran avidez por disolverlo. Hay dos métodos comúnmente utilizados para su
evaluación ; un método químico (Winkler), y un electrodo selectivo de oxígeno (oxímetro). El
oxímetro es en general menos preciso que el método Winkler, que es capaz de detectar incluso
ppb.
8.4. INTERPRETACION DE RESULTADOS
Los resultados analíticos obtenidos para las muestras de las zonas saturada y no
saturada , normalmente son numerosos , máxime cuando se trata de considerar variaciones
temporales en profundidad . La interpretación directa de los datos a través de tablas es una
tarea lenta y engorro sa , incluso para los más expe rtos. En su lugar, se utilizan por rapidez y
claridad, métodos gráficos y estadísticos que permiten reflejar las analogías y diferencias
109.
existentes entre las muestras , ya sea Individualmente o de forma conjunta, facilitando su
clasificación en grupos y posterior tratamiento , para una mejor comprensión de los procesos
geoquímicos que han tenido lugar.
Existen numerosos paquetes estadísticos, que facilitan los procesos de cálculo, desde
los más simples que aplican análisis estadístico descriptivo univa riante , hasta llegar a los que
utilizan el multivariante . La mayoría de los problemas en geoquímica implican causas complejas
e interdependientes que es imposible aislar y estudiar individualmente. Los métodos multivariantes llevan a considerar cambios en varias propiedades simu ltáneamente.
En la interpretación de los resultados también se pueden utilizar programas de especiación química (WATEQ, PHREEQUE, ... etc) que permiten calcular la presencia de iones
complejos y las actividades de las sustancias en disolución , y con ellos conocer el estado en
que se encuentran los equilibrios químicos respecto a diferentes minerales.
La integración de los resultados obtenidos en las distintas etapas conduce a una mejor
comprensión del sistema y a la elaboración de conclusiones y recomendaciones al respecto.
8.5. MODELOS
Las técnicas de modelización se usan para predecir la percolación profunda. Los
resultados proporcionan un modelo de flujo y predicen los tiempos de tránsito de un agua
contaminada hasta llegar al acuífero de interés. No obstante los modelos de flujo requieren
una buena definición de las propiedades de la zona no saturada , entre las que destacan la
estructura, porosidad y granulometría de los mate ri ales existentes y las relaciones potencial
mátrico -humedad , conductividad hidráulica-humedad y potencial métrico-conductividad
hidráulica.
La modelización matemática cubre un amplio rango de técnicas , desde la aplicación de
simples fórmulas matemáticas hasta esquemas numéricos avanzados. La selección del modelo
adecuado para un problema dado depende de diversos factores entre los que se encuentran
el tiempo disponible , el presupuesto con que se cuenta , los datos necesarios y los existentes.
110.
Asimismo cabe la posibilidad de desarrollar un modelo nuevo que se adecue a los requisitos
concretos de un estudio , pero esta tarea es lenta y en general es más operativo utilizar uno
ya existente.
Los modelos matemáticos pueden ser de tres tipos:
-
Estocásticos . Se basan en la hipótesis de que los procesos que van a ser
modelados siguen las leyes de la probabilidad.
-
Empíricos. Basados en datos experimentales.
-
Mecanísticos. Utilizan leyes físicas, químicas y biológicas para describir los
procesos de interés.
Cada uno de los tipos anteriores puede ser a su vez , de ámbito local, regional o global,
dependiendo de la escala de estudio.
RESUMEN Y CONCLUSIONES
RESUMEN Y CONCLUSIONES
El nitrógeno ( N2) es un elemento diatónico existente en estado gaseoso , de peso
molecular 28 , que tiene dos isótopos estables y varios raciactivos . Puede encontrarse en la
hidrosfera como ion nitrato , amonio y nitrito, en forma de amoniaco , nitrógeno, óxido nitroso o
nitrógeno orgánico.
El movimiento del nitrógeno en el ambiente subterráneo es función de los tipos de
compuestos nitrogenados presentes y, de las transformaciónes que éstos puedan sufrir. El
conjunto de estos procesos constituye una secuencia a la que se denomina ciclo del nitrógeno.
Esta evolución se basa en reacciones de oxidoreducción controladas por la presencia de
determinadas bacterias y por el régimen de oxígeno. Las reacciones principales en que participa
el nitrógeno son: fijación biológica , amonificación , desnitrificación , mineralización, asimilación
e inmovilización , y, aunque la mayor parte de las reacciones que sufre se deben a los microorganismos , algunas son de naturaleza química.
Prácticamente todo el nitrógeno que entra en el suelo por procesos naturales se debe a
la fijación biológica del N2 atmosférico , por medio de microorganismos simbióticos o libres.
Esta cantidad se ve incrementada como consecuencia de la actividad antrópica.
Los mecanismos responsables de la extracción de nitrógeno del suelo son fundamentalmente los procesos de desnitrificación bacteriana y química , volatilización de amonicaco,
lixiviado e infiltración profunda.
La complejidad de los procesos en que interviene este elemento en el suelo es elevada
por el gran número de fases que intervienen.
El nitrógeno orgánico es un constituyente de toda materia viva animal o vegetal, ya que
junto con otros elementos forma las proteínas. En los cultivos es uno de los factores que
determina los rendimientos y es la base del abonado . La forma en que aporte nitrógeno un
fe rtilizante solo tiene una impo rt ancia relativa , lo que interesa es aportar una dosis suficiente
de este elemento en la época adecuada yen las condiciones que aseguren su máxima eficacia.
La época más favorables de abonado se sitúa al final del invierno y durante la primavera.
Estas aplicaciones deben reducirse al mínimo en otoño e invierno para evitar el lixiviado de
nitratos. Existe un límite para la utilización de fertilizantes (rendimiento teórico máximo), aunque
se recomienda utilizar como límite, el económico.
Existen muchos aspectos del ciclo del N en el suelo que parecen incidir de forma negativa
en la salud y el medio ambiente , se asocian con la presencia de nitratos en las aguas naturales
y con el exceso de nitratos y nitritos en alimentos . Cuando los nitratos se ingieren en grandes
concentraciones ( agua y alimentos) pueden dar lugar a la enfermedad conocida como
metahemoglobinemia.
Para evitar el aumento de la concentración de nitratos en las aguas subterráneas hay
que conocer bien las causas y mecanismos que los originan . Las causas principales son la
agricultura y ganadería aunque , de forma puntual , se pueden encontrar otras fuentes contaminantes.
El problema de la contaminación por nitratos conduce a adoptar dos medidas paralelas:
el empleo de técnicas de descontaminación destinadas a responder a corto plazo a las
exigencias de las normas sanitarias en las aguas de consumo y, la puesta en marcha de
métodos de prevención , que a largo plazo se traduzcan en una disminución de las concentraciones de nitratos existentes en las aguas subterráneas.
Las técnicas de descontaminación son generalmente de elevado coste y de difícil aplicación . Básicamente existen dos grupos de procedimientos de desnitrificación (físico-químicos
y biológicos ) que logran reducir en gran medida las concentraciones de nitratos en las aguas
tratadas.
Puesto que muchas actividades producen una contaminación irreversible del agua
subterránea , y en el mejor de los casos , la calidad degradada es difícil de regenerar y las
técnicas para su rehabilitación son caras , la lucha contra la contaminación se basa sobre todo
en una protección preventiva de los acuíferos , apoyada en la reglamentación yen la persuación.
En los estudios para controlar y prevenir la contaminación potencial de las aguas
subterráneas , la caracterización de los procesos que se producen en las zonas saturada y no
saturada , se lleva acabo mediante el análisis de muestras de agua y suelo, la realización de
medidas indirectas o, a través de técnicas de modelización.
Los parámetros que permiten conocer o inferir los procesos que se desarrollan en la
zona no saturada se pueden dividir en tres grandes grupos y con ellos los métodos para su
estudio:
-
Variaciones en el almacenamiento y contenido de agua ( métodos gravimétricos,
sonde de neutrones, tensiómetros , sensores de disipación de calor, ...).
-
Condiciones de flujo: infiltración (balance global, infiltrómetros, cuencas experimentales), flujo (balances de agua , variación del contenido en agua,.... etc.), velocidad
(trazadores).
-
Evolución de los contaminadores y cambios de calidad del agua : métodos indirectos
(sondas de conductividad , sensores de salinidad), métodos directos ( muestras sólidas, tomamuestras de tipo cerámico o lisímetros de succión).
Las técnicas de modelización se usan para predecir la percolación profunda. Los
resultados proporcionan un modelo de flujo y predicen los tiempos de tránsito de un agua
contaminada hasta llegar al acuífero de interés.
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