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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 27 (1) 19-30, 2011
ESTUDIO DE LA DISTRIBUCIÓN DE BORO EN FUENTES DE AGUA DE LA CUENCA DEL RÍO
DUERO, MÉXICO, UTILIZANDO ANÁLISIS ESTADÍSTICO MULTIVARIADO
Martha A. VELÁZQUEZ, José Luis PIMENTEL y Manuel ORTEGA
Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional, Unidad Michoacán. Justo Sierra
No. 28 Col. Centro, Jiquilpan, Michoacán 59510 mvelazquezm@ipn.mx
(Recibido mayo 2009, aceptado octubre 2010)
Palabras clave: contaminación, agua subterránea, agua superfcial, Michoacán, México.
RESUMEN
La distribución de boro en el río y aguas subterráneas de la cuenca del río Duero y
la relativa contribución de Fuentes naturales y antrópicas es poco conocida. Trabajos
previos han mostrado que el B se adiciona a las aguas superfciales de la cuenca a través
de las aguas residuales, en tanto que las aguas subterráneas pueden ser una Fuente de
B de origen geotérmico. En este trabajo se analizó la distribución del B en las aguas
subterráneas y superfciales de la cuenca del río Duero y su potencial eFecto tóxico en la
salud humana y en los cultivos de la zona, buscando con ello plantear medidas para un
uso más sustentable de los recursos hídricos. Para ello, se colectaron 49 muestras de agua
de pozos agrícolas y urbanos, norias, manantiales y río Duero, en una área aproximada
de 2500 km
2
. Las muestras Fueron analizadas para pH, conductividad eléctrica, calcio,
magnesio, sodio, cloruros, sulFatos, bicarbonatos, metales pesados disueltos, FósForo y
boro. Los parámetros de calidad de agua mostraron una amplia variación (conductividad
de 152-1518 µS cm
–1
y concentración de B de 0-11 268 µg L
–1
). Esto se debe a que las
aguas discurren sobre una extensa área conFormada por acuíFeros basálticos y acuíFeros
libres con in±uencia de diversas Formaciones geológicas: basaltos volcánicos terciarios
y cuaternarios y sedimentos calcáreos en zonas geotérmicas. La concentración media
de B Fue de 13, 54 y 850 µg L
–1
en los manantiales, aguas del río y aguas subterráneas,
respectivamente. Los pozos se clasifcaron en: 1) pozos sin concentración apreciable de
B (sur y centro de la cuenca), y 2) pozos con altas concentraciones de B (365-11 268
µg L
–1
, norte de la cuenca). La relación B/Cl Fue de 1.6 en los manantiales, 13.9 en
el río y 27.7 para los pozos, mostrando un enriquecimiento de B en estas Fuentes. El
uso de esta agua en el riego agrícola representa un peligro de acumulación de B en los
vertisoles de la región, el cual deriva en eFectos tóxicos y disminución de rendimientos
en cultivos sensibles como la Fresa. Las elevadas concentraciones de B en algunos
pozos urbanos confrman el peligro sanitario potencial para las poblaciones que usan
esta agua para consumo humano.
Keywords: pollution, groundwater, surFace water, Michoacán, México.
ABSTRACT
The distribution oF boron in the river water and groundwater oF the Duero River Basin
and the relative contribution oF natural and anthropic sources is not yet well known.
Earlier studies have shown that boron enters surFace water in the Basin through
M.A. Velázquez
et al.
20
wastewater, while groundwater may well constitute a geothermic source of boron. In
this study, the distribution of boron in groundwater and surface water in the Duero
River Basin and the potentially toxic effects of this element on human health and
agricultural crops grown in the area were analyzed in order to suggest measures for a
more sustainable use of these hydric sources. A total of 49 water samples were gath-
ered from agricultural and urban wells, springs, waterholes and the Duero River itself
from an area of approximately 2500 km
2
. The samples were tested for pH, electrical
conductivity, calcium, magnesium, sodium, chlorides, sulphates, bicarbonates, dis-
solved heavy metals, phosphorus and boron. The parameters of water quality showed
a broad variation (conductivity from 152-1518 mS cm
–1
and boron concentrations of
0-11 268 mg L
–1
). This is due to the fact that the waters Fow over an extensive area
that includes both basaltic and free aquifers, where they are subject to the effects of
a variety of geological formations, including tertiary and quaternary volcanic basalts
and calcareous sediments in geothermic zones. The mean boron concentrations were
13, 54 and 850 mg L
–1
in the springs, river water and groundwater, respectively. The
wells were classi±ed as follows: 1) wells with no appreciable concentration of boron
(southern and central areas of the Basin); and, 2) wells with high concentrations of
boron (365-11 268 mg L
–1
, northern area of the Basin). The ratio of B/Cl was 1.6 in
the springs, 15.3 in the river and 27.7 in the wells. The use of this water for agricul-
tural irrigation represents a risk of boron accumulation in the region’s vertisol, soils
that facilitate the absorption of boron in soil minerals which causes toxical effects
and the yield reduction of sensitive crops such as strawberries. High concentrations
of boron in some urban wells con±rm the potential sanitary risk to people that use
this water for human consumption.
INTRODUCCIÓN
El boro (B) en altas concentraciones es de rele-
vancia en los estudios de calidad del agua debido
a su toxicidad tanto en animales como en plantas
cultivadas (Elefteriou 2001). A bajas concentracio-
nes el B es esencial para el desarrollo de las plantas
(Brady y Weil 2002) y los efectos tóxicos pueden
presentarse si la concentración en aguas de riego
es superior a 1000 µg L
–1
(Ayers y Westcot 1989).
En humanos y animales, el B es un elemento nu-
tricional bené±co, si no esencial, y es posible que
su de±ciencia pueda derivar en riesgos potenciales
a la salud (Coughlin 1998). Las frutas, vegetales y
nueces son fuente de B en la dieta humana y una
ingesta diaria aceptable es de 0.3 mg kg
–1
de peso
(Murray 1998). Los límites máximos permitidos
de B en el agua potable varían con las diversas
normativas que existen al respecto. Para México, la
norma o±cial de agua para uso y consumo humano
(SSA 1996) no incluye valores de referencia para
el B y los criterios ecológicos de calidad del agua
(SEDUE 1989) indican un máximo permisible de
1 mg L
–1
(1000 µg L
–1
) para uso público urbano,
valor que coincide con el indicado por la Directiva
Europea (Weinthal
et al.
2005). La Organización
Mundial de la Salud lo sitúa en 500 µg L
–1
(WHO
2008), aunque actualmente revisa este límite de
concentración de B y provisionalmente lo marca en
2.6 mg L
–1
(WHO 2010). Los problemas sanitarios
asociados a un consumo excesivo de B van desde
daños al sistema digestivo (estómago, intestino),
hígado, riñones, cerebro, hasta la muerte (Selinus
2004, WHO 2008).
El B es un elemento ubicuo que entra en las aguas
super±ciales y subterráneas a través de dos vías
principales: intemperismo de rocas que contienen
boro (i.e. borosilicatos del tipo turmalina y axinita)
y aguas residuales donde el B se deriva de productos
de limpieza y residuos de industrias de pinturas y
barnices, textiles, curtido de pieles, electrónica, entre
otras (Dyer y Caprara 2009). Las aguas residuales
derivadas de sistemas de tratamiento poco e±cientes
pueden alcanzar las corrientes de agua super±cial y
subterránea y provocar un problema de contamina-
ción (Wolf
et al.
2004, Schmidt 2007). Una fuente
adicional de B en las aguas super±ciales son las
aguas de drenaje agrícola (Seiler 2007), tal como se
ha detectado en las zonas áridas del oeste de EUA
(Lemly
et al.
2009). En áreas de vulcanismo activo
donde las aguas subterráneas son inFuenciadas por
elevadas temperaturas (~200 ºC), el B se encuentra
regularmente en concentraciones que pueden alcan-
zar los 150 mg L
–1
(Morell
et al.
2008). La relación
del B con áreas de vulcanismo es de relevancia en
México considerando que se han reconocido unas
DISTRIBUCIÓN DE BORO EN LA CUENCA DEL RÍO DUERO, MÉXICO
21
2 332 manifestaciones geotérmicas, de las cuales
aproximadamente 71 se localizan en el estado de
Michoacán (Iglesias
et al.
2005).
En trabajos previos sobre calidad del agua en la
cuenca del río Duero, en el occidente del estado de
Michoacán, se ha encontrado que el B se adiciona a
las aguas superFciales del río Duero a través de las
descargas de aguas residuales en la red hidrográFca,
en tanto que las aguas subterráneas pueden contener
altas concentraciones de B de origen geotérmico
(Velázquez y Pimentel 2006). Estas concentracio-
nes de B pueden representar un peligro potencial de
toxicidad para los cultivos de la zona y problemas
sanitarios en la población si estas fuentes se utilizan
para consumo humano. A pesar de su importancia
ambiental, a la fecha no se conoce la distribución del
B en las fuentes de agua de la cuenca del río Duero;
no se cuenta tampoco con datos sobre el aporte re-
lativo de B a las aguas subterráneas y superFciales
a partir de fuentes naturales y antrópicas. A partir de
estos antecedentes, en el presente trabajo se planteó
como objetivo analizar la distribución del B en las
aguas subterráneas y superFciales de la cuenca del río
Duero y su potencial efecto tóxico en los cultivos y
en la salud humana, esto último a través de los límites
máximos permisibles establecidos por la normativa
mexicana para distintos usos del agua.
MATERIALES Y MÉTODOS
Zona de estudio
La cuenca del río Duero se ubica al noroeste del
estado de Michoacán, en las coordenadas 19º40’32’’a
20º20’42 N y 101º52’54’’ a 102º40’30’’ W y cubre una
superFcie de 3 512 km
2
(CONAGUA 2004;
Fig. 1
).
La cuenca forma parte de la ±aja Volcánica Trans-
mexicana que incluye las subprovincias volcánicas
del graben de Chapala y el vulcanismo cuaternario
del estado de Michoacán. El graben se compone de
una serie de fallas normales de dirección NW-SE
entre las que sobresalen la de Ixtlán-El Encinal, con
longitud de unos 30 km, la de Pajacuarán de 20 km
y la de Los Nogales de unos 6 km y que son consi-
deradas áreas importantes de recarga en la porción
norte de la cuenca; el relleno del graben se compone
de sedimentos aluviales y lacustres de profundidad
máxima de 800 m. La intensa actividad volcánica
que se ha desarrollado en la zona desde el Mioceno
Superior hasta el Pleistoceno Superior, conformó un
ediFcio geológico cuya base son andesitas y basaltos
calcoalcalinos en la porción norte (Viggiano-Guerra y
Gutiérrez-Negrín 2007), mientras que en el sur estas
rocas se alternan con potentes espesores de cenizas
volcánicas del Cuaternario. Los basaltos cuaternarios
que constituyen los cerros circundantes a los valles
aluviales se encuentran dispuestos en amplias y ²ui-
das coladas de lava; su color es pardo, negro o gris
oscuro e incluyen en su composición minerales como
plagioclasa y olivino (Silva-Mora 1988).
La temperatura y precipitación media anual
oscila de 16 a 22 ºC y de 750 a 2000 mm, respec-
tivamente. La evaporación es de 1000 a 2300 mm
anuales y muestra un gradiente inverso a la preci-
pitación y similar a la temperatura (Garduño
et al.
2003). La cuenca incluye la zona geohidrológica
de Zamora, constituida por un acuífero basáltico
en la porción sur y un acuífero somero o de relleno
en los valles que alimentan al río Duero, a²uente
del río Lerma. El río Duero tiene un gasto medio
anual de 10.6 m
–2
s
–1
y sus ²ujos son empleados
principalmente en el riego de unas 18 000 ha donde
se cultivan hortalizas, frutillas (fresa, zarzamora) y
granos (CONAGUA 2002).
La zona de estudio comprendió un área aproxi-
mada de 2500 km
2
en una extensión de ocho mu-
nicipios de la cuenca del río Duero en Michoacán:
Chilchota, Tangancícuaro, Jacona, Zamora, Ixtlán,
Pajacuarán, Vista Hermosa y Briseñas. Se seleccio-
naron tres fuentes de agua para el estudio: 1) pozos
y norias (sitios 1-29,
Fig. 1
), 2) río (sitios 30-41,
Fig. 1
) y 3) manantiales (sitios 42-49,
Fig. 1
), con
un total de 49 sitios de muestreo distribuidos en
una franja cercana a la corriente del río Duero. Los
sitios de muestreo incluyeron 8 manantiales (uso
urbano y recreativo), 27 pozos (4 de uso agrícola,
22 de uso urbano y 1 de uso acuícola), 2 norias
(una de uso agrícola y otra de uso doméstico) y 12
sitios de la corriente del río Duero. La distancia
entre los sitios de muestreo en el río osciló de 2.3
a 18.9 km, iniciando en el lugar del nacimiento del
río y siguiendo el ²ujo de la corriente hasta su Fnal,
marcando un desnivel topográFco entre el punto de
inicio y de terminación de 469 m.
Muestreo y análisis de agua
Se realizaron dos muestreos: abril de 2005 (río)
y febrero 25 a marzo 7 de 2007 (río, pozos, manan-
tiales y norias). En los pozos, las muestras fueron
colectadas directamente de los sistemas de extracción
y antes de que el agua se derivara al dispositivo de
cloración para mantener las condiciones iniciales
del agua subterránea. Para evitar la posible alteración
de la muestra, se dejó correr el agua de la llave de paso
durante unos 30 segundos antes de disponer el agua
en el recipiente. En las norias se tomó la muestra
M.A. Velázquez
et al.
22
directamente con un recipiente de polipropileno. La
profundidad de los pozos varió de 100 a 200 m y
de las norias de 5 a 10 m. Para el agua de río y de
manantial la muestra fue obtenida en la parte central
del cuerpo de agua, a una profundidad máxima de 20
cm y ayudados de un recipiente de mayor capacidad,
previamente lavado con la misma agua a muestrear.
La colecta de las muestras se realizó en botellas
de polipropileno con capacidad de un litro, las cua-
les fueron previamente lavadas dos veces con agua
destilada y una vez con agua bidestilada. Se cuidó
que el llenado de la botella fuera total eliminando
en lo posible las burbujas de aire introducidas con
el agua para reducir con ello las posibles reacciones
del Fuido con el oxígeno. En campo de midieron
pH y CE (medidor multiparamétrico Marca Orion).
Las muestras se analizaron en el Laboratorio de
Hidrociencias, Colegio de Postgraduados, donde se
determinaron: Ca
2+
y Mg
2+
por titulación con verse-
nato; Na
+
y K
+
por Famometría (±lamómetro L-653)
y cloruro de cesio como inhibidor de ionización;
Cl
por precipitación con nitrato de plata; CO
3
2–
y
HCO
3
por titulación con ácido sulfúrico; SO
4
2–
por
precipitación con cloruro de Bario; P disuelto deter-
minado por el método del ácido ascórbico (Eaton
et
al.
2005); Pb, Cu, ±e, Mn y Zn por espectrometría de
plasma acoplado inductivamente (ICP-AES Modelo
Liberty II Secuencial, Marca Varian), empleando
agua desionizada para la preparación de patrones y
soluciones de referencia de 1.0 μg mL
–1
preparadas
39
41
28
29
25
40
26
Ixtlán
San Cristóbal
Pajacuarán
Michoacán
N
República Mexicana
Chavinda
Jacona
Zamora
Tangancícuaro
Las Adjuntas
Purepero
Tlazazalca
Chilchota
Río Duero
Santiago
Tangamandapio
27
22
21
24
23
37
20
38
19
16
17
18
10
13
11
12
14
15
8 7
5
6
49
49
36
34
35
48
3
33
47
2
1
46
45
32 44
31
30
43
42
9
Fig. 1.
Localización de la cuenca del río Duero y sitios de muestreo
DISTRIBUCIÓN DE BORO EN LA CUENCA DEL RÍO DUERO, MÉXICO
23
a partir de estándares de 100 μg mL
–1
(Laboratorios
Hycel de México). El boro fue analizado por el
método de la azometina-H el cual tiene un rango
de detección de 0.5 a 10 μg mL
–1
(Bingham 1982).
Los datos analíticos de iones mayores (Ca
2+
, Mg
2+
,
Na
+
, K
+
, CO
3
2-
, HCO
3
, Cl
, SO
4
2–
) se seleccionaron
considerando que el error en el balance iónico no
excediera el 10%.
Datos hidrológicos
Con la Fnalidad de relacionar las variables analí-
ticas con algunas de las características hidrológicas
de la cuenca se obtuvieron los datos sobre caudales
generados en la cuenca del Duero, medidos en dos
puntos estratégicos del río, y en las dos fechas de
muestreo. Estos valores se usaron en el cálculo de la
producción hídrica en la cuenca, misma que se con-
trastó con la concentración de B en los dos muestreos
realizados.
Análisis estadístico
El análisis estadístico incluyó la descripción
estadística de los parámetros de calidad de agua
(media, desviación estándar y rango) y análisis de
correlación. Se usaron las relaciones geoquímicas y
el análisis multivariado (conglomerado jerárquico)
para agrupar los pozos estudiados (muestreo 2007).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Generalidades
Los parámetros de calidad de agua mostraron una
amplia variación, encontrándose valores de conducti-
vidad eléctrica en un rango de 152-1518 µS cm
–1
en los
manantiales, pozos y río; en el centro de la zona geo-
térmica (Ixtlán) la concentración electrolítica alcanzó
valores de 1952 µS cm
–1
(
Cuadro I
). Esto se debe a
que las aguas subterráneas bajo estudio discurren sobre
una extensa área conformada por acuíferos basálticos y
acuíferos libres con in±uencia de diversas formaciones
geológicas: basaltos volcánicos terciarios y cuater-
narios y sedimentos calcáreos en zonas geotérmicas.
Las aguas superFciales se ven sometidas a su vez a los
efectos del vertido de las aguas residuales domésticas
y los drenajes agrícolas a la red hidrográFca, siendo
éstas las dos fuentes principales de sales en el río; una
tercera fuente son los ±ujos geotérmicos localizados
en la parte baja de la cuenca.
Las concentraciones electrolíticas más bajas se
detectaron en las aguas de los manantiales y en los
primeros tramos del río; también algunos pozos ubi-
cados en las inmediaciones de las sierras circundantes
presentaron concentración salina baja, lo que muestra
la in±uencia basáltica sobre los acuíferos asociados a
estas aguas y una edad reciente de los ±ujos.
CUADRO I.
ESTADÍSTICA DE LOS PARÁMETROS DE CALIDAD DEL AGUA EN DIVERSAS ²UENTES DE AGUA EN
LA CUENCA DEL RÍO DUERO
Parámetro
Manantiales
a
Río
b
Pozos y norias
c
Rango
Media
SD
d
Rango
Media
SD
Rango
Media
SD
pH
CE µS cm
-1
Ca
2+
meq L
-1
Mg
2+
meq L
-1
Na
+
meq L
-1
K
+
meq L
-1
CO
3
2-
meq L
-1
HCO
3
-
meq L
-1
Cl
-
meq L
-1
SO
4
2-
meq L
-1
B µg L
-1
2005
2007
P mg L
-1
Pb µg L
-1
²e µg L
-1
Cu µg L
-1
Zn µg L
-1
Mn µg L
-1
Na
+
/Cl
-
B/Cl
-
6.6-7.4
131-499
0.37-1.67
0.56-1.95
0.16-1.20
0.02-0.08
nd
e
1.04-4.06
0.2-0.4
0.02-0.34
nd*-32.0
0.12-0.22
nd-149
nd
43-64
3-85
24-32
0.48-3.0
0-4.5
6.9
198.2
0.60
0.90
0.42
0.03
-
1.62
0.25
0.07
13.0
0.15
56.1
-
50.7
22.1
27.9
1.6
1.6
0.24
122.3
0.44
0.45
0.33
0.02
-
0.99
0.09
0.11
14.8
0.03
52.4
-
7.8
26.0
3.0
0.79
1.8
6.6-7.2
152-390
0.47-1.02
0.28-1.67
0.2-1.13
0.02-0.24
nd
1.23-2.71
0.1-0.6
0.02-0.34
82.0-474.0
nd-649
nd-1.18
nd-202
nd-138
46-79
nd-93
25-68
1.4-2.5
0-183.0
6.9
244.1
0.73
0.98
0.61
0.07
-
1.9
0.3
0.13
285.7
54.0
0.40
78.2
15.7
61.9
21.5
38.0
2.5
15.3
0.2
83.0
0.21
0.39
0.26
0.06
-
0.5
0.2
0.13
117.7
187.3
0.4
48.2
41.2
11.3
25.1
16.7
2.8
52.8
6.7-8.0
152-1952
0.37-3.98
0.65-3.92
0.1-16.66
0.01-0.7
nd
1.23-12.6
0.2-5.3
0.02-3.3
nd-11268
nd-1.28
nd-181
nd-268
40-107
nd-276
25-1414
0.5-6.9
0-94.3
7.14
635.8
1.5
1.8
2.7
0.2
-
4.6
1.0
0.5
850.1
0.19
69.2
14.2
59.5
80.2
161.3
3.1
9.6
0.29
469.9
1.0
1.0
3.5
0.2
-
3.0
1.3
0.8
2184
0.27
47.9
51.9
16.5
90.7
339.2
1.9
19.5
a
n = 8;
b
n = 12;
c
n
= 29;
d
SD= desviación estándar (sólo pH = 2 sigma de la SD, resto de variables fue 1 ó menor a 1 sigma de la
SD);
e
nd = no detectable por el método empleado.
M.A. Velázquez
et al.
24
El pH fue ligeramente superior en las aguas de
los pozos, en relación con las aguas de manantial y
del río como consecuencia de la mayor saturación
de CO
2
en las aguas subterráneas y el incremento de
la solubilidad del CaCO
3
en las rocas y minerales
asociados (Baird 2001).
Las aguas subterráneas presentaron un incremento
en la concentración de sales y un cambio en las rela-
ciones catiónicas en la dirección de Fujo sureste-no-
roeste, encontrándose una mayor proporción de aguas
sódico-bicarbonatadas en la parte baja de la cuenca
(noroeste) mientras que en la porción inicial de la
cuenca (suroeste) predominaron las aguas del tipo
magnésico-bicarbonatada y mixta-bicarbonatada.
Este cambio en la composición iónica corresponde
a una evolución geoquímica normal (Cabrera
et al
.
2001) debido a las reacciones reversibles de inter-
cambio de bases donde el Ca
2+
y Mg
2+
de las aguas
que se in±ltran en el subsuelo desplazan al Na
+
de
las arcillas. Además de esto, durante la fase de as-
censo de las soluciones salinas ocurren procesos de
reequilibrio y precipitación de los iones de Ca
2+
que
disminuyen su concentración en solución.
La menor concentración de Ca
2+
en las aguas sub-
terráneas frente al Na
+
se ve acentuada fuertemente en
dirección noroeste a causa también de los Fujos salinos
con alta concentración relativa de Na
+
que existen en
la zona geotérmica, localizada en la parte baja de la
cuenca (Ciénega de Chapala). El factor más importante
asociado con el cambio en la composición iónica de
estas aguas fue la distancia recorrida a partir del extre-
mo sur de la cuenca, en Carapan, hasta su límite en el
noroeste, aun cuando se observaron variaciones locales
atribuidas a cambios litológicos y al relieve del área.
El Mg
2+
predominó sobre los otros cationes en las
aguas de los manantiales y río como consecuencia
del discurrimiento de las aguas meteóricas a través
de las formaciones rocosas basálticas ricas en este
elemento y que se encuentran ampliamente distri-
buidas en la cuenca (CONAGUA 2002). El Na
+
se
encontró en exceso sobre el Cl
en todas las aguas
bajo estudio (media de la relación Na/Cl = 1.6, 2.5 y
3.1 en manantiales, río y pozos, respectivamente). En
los manantiales, el origen del Na
+
puede estar asocia-
do con la alteración de feldespatos de composición
sódica asociados a los basaltos, encontrándose en
una concentración todavía en equilibrio o en estado
de subsaturación con estos minerales.
En general, el incremento de los iones mayores
siguió el orden: manantiales<río<pozos. Los metales
pesados disueltos observaron las siguientes tenden-
cias: el Pb, Cu, ²e y Mn incrementaron ligeramente
sus concentraciones en el río en relación con la
concentración detectada en los manantiales; estos
cambios pueden estar relacionados con los vertidos
de aguas residuales y drenajes agrícolas. La concen-
tración de Zn y Mn fue signi±cativamente mayor en
las aguas de los pozos comparada con la encontrada
en manantiales y río. El Zn fue en promedio mayor en
los pozos de la parte baja de la cuenca que en la parte
alta, resultando el mismo caso para el Mn. Ambos
elementos están correlacionados positivamente con
la conductividad eléctrica de las aguas, aunque el
valor es pequeño (r= 0.38 y 0.39, respectivamente),
indicando una mineralización Zn-Mn en esa porción
de la cuenca.
Distribución del B
1. Manantiales
El B de las aguas de los manantiales alcanzó una
media de 13 µg L
–1
, la menor encontrada en las tres
fuentes de agua bajo estudio. Este B proviene del
intemperismo de los silicatos asociados a los basal-
tos, rocas ampliamente distribuidas en la zona de
recarga de los acuíferos de la cuenca (CONAGUA
2002). De los ocho manantiales estudiados, cuatro de
ellos mostraron una concentración de B de 16 a 32
µg L
–1
(sitios 42, 43, 45 y 48,
Fig. 1
); en los cuatro
restantes (sitios 44, 46, 47 y 49,
Fig. 1
) no se detectó
este elemento.
2. Corriente del río Duero
Las aguas del río presentaron concentraciones de
B mayores que las de manantial, con promedio de
54.1 µg L
–1
y extremos de 0 a 649 µg L
–1
(muestreo
2007,
cuadro I
); en el muestreo de 2005 se detectaron
concentraciones mayores que en 2007 (promedios de
54.1 y 285 µg L
-1
, respectivamente), posiblemente
asociadas a procesos de dilución derivados de un
mayor caudal en el río en el mes de febrero en re-
lación con el mes de abril cuando se obtuvieron las
muestras de agua. Tanto en el año 2005 como en
el año 2007, las mayores concentraciones de B se
encontraron en la parte baja de la cuenca, corriente
abajo del sitio San Cristóbal y dentro de la Ciénega
de Chapala. El B en las aguas del río Duero tiene un
origen múltiple, donde intervienen factores como la
geología del lugar, los vertidos de las aguas residuales
y las emanaciones geotérmicas que discurren super-
±cialmente en la parte baja de la cuenca. Las aguas
residuales, fundamentalmente por su contenido de
detergentes a base de boratos y perboratos, son una
fuente importante de B (Carriker y Brezonik 1978).
El efecto de la dilución de los contaminantes en
el sistema hidrográ±co del Duero se analizó a través
de la producción hídrica (Debels 1998) en dos tramos
DISTRIBUCIÓN DE BORO EN LA CUENCA DEL RÍO DUERO, MÉXICO
25
del río y su relación con la concentración media de
B. Los tramos de río considerados fueron: i)
Las
Adjuntas
, con los sitios: Carapan, Ichán, Huáncito,
Santo Tomás, Chilchota, Etúcuaro y Las Adjuntas;
ii)
San Cristóbal
, con los sitios: Los Espinos, Dren
A, San Simón y San Cristóbal.
Para determinar la producción hídrica de la
cuenca, expresada como caudal generado por uni-
dad de superFcie (L m
–2
día
–1
), se tomaron como
base los dos sitios que tiene marcados la Comisión
Nacional del Agua sobre el río para la medición
de los caudales: 1)
Las Adjuntas
, utilizado para
calcular la producción hídrica generada en las dos
subcuencas localizadas aguas arriba (subcuenca
Cañada de los Once Pueblos y subcuenca valle de
Guadalupe), y 2)
San Cristóbal
, que sirvió para el
cálculo de la producción hídrica de la subcuenca
valle de Zamora-Jacona. Los datos sobre los cauda-
les mensuales en esos puntos fueron tomados de los
archivos de CONAGUA (2007) y se promediaron
por día para dos meses de los años 2005 y 2007.
Los datos sobre superFcie de las dos regiones es-
tudiadas fueron obtenidos a través de sistemas de
información geográFca (SIG). Los resultados se
muestran en el
cuadro II
.
La mayor producción hídrica detectada en febrero
de 2007 en relación con abril de 2005 indica procesos
de dilución que pudieron afectar negativamente la con-
centración de B en aquella fecha. A partir del
cuadro
II
podemos observar que la parte baja de la cuenca,
representada en este caso por el sitio San Cristóbal,
se caracteriza por una baja producción hídrica la cual
disminuye conforme se acentúa la temporada de se-
quía. Este dato es relevante si tomamos en cuenta que
en esta zona se han detectado las concentraciones más
altas de B de la cuenca. Estos dos factores, baja pro-
ducción hídrica y altas concentraciones de B, estarían
incrementando el riesgo potencial de contaminación
de las aguas superFciales con este elemento.
3. Aguas subterráneas
En las aguas subterráneas el B fue detectado en
diez de los veintinueve aprovechamientos estudiados,
ubicados éstos en la parte baja de la cuenca (Ciénega
de Chapala), y corresponden a cinco pozos de uso
doméstico (sitios 20, 21, 22, 25 y 27,
Fig. 1
), uno de
uso acuícola (sitio 23), dos de uso agrícola (sitios 26
y 29) y a la surgencia del géiser de Ixtlán (sitio 24).
Este último se consideró, para Fnes de este trabajo,
como un aprovechamiento subterráneo. El promedio
de concentración de B en las aguas de pozo fue la
más elevada (850.1 µg L
–1
) en relación con las aguas
de manantiales y río. Los pozos se clasiFcaron en:
1) pozos sin concentración detectable de B, ubicados
en la parte sur y centro de la cuenca (sitios 1-19,
Fig. 1
), y 2) pozos con altas concentraciones de B
(365-11 268 µg L
–1
), localizados en la parte baja de
la cuenca o Ciénega de Chapala (sitios 20-29,
Fig.
1
). En esta última área, el B se relaciona fundamen-
talmente con la actividad geotérmica local, cuyo
epicentro lo constituye el géiser de Ixtlán. Aquí los
±uidos geotérmicos distribuyen el B en una amplia
porción de la Ciénega de Chapala, desde el poblado
de El Limón hasta el poblado de Ibarra, éste último
ubicado en las cercanías de la con±uencia del río
Duero con el río Lerma. Las emisiones geotérmicas
pueden depositar grandes cantidades de B en los
suelos, que en algunos lugares pueden alcanzar cifras
de 126 kg ha
–1
año
–1
(Lang
et al
. 1986).
La relación geoquímica B/Cl
En el estudio de las aguas subterráneas es de uti-
lidad la relación B/Cl
debido a que, por su carácter
conservativo, las concentraciones de Cl
re±ejan con
cierta aproximación las condiciones iniciales del agua
de recarga. En las aguas superFciales esta relación
geoquímica puede ser de utilidad en la comprensión
de los procesos de enriquecimiento de los ±ujos con
B, razón por la cual se incluyó este indicador en las
aguas de los manantiales y del río. Considerando las
concentraciones de B y Cl
en unidades de µg L
–1
y mg L
–1
, respectivamente, los valores promedio
de la relación B/Cl
fueron de 1.6, 15.3 y 9.6 para
los manantiales, río y pozos, respectivamente. Esta
relación se ilustra gráFcamente en la
fgura 2
para
las distintas fuentes de agua analizadas.
CUADRO II.
PRODUCCIÓN HÍDRICA PARA DOS SITIOS DE LA CUENCA DEL RÍO DUERO Y CONCENTRACIÓN MEDIA
DE BORO
Sitio
Área drenada
(km
2
)
Caudal promedio
(m
3
s
–1
)
Producción hídrica
(L m
–2
día
–1
)
Concentración media
de B (µg L
–1
)
Abril 2005
²eb 2007
Abril 2005
²eb 2007
Abril 2005
²eb 2007
Las Adjuntas
San Cristóbal
1225.77006
735.51140
7.18
2.49
8.51
5.17
0.51
0.28
0.60
0.61
204.3
345.5
0.0
108.2
M.A. Velázquez
et al.
26
La comparación de las relaciones B/Cl
entre
las distintas fuentes, donde los manantiales pueden
considerarse como fuentes no contaminadas con B,
muestra que las aguas del río Duero están someti-
das a un enriquecimiento de B. La fuente de este
elemento en la parte alta del río la conforman muy
probablemente las aguas residuales; sin embargo,
hacen falta datos más exhaustivos sobre la variación
en la composición química de estas aguas en la zona.
Por otro lado, cabe destacar que en las aguas resi-
duales el B procede tanto de productos químicos de
uso doméstico como de la misma agua potable que
después de ser usada pasa a formar parte importante
de los vertidos domésticos. Esta inFuencia del B
de las aguas subterráneas de uso doméstico sobre
el B de las aguas residuales será notoriamente más
fuerte en la Ciénega de Chapala que en la parte alta
de la cuenca.
El valor promedio de la relación B/Cl
en las
aguas subterráneas (9.6) fue menor que para el caso
del río (15.3), aunque si se incluyen solamente los
diez pozos donde fue detectado el B esta relación
adquiere un valor de 27.7. En estos diez pozos la
variación en la relación B/Cl
fue de 4.9 a 94 y los
mayores valores se distribuyeron en las cercanías al
géiser (
Fig. 2
), con excepción del pozo en el poblado
La Luz donde se obtuvo una relación B/Cl
de 32.0,
más alta que en otros sitios cercanos a la surgencia
geotérmica. Esto probablemente esté asociado a una
mayor intensidad geotérmica en ese sitio que incre-
menta la concentración relativa de B.
Análisis estadístico multivariado para las aguas
subterráneas
Con el propósito de agrupar los pozos a partir de
propiedades similares de estas aguas, se recurrió al
análisis de conglomerados o análisis tipo conglome-
rado jerárquico utilizando las variables pH, CE, Ca
2+
,
Mg
2+
, Na
+
, K
+
, HCO
3
, Cl
, SO
4
2–
, B y P. El proceso
de agrupamiento se realizó tanto para los pozos
(conglomerado de pozos) como para las variables
analíticas determinadas (conglomerado de variables).
En el primer caso se hizo uso del cálculo del cuadrado
de la distancia euclídea (suma del cuadrado de las
distancias entre todas las variables consideradas);
de manera que a menor distancia entre las variables
mayor es su similitud o proximidad. En el segundo
caso, el conglomerado de variables determinó la
similitud entre las distintas variables (datos analíti-
cos) mediante el uso del coe±ciente de Pearson. Los
cálculos fueron realizados con el paquete estadístico
XLSTAT (Addinsoft, Inc. 2007).
Agrupamiento de pozos
El método separa de manera general las aguas sub-
terráneas de la parte alta de la cuenca, regularmente
de baja concentración electrolítica y bajos contenidos
de B, de aquéllas que se encuentran en la parte baja,
con mayor concentración de sales y de B, formando
7 agrupamientos de interés hidrogeológico (
Fig. 3
).
El primer agrupamiento está formado por 16
pozos que muestran una gran semejanza (pozos
1-5, 7-12, 15-17, 19 y 27) y se encuentran princi-
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Obs24
Obs19
Obs3
Obs1
Obs2
Obs4
Obs27
Obs12
Obs15
Obs16
Obs17
Obs10
Obs14
Obs13
Obs18
Obs26
Obs25
Obs22
Obs28
Obs29
Obs20
Obs23
Obs21
Obs11
Obs5
Obs7
Obs8
Obs9
Obs6
100
Disimilitud
Fig. 2.
Conglomerado de los pozos estudiados (observaciones) en la cuenca del río Duero
DISTRIBUCIÓN DE BORO EN LA CUENCA DEL RÍO DUERO, MÉXICO
27
palmente en la parte alta de la cuenca. El segundo
agrupamiento separa las aguas de los pozos 6, 13
y 14 del grupo anterior, aun cuando presentaron
distancias euclídeas muy bajas y también ocurren
en la parte alta de la cuenca. Las aguas de los pozos
18, 21, 22, 25 y 26 conforman otro conglomerado
relacionado con el grupo 2. Los pozos 28 y 29, ubi-
cados en las cercanías del Fnal del río, constituyen
un cuarto conglomerado. Las aguas de los pozos
20, 23 y 24 constituyen otros tres conglomerados
independientes y sin relación implícita con ninguno
de los anteriores; sin embargo, la ordenación de las
clases tiende a aproximar los pozos 20 y 23 preferen-
temente al grupo 4. El pozo 24 no guarda relación
con ninguno de los anteriores grupos, lo cual es
entendible dado que esta es la surgencia del géiser
principal en la zona geotérmica circundante; estas
aguas se caracterizan por la mayor concentración de
sales y de B encontrada en los pozos analizados. En
general, los siete agrupamientos marcan otras tantas
calidades del agua considerando todas las variables
en estudio, sobresaliendo la conductividad eléctrica
y concentración de B. Se observa también que la
calidad del agua decrece en el orden en que fueron
calculados los agrupamientos de los pozos.
Agrupamiento de variables
Las variables seleccionadas para el análisis de
conglomerados fueron: pH, CE, Ca
2+
, Mg
2+
, Na
+
,
K
+
, HCO
3
, Cl
, SO
4
2–
, B y P. En el
cuadro III
y
fgura 4
se puede observar que las variables tienden
a conformar tres agrupamientos principales, dos de
ellos con coeFcientes de correlación superiores a
0.66; se exceptúa el pH, el K
+
(de muy baja concen-
tración) y el P. Este último no guarda una relación
signiFcativa con ninguna de las variables debido
probablemente a que procede de inFltraciones de las
aguas superFciales que recogen drenajes agrícolas
y vertidos domésticos.
El primer agrupamiento lo constituyen las va-
riables pH, K
+
, B, Cl
, CE, HCO
3
, Na
+
y SO
4
2–
.
De estas, los pares Na
+
-SO
4
2–
y CE-HCO
3
son
las mejor correlacionadas (r = 0.96), seguidas de
la conductividad (CE-SO
4
2–
, r = 0.92; CE-Na
+
, r
= 0.91). Este grupo de variables está in±uencia-
do fundamentalmente por los ±ujos geotérmicos,
con un marcado gradiente suroeste-noroeste en la
cuenca. El B se correlacionó positivamente con el
Na
+
, SO
4
2–
, CE y pH (r = 0.89, 0.82, 0.69 y 0.64,
respectivamente). Los mayores valores de las corre-
laciones B-Na
+
y B-SO
4
2–
indican que estos iones y
el B son los componentes químicos principales de
las emisiones geotérmicas en la zona, dentro del
conjunto de variables Fsicoquímicas determinadas
en este trabajo. Las investigaciones que se han lleva-
do a cabo sobre composición química de los ±uidos
geotérmicos (Viggiano-Guerra y Gutiérrez-Negrín
2007) indican una composición clorurado-sódica,
característica de este tipo de emanaciones. La com-
Manantiales
y río
12000.0
10000.0
8000.0
6000.0
4000.0
2000.0
0.0
0.00
50.00
100.00
Cl mg L
–1
B ug L
–1
150.00
200.00
Pozos zona
del géiser
Fig. 3.
GráFca de la relación B/Cl
en las aguas de pozos y norias
de la cuenca del río Duero
CUADRO III.
MATRIZ DE PROXIMIDAD O SIMILITUD (VALORES ABSOLUTOS DEL COE²ICIENTE DE PEARSON)
PARA ONCE VARIABLES DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS (POZOS Y NORIAS) DE LA CUENCA
DEL DUERO. MUESTREO 2007
pH
CE
Ca
2+
Mg
2+
Na
+
K
+
HCO
3
Cl
SO
4
2–
B
P
pH
1
0.48
–0.03
–0.12
0.65
0.54
0.43
0.45
0.51
0.64
0.06
CE
0.48
1
0.68
0.57
0.91
0.70
0.96
0.83
0.92
0.69
0.28
Ca
2+
–0.03
1
0.91
0.33
0.45
0.74
0.44
0.44
–0.01
0.39
Mg
2+
–0.12
0.57
0.91
1
0.19
0.28
0.63
0.39
0.28
–0.10
0.34
Na
+
0.65
0.91
0.33
0.19
1
0.68
0.82
0.81
0.96
0.89
0.15
K
+
0.54
0.70
0.45
0.28
0.68
1
0.74
0.42
0.64
0.59
0.18
HCO
3
0.43
0.96
0.74
0.63
0.82
0.74
1
0.64
0.80
0.59
0.37
Cl
0.45
0.83
0.44
0.39
0.81
0.42
0.64
1
0.87
0.63
0.05
SO
4
2–
0.51
0.92
0.44
0.28
0.96
0.64
0.80
0.87
1
0.82
0.12
B
0.64
0.69
–0.01
–0.10
0.89
0.59
0.59
0.63
0.82
1
0.00
P
0.06
0.28
0.39
0.34
0.15
0.18
0.37
0.05
0.12
0.00
1
M.A. Velázquez
et al.
28
posición sulfático-sódica que se determinó en este
trabajo probablemente sea el resultado de mezcla de
Fuidos geotérmicos con aguas del acuífero somero
donde el ion predominante es el sulfato.
El segundo agrupamiento relaciona las variables
Ca
2+
y Mg
2+
, presentando una alta correlación entre
ellas (r = 0.91). Estos iones se encuentran en esta agua
en proporciones similares, con valores promedio de
las relaciones Ca
2+
/cationes y Mg
2+
/cationes de 0.26 y
0.38, respectivamente. Esta característica de las aguas
subterráneas reFeja la composición de las rocas basál-
ticas y basalto-andesitas que constituyen el basamento
geológico de los acuíferos en la zona (CONAGUA
2002) e indica un origen similar del Ca
2+
y el Mg
2+
.
Efectos potenciales del B
El uso de las aguas subterráneas de la parte baja de
la cuenca (Ciénega de Chapala) en el riego agrícola
representa un peligro de toxicidad a cultivos sensibles
como la fresa, cebolla, trigo y frijol; estas plantas
soportan una concentración límite de B de 500-1000
µg L
–1
(Ayers y Westcot 1989). Dado que las aguas
de algunos aprovechamientos subterráneos en la zona
exceden esos valores (pozos 20, 21, 22, 23, 24, 25, 27
y 29), podría esperarse que los rendimientos de esos
cultivos sean afectados negativamente con el uso de
estas aguas en el riego. Sumado a esto, la irrigación
histórica de estos terrenos agrícolas con Fujos de alta
concentración de B puede causar una acumulación
excesiva de este elemento en el per±l del suelo y,
con el tiempo, liberar el B a la solución del suelo.
El alto contenido de arcilla y el pH alcalino de los
suelos favorecen la adsorción del B a los minerales
del suelo (Communar y Keren 2007), condiciones
que se cumplen en los suelos agrícolas de la Ciénega
de Chapala (Venegas
et al
. 1991).
Tomando como referencia los valores estableci-
dos en los criterios ecológicos de calidad del agua
(SEDUE 1989), en el presente trabajo se encontró
que cinco pozos de uso urbano, localizados en la
Ciénega de Chapala, presentaron concentraciones
de B superiores a 1000 µg L
–1
. La ingesta de esta
agua podría causar severos problemas de salud en
los pobladores de las comunidades de El Limón I, El
Limón II, El Valenciano, El Capulín y La Luz (sitios
20, 21, 22, 25 y 27, respectivamente), pertenecientes
a los municipios de Ixtlán e Ibarra. Para la primera
localidad, los habitantes mencionan que el agua del
pozo que les abastece no es buena para beber debido
a que algunas personas han enfermado al ingerirla.
CONCLUSIONES
Los manantiales, corriente del río Duero y pozos
de la parte alta de la cuenca (SE) presentaron con-
centraciones de B dentro del límite permitido para
cultivos y uso humano, siendo su origen probable el
intemperismo de minerales que contienen B. En algu-
nos sitios del río Duero se detectaron concentraciones
elevadas, probablemente a causa de la incorporación
de aguas residuales a la corriente del río, las cuales
son afectadas por procesos de dilución. Las altas
concentraciones de B se limitan a los pozos de la
Ciénega de Chapala, en la parte noroeste de la cuenca
y en dirección de la descarga; en esta zona el origen
del B son los Fujos geotérmicos de alta temperatura
que caracterizan a la zona geotérmica de Ixtlán.
La concentración de B excede los límites máxi-
mos permitidos para uso urbano en cinco pozos de
cuatro localidades ubicadas en la Ciénega de Chapala.
El uso de esta agua para consumo humano implica
un riesgo sanitario para estas poblaciones, lo cual
coincide con la percepción que tienen los propios
habitantes sobre la calidad de esta agua. Es recomen-
dable implementar medidas para mejorar la calidad
del agua que se usa para consumo humano en estas
localidades, a ±n de reducir riesgos sanitarios. El
agua de algunas norias y pozos de uso agropecuario
presentaron concentraciones de B mayores a 500-
1000 µg L
–1
, indicando potenciales disminuciones de
rendimiento en cultivos sensibles y de importancia
económica en la cuenca como la fresa.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen el apoyo otorgado por El
Colegio de Michoacán, A.C. a través del proyecto
Fig. 4.
Conglomerado de variables para los pozos estudiados de
la cuenca del río Duero
0.26658038
0.36658038
0.46658038
0.56658038
0.66658038
0.76658038
0.86658038
0.96658038
pH
K
B
Cl
CE
HCO3
Na
SO4
P
Ca
Mg
Similitud
DISTRIBUCIÓN DE BORO EN LA CUENCA DEL RÍO DUERO, MÉXICO
29
“Patrones históricos de uso y manejo del agua en la
Cuenca Lerma-Chapala-Santiago” fnanciado por el
CONACyT, para la realización de este trabajo.
REFERENCIAS
Eaton A.D., Clesceri L.S., Rice E.W. y Greesberg A.E.
(eds.). (2005).
Standard Methods for the examination
of water and wastewater
. 21 Ed. American Public
Health Association, Washington, DC. USA.1207 pp.
Ayers R.S. y Westcot D.W. (1989).
La calidad del agua
y su uso en la agricultura
. Estudio FAO Riego y
Drenaje 29 Rev. 1. Trad. Al español por J.F.Al±aro
(
Water Quality and use in agriculture
). FAO, Roma,
Italia. 174 pp.
Baird C. (2001).
Química ambiental
. Reverté S.A., Barce-
lona, España. 622 pp.
Bingham F.T. (1982). Boron. En:
Methods of soil analisis.
Part 2. Chemical and microbiological properties. (
A.
L. Page, Ed.). 2ª ed. SSSA, Inc. Madison, WIS EUA.
pp. 431-447.
Brady N.C. y Weil R.R. (2002).
The nature and properties
of soils.
13
ava
ed. Prentice Hall. Nueva Jersey, EUA.
960 pp.
Cabrera A., Blarasin M. y Villalba G. (2001). Ground water
contaminated with arsenic and ²uoride in the Argen-
tine Pampean Plain [en línea]. http://www.hydroweb.
com/jehabs/blaraabs.html.com/jehabs/blaraabs.html
10/02/2007.
Carriker N.E. y Brezonik P.L. (1978). Sources, levels and
reactions o± boron in Florida waters. J. Environ. Qual.
7, 516-522.
Communar G. y Keren R. (2007). E±±ect o± transient ir-
rigation on boron transport in soils. Soil Sci. Soc. Am.
J. 71, 306-313
CONAGUA (2002). Determinación de la disponibilidad
de agua en el acuí±ero Zamora, Estado de Michoacán.
Comisión Nacional del Agua. Documento Interno.
México, D.F. 25 pp.
CONAGUA (2004). In±orme de calidad de agua suministra-
da al distrito de riego 061, “Zamora”. Comisión Nacional
del Agua. Zamora, México. In±orme Técnico. 45 pp.
CONAGUA (2007). Registro de a±oro de las estaciones
hidrométricas “Las Adjuntas” y “San Cristóbal”.
Comisión Nacional del Agua. Zamora, México. Hojas
mimeografadas. 10 pp.
Coughlin J.R. (1998). Inorganic borates: Chemistry, hu-
man exposure, and health and regulatory guidelines.
J. Trace Elem. Experim. Med. 9, 137-151.
Debels P. (1998). Características hidrológicas y produc-
ción hídrica. En:
Diagnóstico de la calidad del agua
del río Damas, X
a
Región. Lineamientos para un Plan
de Pre vención y/o descontaminación.
Centro EULA-
CHILE. (P. Debels, Ed. ). Concepción, Chile. pp. 2-11.
Dyer S.D. y Caprara R.J. (2009). A method ±or evaluating
consumer product ingredient contributions to sur±ace
and drinking water: Boron as a test case. Environ. Tox.
Chem. 16, 2070-2081.
Ele±teriou P. (2001). Boron in groundwater o± the island o±
Cyprus. [en línea]. http://www.hydroweb.com/jehabs/
ele±tabs. 12/11/2007.
Garduño V., Corona P. e Israde I. (2003).
Atlas GeográFco
del Estado de Michoacán.
EDDISA 2ª ed. Secretaría
de Educación del Estado de Michoacán. Universidad
Michoacana de San Nicolás de Hidalgo. Morelia,
México. 300 pp.
Iglesias E., Arellano V. y Torres J.R. (2005). Estimación
del recurso y prospectiva tecnológica de la geotermia
en México [en línea]. http://www.sener.gob.mx/web-
Sener/res/168/A3_Gtermia.pd± 12/06/2010.
Lang F.J., Bingham F.T., Hendrix F.F. y Crane N.L.
(1986). Boron deposition on soil and native vegeta-
tion ±rom geothermal emissions. J. Environ. Qual.
15, 260-265.
Lemly A.D., Finger S.E. and Nelson M.K. (2009). Sources
and impacts o± irrigation drainwater contaminants in
arid wetlands. Environ. Tox. Chem. 12, 2265-2279.
Morell I., Pulido-Bosch A., Daniele L. y Cruz J.V. (2008).
Chemical and isotopic assessment in volcanic thermal
waters: cases o± Ischia (Italy) and Sâo Migul (Azores,
Portugal) [en línea]. http://www3.interscience.wiley.
com/journal/118720600/ 12/05/2010.
Murray F.J. (1998). Issues in boron risk assessment: Pivot-
al study, uncertainty ±actors, and ADIs. J. Trace Elem.
Exp. Med. 9, 231-243.
Schmidt K.D. (2007). Groundwater quality in the Cortaro
area northwest o± Tucson, Arizona.
J. Am. Water Res.
Assoc. 9, 598-606.
Seiler R.L. (2007). Synthesis o± data ±rom studies by the
National Irrigation Water-Quality Program. J. Am.
Water Res. Assoc. 32, 1233-1245.
SEDUE (1989). Norma CE-CCA-001/89. Acuerdo en
por el que se establecen los Criterios Ecológicos de
Calidad del Agua. Secretaría de Desarrollo Urbano y
Ecología. Diario Ofcial de la Federación. México, 13
de diciembre de 1989.
Selinus O. (2004). Geología médica: una especialidad
emergente [en línea]. http://
02/06/2008.
Silva-Mora L. (1988). Algunos aspectos de los basaltos
y andesitas cuaternarios de Michoacán oriental. Rev.
Mex. Cienc. Geol. 7, 89-96.
SSA (1996). Norma O±icial Mexicana NOM-127-
SSA1-1994. Salud ambiental, agua para uso y consumo
humano. Límites permisibles de calidad y tratamientos
a que debe someterse el agua para su potabilización.
M.A. Velázquez
et al.
30
Diario Ofcial de la Federación. México. 18 de enero
de 1996.
Velázquez M. y Pimentel J.L. (2006). Salinidad, P, B y
E. coli
en el río Duero, Michoacán.
Memorias XV
Congreso Nacional 2006 de la Federación Mexicana
de Ingeniería Sanitaria y Ciencias Ambientales. Gua-
dalajara, Jal. 24 al 26 de mayo. 2006. CD-ROM.
Venegas J., Velázquez M. y Pimentel J.L. (1991). Res-
puesta del maíz al ±ós±oro en la Ciénega de Chapala.
Terra 9, 197-203.
Viggiano-Guerra J.C. y Gutiérrez-Negrín L.C. (2007). Es-
tudio petrográfco y modelo conceptual preliminar de la
zona geotérmica de Ixtlán de los Hervores, Michoacán,
México. Ing. Hidr. Mex. XXII, 61-73.
Weinthal E., Parag Y., Vengosh A., Muti A. y Kloppmann
W. (2005). The EU Drinking Water Directive: the boron
standard and scientifc uncertainty. Europ. Environ.
15, 1-12.
WHO (2008). Guidelines ±or drinking-water quality.
Incorporating frst and second addenda. Vol. 1, Rec-
ommendations. 3
a
ed. World Health Organization [en
dwq/gdwq3rev/en/index.html 12/04/2010.
WHO (2010). Chemical hazards in drinking-water-boron.
World Helth Organization [en línea]. http://www.who.
int/wa ter_sanitation_health/dwq/chemicals/boron/en/
12/04/2010.
Wol± L., Held I., Eiswirth M. y Hötzl H. (2004). Impact
o± leaky sewers on groundwater quality. Act. Hydroch.
Hydrob. 32, 361-373.
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