Contaminación y tratamiento de aguas - Universidad de Huelva

CONTAMINACIÓN Y TRATAMIENTO DE AGUAS

MÓDULO III

MÁSTER UNIVERSITARIO DE INGENIERÍA AMBIENTAL

AUTORES: JUAN CARLOS CERÓN GARCÍA MARÍA JOSÉ MORENO LÓPEZ

MANUEL OLÍAS ÁLVAREZ

SEGUNDA EDICIÓN, 2005

UNIVERSIDAD DE HUELVA

Prohibida la reproducción parcial o total de esta obra, ni su incorporación a un sistema informático, ni su transmisión en cualquier forma o por cualquier medio, sea éste electrónico, mecánico, por fotocopia, por grabación u otros métodos, sin el permiso previo y por escrito de los titulares del copyright. COPYRIGHT DE LOS EDITORES © JUAN CARLOS CERÓN GARCÍA © JUAN PEDRO BOLÍVAR RAYA SEGUNDA EDICIÓN: ENERO 2005 IMPRESO EN HUELVA, ESPAÑA. EDITORES: JUAN CARLOS CERÓN GARCÍA / JUAN PEDRO BOLÍVAR RAYA ISBN: 84-608-0077-6 DEPÓSITO LEGAL: H-21-2004

MÁSTER DE INGENIERÍA AMBIENTAL. UNIVERSIDAD DE HUELVA 1

ÍNDICE

CAPÍTULO 1: EL MEDIO SUBTERRÁNEO Juan Carlos Cerón García

7

1.1. Conceptos básicos de Hidrogeología. 1.1.1. Ciclo hidrogeológico. 1.1.2. Distribución vertical del agua en el suelo. 1.1.3. Tipos de agua del suelo. 1.1.4. Porosidad. 1.1.5. Ley de Darcy. 1.1.6. Permeabilidad o conductibilidad hidráulica. 1.1.7. Coeficiente de Almacenamiento. 1.1.8. Tipos de acuíferos.

1.2. Bibliografía.

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CAPÍTULO 2: HIDROGEOQUÍMICA DE AGUAS SUBTERRÁNEAS Manuel Olías Álvarez

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2.1. La composición del agua. 2.1.1. Parámetros fisico-químicos. 2.1.2. Constituyentes mayoritarios. 2.1.3. Constituyentes minoritarios. 2.1.3. Constituyentes traza.

2.2. Procesos hidrogeoquímicos en las aguas subterráneas. 2.2.1. Procesos físicos.

2.2.1.1. Filtración. 2.2.1.2. Dispersión y difusión. 2.2.1.3. Circulación de gases.

2.2.2. Procesos físico-químicos. 2.2.2.1. Reacciones de precipitación-disolución. 2.2.2.2. Reacciones de adsorción-desorción. 2.2.2.3. Intercambio iónico. 2.2.2.4. Reacciones ácido-base. 2.2.2.5. Reacciones de oxidación-reducción. 2.2.2.6. Reacciones de complejación. 2.2.2.7. Reacciones de degradación.

2.2.3. Procesos bioquímicos. 2.3. Transporte de masas en un acuífero.

2.3.1. Advección. 2.3.2. Dispersión mecánica y difusión molecular. 2.3.3. Transporte de sustancias reactivas. 2.3.4. Transporte de sustancias degradables. 2.3.5. Ecuación general de transporte de masas. 2.3.6. Casos especiales.

2.3.6.1. Transporte en medios fracturados. 2.3.6.2. Transporte de fluidos inmiscibles con el agua (NAPLs).

2.4. Tratamiento de datos hidroquímicos. 2.4.1. Toma de muestras.

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2.4.2. Formas de expresión de los análisis físico-químicos. 2.4.3. Representación gráfica de datos hidroquímicos. 2.4.4. Análisis multivariante.

2.4.4.1. Matrices de correlación. 2.4.4.2. Análisis Cluster. 2.4.4.3. ACP y Análisis Factorial.

2.4.5. Modelización Hidrogeoquímica. 2.4.5.1. Fuerza iónica. Actividad. 2.4.5.2. Equilibrio en las soluciones acuosas. 2.4.5.3. Saturación de un mineral en el agua. 2.4.5.4. Modelos hidrogeoquímicos. Fundamentos.

2.5. Bibliografía

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CAPÍTULO 3: PROBLEMÁTICA DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS María José Moreno López

63

3.1. Definición de la contaminación hídrica. 3.2. Tipos de contaminación. Contaminantes.

3.2.1. Caracteres Organolépticos. 3.2.2. Grasas y Aceites. 3.2.3. Espumas. 3.2.4. Temperatura. 3.2.5. Radiactividad. 3.2.6. Sólidos. 3.2.7. Materia Orgánica. 3.2.8. pH. 3.2.9. Nitrógeno y Fósforo.

3.2.10. Tóxicos. 3.2.11. Virus. 3.2.12. Bacterias.

3.3. Efectos de la contaminación. 3.4. Medición analítica de la contaminación. 3.5. Capacidad de autodepuración natural. 3.6. Bibliografía

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CAPÍTULO 4: EVALUACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS María José Moreno López

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4.1. Evaluación general. 4.2. Contaminación producida por las industrias. Sus contaminantes.

4.2.1. Definición del problema. 4.2.2. Medida de caudales. 4.2.3. Toma de muestras. 4.2.4. Métodos analíticos. 4.2.5. Interpretación de resultados. 4.2.6. Segregación de caudales. 4.2.7. Ensayos de tratabilidad.

4.3. Contaminación producida por núcleos urbanos. Sus contaminantes. 4.4. Bibliografía

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CAPÍTULO 5: VULNERABILIDAD Y PROTECCIÓN DE ACUÍFEROS Juan Carlos Cerón García

89

5.1. Origen de la contaminación de las aguas subterráneas. 5.1.1. Contaminación urbana o doméstica. 5.1.2. Contaminación agrícola. 5.1.3. Contaminación industrial. 5.1.4. Contaminación minera. 5.1.5. Contaminación por actividades nucleares. 5.1.6. Contaminación inducida por el bombeo de sondeos. 5.1.6. Contaminación originada por sondeos mal construidos o

abandonados. 5.2. Indicadores o índices de contaminación. 5.3. Mecanismos de propagación de la contaminación en el acuífero.

5.3.1. Mecanismos de propagación a partir de la superficie. 5.3.1.1. Contaminación por lixiviados de residuos depositados en

superficie. 5.3.1.2. Contaminación por actividades agrícolas. 5.3.1.3. Contaminación por flujo de aguas superficiales hacia un

sondeo. 5.3.2. Mecanismos de propagación desde la zona no saturada.

5.3.2.1. Contaminación por efluentes de fosas sépticas y otros sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas.

5.3.2.2. Contaminación por infiltración de efluentes procedentes de un embalse superficial.

5.3.3. Mecanismos de propagación originados en la zona saturada. 5.3.3.1. Contaminación por sondeos mal diseñados o

deteriorados. 5.3.3.2. Contaminación por intrusión marina.

5.4. Incidencia del agente contaminante. 5.4.1. Directa. 5.4.1. Indirecta. 5.4.1. Contaminación puntual. 5.4.1. Contaminación difusa.

5.5. Vulnerabilidad de acuíferos a la contaminación. 5.6. Protección de acuíferos a la contaminación.

5.6.1. Perímetros de protección. 5.6.2. Zonas de protección.

5.7. Mapas de vulnerabilidad de acuíferos 5.8. Bibliografía.

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9090919191

91

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93

9393

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CAPÍTULO 6: MEDIDAS CORRECTORAS María José Moreno López

103

6.1. Introducción a las medidas correctoras. 6.2. Tratamientos físicos.

6.2.1. Cribado. 6.2.2. Dilaceración. 6.2.3. Desarenado.

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6.2.3.1. desarenadores de flujo horizontal o canales

desarenadores. 6.2.3.2. desarenadores cuadrados o circulares. 6.2.3.3. desarenadores restangulares aerados o aireados.

6.2.4. Desengrasado. 6.2.4.1. trampas de aceite. 6.2.4.2. preaireación o desarenador aerado - desengrasador. 6.2.4.3. separadores API. 6.2.4.4. separadores de placas.

6.2.5. Decantación. 6.2.5.1. decantadores cuadrados. 6.2.5.2. decantadores circulares. 6.2.5.3. decantadores rectangulares. 6.2.5.4. decantación primaria. 6.2.5.5. decantación secundaria.

6.2.6. Flotación. 6.2.7. Adsorción. 6.2.8. Intercambio iónico. 6.2.9. Osmosis inversa. 6.2.10. Electrodiálisis. 6.2.11. Microfiltración y ultrafiltración.

6.3. Tratamientos químicos. 6.3.1. Coagulación–floculación. 6.3.2. Neutralización. 6.3.3. Oxidación–reducción. 6.3.4. Precipitación. 6.3.5. Desinfección.

6.4. Tratamientos biológicos. 6.4.1. Lodos activos. 6.4.2. Filtros percoladores.

6.5. Tratamientos de fangos. 6.5.1. Concentración de fangos. 6.5.2. Digestión de fangos. 6.5.3. Acondicionamiento de fangos. 6.5.4. Deshidratación de fangos.

6.6. Tecnologías blandas. 6.6.1. Laguna de oxidación o estabilización. 6.6.2. Contactadores biológicos rotativos. 6.6.3. Lechos de turba. 6.6.4. Filtros verdes.

6.7. Bibliografía

114

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CAPÍTULO 7: ESQUEMA GENERAL DE UNA EDARU María José Moreno López

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7.1. Introducción. 7.2. Esquema General de una EDARU.

7.2.1. Línea de Agua. 7.2.1.1. Conceptos generales. 7.2.1.2. Pretratamiento. 7.2.1.3. Obras de Medida.

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7.2.1.4. Tratamiento primario. 7.2.1.5. Tratamiento secundario o biológico. 7.2.1.6. Tratamiento terciario.

7.2.2. Línea de Fangos. 7.2.3. Línea de Gas.

7.3. Bibliografía.

157158158158158160

CAPÍTULO 8: REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES Juan Carlos Cerón García

161

8.1. Introducción. 8.2. Reutilización agrícola y forestal. 8.3. Reutilización con fines recreativos. 8.4. Reutilización industrial. 8.5. Reutilización en acuicultura. 8.6. Bibliografía.

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CAPÍTULO 9: LEGISLACIÓN DE AGUAS María José Moreno López

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9.1. Introducción. 9.2. Legislación comunitaria. 9.3. Legislación estatal.

9.3.1. Vertidos a aguas continentales. 9.3.2. Vertidos al mar. 9.3.3. Aguas residuales urbanas.

9.4. Legislación autonómica. 9.5. Comentarios. 9.6. Listado de normativas.

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MÁSTER DE INGENIERÍA AMBIENTAL. UNIVERSIDAD DE HUELVA

CAPÍTULO 1: EL MEDIO SUBTERRÁNEO 1.1. Conceptos básicos de Hidrogeología 1.1.1. Ciclo hidrogeológico En la naturaleza, el agua se mueve de acuerdo con la influencia de una serie de procesos (evaporación, precipitación, evapotranspiración, escorrentía superficial e infiltración) que constituyen el ciclo hidrogeológico del agua (figura 1.1).

Figura 1.1. Esquema del Ciclo hidrogeológico. La evaporación (que se produce fundamentalmente en las superficies de agua libre como mares, lagos, ríos, etc.), junto con la transpiración (evaporación del agua resultado de los procesos vitales de los organismos vivos, principalmente plantas), constituye la evapotranspiración (cuyo valor dependerá fundamentalmente de la temperatura del aire y de la tensión de vapor), que determina la formación de vapor de agua atmosférico que, al condensarse bajo determinadas condiciones de temperatura y presión, vuelve a la superficie de la tierra en forma de precipitación (lluvia, nieve, granizo, etc.). Ya sobre la superficie, una parte de este agua de precipitación puede retornar a la atmósfera por evapotranspiración, otra fracción puede infiltrarse en el terreno (circulando por zonas más o menos profundas, y pudiendo nuevamente acceder a la superficie por las zonas de descarga, como son los manantiales) y, finalmente, el resto puede circular por la superficie como escorrentía hacia lagos y mares donde pueden evaporarse nuevamente, completándose así el ciclo hidrogeológico. También puede existir una aportación pequeña de agua de origen magmático al ciclo hidrogeológico.

CAPÍTULO 1: EL MEDIO SUBTERRÁNEO [Juan Carlos Cerón]

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1.1.2. Distribución vertical del agua en el suelo Si se analiza en un perfil del suelo la distribución vertical del agua en profundidad (figura 1.2), se pueden distinguir la zona no saturada o de aireación y la zona saturada (Drever, 1982), separada una de otra por una superficie ideal denominada superficie piezométrica o freática (definida como el lugar geométrico de los puntos cuya presión hidrostática coincide con la atmosférica y que constituye la superficie libre del acuífero).

Figura 1.2. Esquema de la distribución vertical del agua en el suelo. En la zona no saturada y en las partes más próximas a la superficie, el contenido de humedad del suelo fluctúa debido a las variaciones de la evaporación y la transpiración de las plantas, constituyendo la zona de evapotranspiración. Inmediatamente por debajo de la anterior se encuentra la zona intermedia, vadosa o gravífica, en la cual el agua se desplaza por los poros debido a la acción de la gravedad y sin llegar a saturarlos. Por último, se distingue la franja capilar, donde el agua satura los poros y que, dependiendo de la granulometría, puede ascender por capilaridad. En relación con la zona saturada, todos sus poros están ocupados o saturados con agua, siendo estrictamente este agua la denominada agua subterránea; su límite inferior corresponde a una roca cuya porosidad no permite la circulación del agua en profundidad. 1.1.3. Tipos de agua del suelo En este perfil del suelo, el agua se puede encontrar sometida a la acción de diferentes fuerzas, que rigen el movimiento del agua en los poros de las rocas. Estas son las fuerzas de adsorción, fuerzas de adhesión, fuerzas de capilaridad y fuerzas de gravedad (figura 1.3), y que dan origen a los distintos tipos de agua del suelo: agua higroscópica (retenida fuertemente por la atracción electrostática entre la superficie del mineral y la molécula de agua), agua pelicular


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(retenida por los fenómenos de tensión superficial), agua capilar (retenida en los huecos del tamaño de un capilar) y agua gravífica (que se mueve únicamente por gravedad y es la que tiene interés hidrogeológico).

Figura 1.3. Fuerzas que actúan sobre la molécula de agua y tipos de agua del suelo (A: agua higroscópica; B: agua pelicular; C: agua capilar; D: agua gravífica).

1.1.4. Porosidad (P) El agua subterránea es el resultado de la infiltración del agua bajo la acción de la gravedad y su circulación por el suelo y la roca a través de sus huecos. Existen tres tipos de huecos (figura 1.4): los poros intersticiales de las rocas no consolidadas como arenas, gravas, conglomerados, etc. (estos poros o intersticios son los huecos que quedan entre el agregado de partículas o granos minerales que forman el suelo y la roca); las fallas y las diaclasas en las rocas consolidadas como ígneas, metamórficas, calizas, etc.; y por último, los canales y cavidades originados por la disolución de rocas como calizas, dolomías, evaporitas, etc. Los huecos pueden estar llenos de agua, de gases o de materia orgánica. La porosidad (p) se define como:

VtVhP =

y siendo Vh el volumen huecos y Vt el volumen total de roca. La porosidad de materiales consolidados depende del grado de cementación y del estado de fracturación y disolución de la roca. En relación con materiales sueltos, esta depende del grado


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de compactación de los granos, de su forma, del tipo de empaquetamiento y de su distribución por tamaños.

Figura 1.4. Diferentes tipos de huecos en las rocas. Existen tres tipos de porosidad: porosidad total (m), porosidad real (mr) y porosidad eficaz (me). La porosidad total no tiene en cuenta las características de los diferentes poros (por ejemplo si están comunicados). La porosidad real considera los poros comunicados entre sí y por tanto susceptibles de tener agua (concepto de porosidad más útil). Por último, la porosidad eficaz es el volumen de poros intercomunicados en los que el agua contenida puede circular libremente por gravedad (desde el punto de vista hidrogeológico es la importante porque condiciona las reservas útiles de una roca acuífera). En la tabla 1.1 se indican los valores de porosidad eficaz de los materiales aluviales más frecuentes.

Rocas no consolidadas máximo mínimo media arcilla arenosa 12 3 7

arena fina 28 10 21 arena media 32 15 26 arena gruesa 35 20 27

arena con grava 35 20 25 gravas finas 35 21 25

gravas medias 26 13 23 gravas gruesas 26 12 22

Tabla 1.1. Valores de porosidad eficaz (%) de los materiales aluviales más frecuentes.

Cuando la porosidad depende de la textura de los granos de la roca (forma, tamaño y distribución) recibe el nombre de porosidad primaria; por el contrario, cuando se origina por procesos de fracturación o disolución de las rocas se la denomina porosidad secundaria. Así, la porosidad es una medida de la aptitud de una roca para almacenar el agua. En la zona saturada todos los poros se encuentran rellenos de agua. Su límite superior se denomina superficie piezométrica o nivel piezométrico, establecida de forma aproximada por el nivel de la superficie del agua en el interior de un pozo o sondeo que penetre en la zona saturada.


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La energía necesaria para el desplazamiento del agua en la roca acuífera proviene fundamentalmente de las diferencias de nivel de la cota del agua y de la presión hidráulica. Así, el flujo de agua subterránea se realiza desde el nivel con mayor energía o zona de recarga, al más bajo o zona de descarga (manantiales, ríos, lagos, mar). Las variaciones del nivel piezométrico y de la dirección del flujo del agua en un acuífero se estudian mediante la representación de la superficie piezométrica en un mapa de isopiezas (figura 1.5). En él, se representa la posición de la superficie piezométrica mediante curvas de igual altura piezométrica, llamadas isopiezas (parecidas a las curvas de nivel de un mapa topográfico), y que permiten obtener la dirección del flujo subterráneo, que es perpendicular a las isopiezas y en el sentido del valor más pequeño (Davis y De Wiest, 1971). Su morfología dependerá de la posición en el acuífero de las zonas de recarga y descarga, de bombeo, etc.

Figura 1.5. Mapa de isopiezas en el que se muestra la morfología de las isopiezas de un acuífero hipotético, de acuerdo con la influencia de un río que circula por su superficie (A: río perdedor y B: río

ganador), de un sondeo de bombeo (C) y de un sondeo de recarga (D). 1.1.5. Ley de Darcy Esta ley que rige la circulación del agua en un medio poroso y que fue enunciada en el año 1856, es considerada como la ley fundamental del flujo subterráneo. Se expresa como “El caudal que circula a través de materiales arenosos estratificados horizontalmente es directamente proporcional a la sección de circulación, a la pérdida de carga y al coeficiente


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de permeabilidad, e inversamente proporcional a la longitud del camino recorrido” (figura 1.6). De este modo:

lhAkiAkAvQ∆∆

××=××=×=

y en donde:

• Q = caudal (L3 T-1) • A = sección (L2) • k = coeficiente de permeabilidad o conductividad hidráulica (L T-1) • i = gradiente hidráulico (adimensional)

La Ley de Darcy es una ley empírica, establecida experimentalmente a partir del estudio de la circulación del agua en medios arenosos. Es una ley de tipo macroscópico, representando el comportamiento de un número elevado de poros.

Figura 1.6. Dispositivo empleado para explicar la Ley de Darcy. 1.1.5. Permeabilidad o Conductibilidad hidráulica (K) La facilidad o no de transmisión por gravedad del agua en el interior de una roca se expresa mediante la Permeabilidad o Conductividad Hidráulica (K) y se define como el “flujo de agua que atraviesa una sección unitaria de acuífero, bajo la influencia de un gradiente unitario, a temperatura de campo”. Sus dimensiones son: K = LT -1 (L = dimensión longitud; T = dimensión tiempo); lo más común es que se mida en m/día. En la tabla 1.2 se indican los valores de permeabilidad para diferentes tipos de rocas (Custodio, 1983).


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Tipos de rocas

arcilla compacta pizarra granito

limo arenoso limo arcilla limosa

arena fina arena limosa caliza fracturada

arena limpia grava y arena

grava limpia

Permeabilidad (m/día) < 10-4 10-4 - 10-2 10-2 - 1 1 - 500 > 500

Tabla 1.2. Valores de Permeabilidad (m/día) de distintas rocas. Desde el punto de vista práctico se emplea la Transmisividad (T), que se define como el “volumen da agua que atraviesa una banda de acuífero de ancho unitario en la unidad de tiempo y bajo la carga hidráulica de un metro”. Por lo tanto, representa la capacidad o potencialidad hídrica de un acuífero para ceder agua. Sus dimensiones: T = (L3/T)/L = L2/T-1; lo más común es que se mida en m2/día. De acuerdo con esto, la permeabilidad K se puede obtener como el cociente entre la transmisividad T y el espesor saturado b del acuífero. Es decir:

bTK =

y sus dimensiones serán: K = T/b = (L2/T)/L = L/T. Así, la permeabilidad es una medida característica de la textura de la roca, pero no representa como la transmisividad las posibilidades de ceder agua. 1.1.6. Coeficiente de Almacenamiento (S) El volumen de agua que puede ceder un cierto volumen de acuífero está dado por el Coeficiente de Almacenamiento (S), que se define como la “cantidad de agua que cede un prisma de acuífero de base cuadrada unitaria cuando desciende el nivel del agua una unidad”. Este coeficiente es adimensional y se puede representar en porcentaje. 1.1.7. Tipos de acuíferos Las propiedades anteriores se pueden distribuir de diferente forma en el medio subterráneo. Así, un medio se denomina isótropo si, en cada punto, éstas no dependen de la dirección considerada; se llama anisótropo cuando éstas dependen de la dirección seleccionada. Se considera de composición heterogénea si sus propiedades o condiciones de isotropía o anisotropía, cambian de un punto a otro; por el contrario, es homogéneo si permanecen constantes. Las formaciones geológicas, dada su gran variedad en relación con su textura y estructura, pueden comportarse de forma muy diferente en relación con su capacidad para almacenar agua y transmitirla. De acuerdo con esto, se designa con el término de acuífero a la roca que almacena y transmite agua; acuitardo se aplica a una roca que aunque almacena agua la transmite de forma más lenta que la anterior; acuícludo se emplea para designar rocas que almacenan agua pero no la transmiten; finalmente, el término acuífugo es utilizado para una roca que ni almacena ni transmite agua. Considerando la textura, hay tres tipos principales de rocas acuíferas. El primer grupo corresponde a rocas cuya permeabilidad es debida a grietas y fisuras, originadas mecánicamente o por disolución; a este grupo pertenecen los acuíferos kársticos y fisurados


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(calizas, dolomías, granitos, basaltos, etc.). El segundo está formado por rocas cuya permeabilidad es debida a la porosidad intergranular; a este grupo pertenecen los acuíferos detríticos (gravas, arenas, etc.). Finalmente, se encuentran aquellas rocas con permeabilidad debida a una combinación de las dos causas anteriores (calcarenitas). Por otra parte, las formaciones geológicas acuíferas pueden responder, de acuerdo con las características hidráulicas y estructurales (Drever, 1982), de tres formas diferentes (figura 1.7). Así, se distinguen acuífero libre, cuando éste se encuentra en contacto con la atmósfera; acuífero cautivo o confinado, si está absolutamente aislado en el subsuelo y, por lo tanto, rodeado de rocas impermeables; y por último, acuífero semiconfinado, cuando se encuentra limitado en su parte superior por un material semipermeable (acuitardo) que permite el paso de agua de otro acuífero superior. Es bastante común encontrar alternados en la naturaleza acuíferos y acuitardos, dando así origen a un acuífero multicapa.

Figura 1.6. Acuíferos libre, cautivo o confinado y semiconfinado. Todo lo expuesto pone de manifiesto que el tiempo de renovación natural del agua en los acuíferos es muy variable (y siempre mucho mayor que en las aguas superficiales), y permite que el agua de recarga original pueda cambiar de forma significativa su composición química resultado de la interacción de ésta y los minerales de la roca, por las diferentes zonas del acuífero por donde circula. Este hecho también tiene unas implicaciones importantes en relación con los procesos de contaminación de las aguas subterráneas. 1.2. Bibliografía Custodio, E. (1983). Teoría elemental del flujo del agua en los medios porosos. In Hidrología Subterránea. Custodio y Llamas. Ed. Homega. Barcelona, I: 443-609. Davis, S.N. y De Wiest, R. (1971). Hidrogeología. Ed. Ariel. Barcelona, 563 págs. Drever, J.I. (1982). The geochemistry of natural waters. Ed. Prentice-Hall. Englewood Cliffs, 387 págs.


CAPÍTULO 2: HIDROGEOQUÍMICA DE AGUAS SUBTERRÁNEAS 2.1. La composición del agua Aunque en conjunto la molécula de agua es neutra (el conjunto de cargas positivas es igual al de cargas negativas), el átomo de oxígeno atrae a los electrones mucho más fuertemente que los átomos de hidrógeno, lo que hace que exista una zona con un exceso de carga negativa y otra con exceso de carga positiva; se dicen que la molécula de agua es dipolar. Este carácter dipolar hace que exista una gran atracción entre las moléculas de agua y se unen entre sí por enlaces de puentes de hidrógeno. Esto le confiere unas determinadas propiedades únicas (elevado calor específico, tensión superficial más elevada que cualquier otro líquido, disociación de la molécula de agua, etc.) que hace que el agua sea una sustancia muy activa químicamente y el disolvente universal, por ello en la naturaleza el agua nunca es pura, siempre va a tener sustancias disueltas. 2.1.1. Parámetros físico-químicos Temperatura Las aguas subterráneas tienen temperatura una temperatura más o menos constante a lo largo del año que se aproxima a la media anual de la temperatura media atmosférica del lugar. Cuando existe una circulación profunda la temperatura se incrementada por el gradiente geotérmico (3°C cada 100 m de profundidad). En zonas de recarga las fluctuaciones estacionales pueden ser mayores debido a la influencia de la temperatura del agua que se infiltra en el en el acuífero. La temperatura afecta a la viscosidad del agua. También a la capacidad de disolución de gases, a menor temperatura es mayor la capacidad de disolver gases. Por el contrario, con el aumento de la temperatura se incrementa, por lo general, la solubilidad de los sólidos. Conductividad eléctrica El agua pura es un mal conductor de la electricidad, pero su conductividad aumenta enormemente gracias a los iones que tiene disueltos. La conductividad eléctrica se suele medir en µS/cm o µmhos/cm (ambas unidades son equivalentes). En la tabla 2.1 se muestra la conductividad eléctrica que presentan distintos tipos de aguas. La conductividad aumenta con la temperatura, como media un 2% por cada ºC, por ello hay que determinar la temperatura cuando medimos la conductividad eléctrica. A efectos comparativos se expresan los datos a una temperatura estándar (normalmente 20 o 25 ºC). pH El pH del agua varía con la temperatura, por lo que también se refiere a una temperatura estándar (25ºC). Se debe medir en el momento de la toma de muestra, ya que la variación

CAPÍTULO 2: HIDROGEOQUÍMICA DE AGUAS SUBTERRÁNEAS [Manuel Olías Álvarez] 16

de la temperatura y los gases disueltos (especialmente el CO2 y el oxígeno disuelto) durante el transporte de la muestra va a afectar el pH.

Tipo de agua Conductividad eléctrica (µS/cm) Agua pura 0,04µS/cm

Agua destilada 0,5 a 5 µS/cm Agua de lluvia 5 a 50 µS/cm

Aguas potables <2500 µS/cm Aguas salobres 2500 –20000 µS/cm Aguas de mar 45000-55000 µS/cm

Salmueras >100000 µS/cm

Tabla 2.1. Conductividad eléctrica de distintos tipos de aguas En las aguas subterráneas normalmente vamos a tener valores de pH entre 6 y 9, debido al efecto tampón del sistema CO2 – H2CO3 - HCO3

- - CO3=. Es un parámetro muy importante que controla la solubilidad de muchos minerales y los procesos de adsorción superficial. Potencial redox El potencial redox nos indica si nos encontramos en un medio oxidante o reductor. Una forma de medir el potencial redox es mediante el Eh, valores bajos indican medios reductores y valores elevados medios oxidantes. Es importante para elementos que pueden tener distintas valencias, como por ejemplo en los sistemas en los que intervienen Fe2+- Fe3+, S2--S6+, NO3

-- NO2-- NH4

+, metales pesados, etc El oxígeno es una sustancia que tiene una gran afinidad a ganar más electrones (se reduce), por lo que es el agente oxidante por excelencia. La existencia de oxígeno disuelto en el agua nos va a indicar que existen condiciones oxidantes y altos valores de Eh. Otras sustancias que indican condiciones oxidantes son los sulfatos y nitratos. La principal sustancia reductora es la materia orgánica. La existencia de materia orgánica va a provocar que se consuma todo el oxígeno disuelto y el medio se haga más reductor, también puede producir la reducción de sulfatos y nitratos. La existencia de un medio reductor viene marcada por agua con alto contenido en Fe (el Fe2+ es soluble, mientras que el Fe3+ precipita), Mn2+, SH2, NH4

+, etc. Total de Sólidos Disueltos y Residuo Seco El total de sólidos disueltos (TSD) es la suma de todos los iones presentes en el agua, expresados en mg/l, es decir las sales disueltas que tiene el agua. El residuo seco es similar al TSD pero se obtiene experimentalmente secando la muestra en una estufa a una temperatura determinada. Debe ser aproximadamente igual al TSD, pero hay ciertos iones como HCO3

-, Mg2+, Cl- y NO3- que pueden volatilizarse parcialmente. Por


otro lado pueden existir iones que no han sido analizados y que por tanto no se incluyen en el TSD pero si en el residuo seco. El TSD y el residuo seco se pueden estimar, de forma aproximada, a partir de la conductividad eléctrica del agua, que es una propiedad más fácil de obtener. Por ejemplo la relación entre TSD y conductividad eléctrica es (Freeze y Cherry, 1979):

TSD (mg/l) = a CE (µS/cm) 2.1 Donde a es un coeficiente de ajuste con valores entre 0,6 y 0,9. Alcalinidad Indica la capacidad del agua para neutralizar ácidos, y se refiere principalmente a la cantidad de los carbonatos y bicarbonatos, aunque ocasionalmente también pueden existir otros iones que pueden neutralizar ácidos. Normalmente se expresa como mg/l de CaCO3. Dureza La dureza del agua se refiere al poder neutralizante de los iones alcalinotérreos (esencialmente Ca2+ y Mg2+) frente al jabón, o la capacidad de estos cationes de producir incrustaciones al precipitar como carbonatos. Se suele expresar como mg/l de CaCO3 o como grados franceses (10 mg/l de CaCO3 = 1 ºF). Se puede diferenciar entre dureza temporal o carbonatada, que es la asociada a los carbonatos y bicarbonatos y dureza permanente, que sería la cantidad de Ca y Mg que queda en el agua después de precipitar los carbonatos y bicarbonatos. Sustancias disueltas en el agua Una disolución está compuesta por dos fases, el disolvente y el soluto, que se mezclan a nivel molecular dando lugar a un sistema de una sola fase. La composición de la disolución de la mayoría de las sustancias es variable, el mínimo es cuando la cantidad de soluto es cero y el máximo es un valor que dependerá de la solubilidad del soluto. Además de las sales, también los gases se disuelven en el agua, éstos se incorporan en el recorrido del agua por la atmósfera y sobre la superficie terrestre, pero es especialmente importante durante la infiltración a través del suelo y la zona no saturada. Debido a los procesos que ocurren en el suelo las aguas subterráneas suelen tener menos oxígeno disuelto que las superficiales y más CO2. Dependiendo de la proporción en que suelen aparecer, las sales disueltas en el agua se clasifican en: mayoritarios o principales, secundarios o minoritarios y elementos traza. 2.1.2 Constituyentes mayoritarios Estos son los que aparecen siempre en una alta proporción en las aguas: Ca2+, Mg2+, Na+, HCO3

-, SO42- y Cl-. Aunque generalmente aparecen en menor proporción, algunos autores

también consideran dentro de este grupo a los iones K+, NO3-, CO3

2- y sílice. A continuación


se describen el origen y las principales características de estos iones y sus concentraciones normales en el agua subterránea. Calcio Es un elemento abundante en los materiales que componen la corteza terrestre (calcita, dolomita, yesos, en las rocas ígneas y metamórficas forma parte de las plagioclasas, anfíboles, piroxenos, etc.) y por tanto, en la aguas subterráneas. Además es un elemento muy móvil, en aguas naturales suele estar en proporciones de 10 a 200 mg/l. Precipita fácilmente como carbonato cálcico; también puede sufrir reacciones de intercambio iónico. Magnesio Hidroquímicamente similar al calcio, aunque algo más difícil de precipitar al ser sus sales más solubles; sus concentraciones normales van de 10 a 100 mg/l. Sodio Abundante en las aguas subterráneas ligadas a rocas evaporíticas. Sus concentraciones normales, excepto en las zonas donde existen evaporitas, son de 10 a 150 mg/l. Las sales de sodio son muy solubles y difícilmente precipitan, se ve muy afectado por el cambio iónico en arcillas. Si se riega con aguas ricas en sodio se pueden provocar problemas de alcalinización o sodificación de suelos. Potasio Procede sobretodo de evaporitas y también de algunos silicatos, en el agua es 10 veces menos abundante que en la corteza pues queda retenido en las arcillas de alteración de los silicatos (concentraciones normales entre 1-10 mg/l). Carbonatos y bicarbonatos. Los bicarbonatos se presentan normalmente en concentraciones entre 50 y 400 mg/l y proceden de la disolución de minerales carbonatados y del CO2 del agua. Los carbonatos sólo aparecen en concentraciones apreciables en aguas con pH superiores a 8,5. Cloruros Son constituyentes abundantes de las aguas subterráneas, aunque son escasos en los minerales de la corteza, pues son muy estables en solución y precipitan difícilmente (es decir son iones móviles o conservativos en el agua). Procede sobretodo de la disolución de evaporitas y de los aerosoles marinos disueltos por el agua de lluvia. Las concentraciones normales van de 10 a 250 mg/l, más de 300 mg/l dan sabor salado al agua. Sulfatos Proceden de rocas sedimentarias, sobretodo yeso y anhidrita, y en menor proporción de la oxidación de los sulfuros de la pirita. Son moderadamente solubles, con concentraciones normales 10 a 150 mg/l.


Nitratos Los nitratos suelen esta en aguas naturales en proporciones menores a 10 mg/l, pero estas concentraciones se rebasan ampliamente en muchos acuíferos debido a la utilización excesiva de fertilizantes nitrogenados en cultivos de regadío. Son muy móviles y conservativos en las aguas subterráneas. En concentraciones elevadas se une con los glóbulos rojos de la sangre que transportan el oxígeno, impidiendo la llegada de éste a las células y provocando la hematoglobinemia, enfermedad especialmente grave en lactantes. Sílice Aunque el cuarzo y las arcillas tienen una importancia enorme en las rocas (sobre todo en las sedimentarias), la sílice está en poca proporción en las aguas subterráneas debido a su baja solubilidad (1-40 mg/l). Se encuentra fundamentalmente en forma de ácido silícico H4SiO4. 2.1.3. Constituyentes minoritarios Son aquellos que se encuentran por lo general en concentraciones menores a 1 mg/l. Nitritos y Amonio Normalmente no deben existir en aguas subterráneas, aunque en medios reductores se puede generar debido a la reducción de nitratos. Se utilizan como indicativos de una contaminación por residuos orgánicos y de la probable existencia de organismos patógenos asociados a este tipo de contaminación. En medios oxidantes se transforman a nitratos. Hierro Procede de menas metálicas y también es frecuente en silicatos. En las aguas subterráneas el hierro se encuentra en forma de Fe2+ en condiciones de potencial redox bajo. Si el potencial redox sube, el Fe2+ pasa a Fe3+ que precipita. Manganeso Tiene un comportamiento similar al Fe, con tres estados de valencia (+2, +3 y +4). En las aguas normalmente lo encontramos como Mn2+, en condiciones oxidantes pasa Mn4+ y precipita como MnO2. Estroncio y Bario Son alcalinotérreos con un comportamiento hidroquímico similar al Ca2+, pero sus sales son menos solubles por lo que sus concentraciones en el agua suelen ser mucho menores. Contribuyen a la dureza del agua. Litio

Hidroquímicamente similar al sodio, y muy afectado por procesos de intercambio iónico.


Fluoruros Se encuentran en bajas concentraciones debido a que la solubilidad de la fluorita (F2Ca). Ocasiona problemas de salud tanto si se encuentra en el agua por exceso como por defecto. Bromuros Similares a los cloruros, se utilizan frecuentemente como indicadores de intrusión marina. Boro Es un elemento nocivo para las plantas aún en pequeñas concentraciones. Se suelen encontrar problemas en aguas termales y en zonas con problemas de intrusión marina. 2.1.4. Constituyentes traza Aquellos que están presentes en cantidades muy pequeñas, difícilmente cuantificables por los métodos de análisis habituales (normalmente se encuentran en concentraciones de algunos µg/l o incluso inferiores). Dentro de este grupo merecen especial atención los metales pesados y metaloides: U, Zn, Cu, Pb, As, Se, Sb, Mb, Cd, Ni, Co, etc. 2.2. Procesos hidrogeoquímicos en las aguas subterráneas Los problemas asociados a la contaminación del agua superficial se conocen y han sido estudiados desde hace mucho tiempo, en cambio en las aguas subterráneas existe un gran desconocimiento. Además en las aguas subterráneas el tiempo de penetración y tránsito suele ser mucho mayor y, frecuentemente, la contaminación sólo se detecta cuando ha llegado a afectar a un pozo de abastecimiento mucho tiempo después de haberse producido. Las aguas subterráneas son más difíciles de contaminar que las aguas superficiales, pero cuando se ha producido la contaminación de un acuífero es muy difícil recuperar su estado natural y en muchos casos es prácticamente imposible, el contaminante puede permanecer durante largos periodos de tiempo en el acuífero. Por ello la mejor forma de luchar contra la contaminación es que ésta no se produzca, es decir, prevenirla. Los problemas de contaminación son más peligrosos en los acuíferos kársticos que suelen ser más permeables y el flujo se concentra en los grandes conductos. En un acuífero detrítico los movimientos son más lentos y gran parte de la contaminación puede quedar retenida en la zona no saturada del acuífero y ser destruida o retenida por los procesos de autodepuración natural. Una gran cantidad de procesos físicos, químicos y biológicos se producen en el subsuelo entre el agua, el medio gaseoso y el medio sólido. Estas reacciones son de gran importancia para comprender la hidroquímica de las aguas naturales, además durante el transporte de las substancias disueltas o contaminantes a lo largo del flujo subterráneo, se ven sometidas a estos procesos que tienden a atenuar sus efectos, esto es lo que se llama autodepuración de las aguas subterráneas.


Estos procesos de atenuación actúan con más intensidad en la zona no saturada del acuífero y sobretodo en el suelo. Los procesos de autodepuración van a ser más intensos si existe un suelo bien desarrollado con mucha materia orgánica, alto contenido en arcillas e intensa actividad biológica. También van a tener más importancia a media que aumenta el espesor de la zona no saturada y su permeabilidad disminuya. A continuación se exponen los principales procesos hidrogeoquímicos que controlan la composición de las aguas naturales y la posible propagación de elementos contaminantes. 2.2.1. Procesos físicos 2.2.1.1. Filtración En un medio poroso se eliminan todos los sólidos en suspensión. También muchos microorganismos patógenos como las bacterias y otros contaminantes como algunos plaguicidas ven reducida o limitada su movilidad en el medio subterráneo debido a que su tamaño molecular es mayor que el diámetros de los poros. 2.2.1.2. Dispersión y difusión Cuando un contaminante llega a la zona saturada, se produce el fenómeno de dispersión que provoca una dilución del contaminante. En el caso de que el agua se mueva muy lentamente también intervienen los procesos de difusión. La acción combinada de la dispersión y la difusión hace que forme un penacho de contaminación, cuya forma, extensión, velocidad de propagación, etc., dependen tanto de las características del medio como de la sustancia que se propaga y de las características del foco emisor. Estos aspectos se analizarán detalladamente más adelante. 2.2.1.3. Circulación de gases La pérdida de gases por circulación puede favorecer los procesos de eliminación del contaminante, como en el caso de los compuestos volátiles de los hidrocarburos, ó los nitratos que en condiciones reductoras pueden transformarse en N2 gas. 2.2.2. Procesos físico-químicos 2.2.2.1. Reacciones de precipitación-disolución El agua es el disolvente universal de la naturaleza, puede disolver gases y sólidos. La disolución y precipitación de sólidos es una de las reacciones más importantes en el control de la química del agua subterránea. El agua de recarga de las precipitaciones tiene muy poco contenido salino, pero al penetrar en el acuífero el agua adquiere rápidamente nuevas sales procedente de la disolución de los minerales. Por otro lado la precipitación de un mineral puede producir la eliminación de un contaminante, como ocurre por ejemplo con los metales que son solubles a bajos pH y al entrar en las aguas subterráneas, que suelen tener un pH neutro o ligeramente alcalino, se produce su precipitación.


Disolución de gases: El agua de precipitación disuelve los gases que existen en la atmósfera. La Ley de Henry establece que la concentración de los gases disueltos en el agua dependerá de la presión parcial del gas en la atmósfera. Los gases más importantes para la composición hidroquímica del agua subterránea son el O2 y el CO2. En el suelo, como consecuencia de los procesos de respiración de las raíces y animales y la degradación de la materia orgánica, la composición del aire es distinta a la atmosférica, la presión parcial del oxígeno es menor y la presión parcial del CO2. Por ello el agua del subsuelo tiene una mayor concentración de CO2 y menor cantidad de O2 que el agua superficial. Si el agua llega a la zona saturada y se pierde el contacto con la atmósfera, el oxígeno se puede consumir completamente. Esto es importante para las reacciones de oxidación – reducción que se producen en el medio subterráneo. Disolución de minerales: La precipitación o disolución de un sólido va a depender de su solubilidad y de la actividad de sus iones en la solución. La disolución o precipitación de un determinado mineral va a estar condicionada por muchos factores, algunos de ellos son:

a) Temperatura: a mayor temperatura la solubilidad de los minerales es mayor, excepto en el caso de las especies carbonatadas cuya solubilidad está fuertemente influenciada por la concentración de CO2 en el agua (mayor a menor temperatura).

b) En el caso de las rocas carbonatadas la disolución-precipitación va a estar

condicionada por la presión parcial de CO2, si existe un aporte de CO2 al agua (por ejemplo por adición de materia orgánica que al degradarse en un medio aerobio produce CO2) se puede disolver nuevo mineral. Por el contrario si se desprende CO2 se produce su precipitación.

c) Efecto del ión común. Si en una disolución existen iones comunes de sales distintas, disminuye la solubilidad de las sales, pues al calcular el producto de actividades iónica hay que tener en cuenta el total de iones en la disolución y se producirá la precipitación de la sal menos soluble. El ejemplo típico es la precitación de calcita por disolución de sulfato cálcico al pasar un agua bicarbonatada-cálcica por una zona de yesos.

d) Efecto de la fuerza iónica. La comparación de las solubilidades de los minerales en

agua pura frente a agua con un alto contenido en sal indica que la salinidad incrementa las solubilidades. Esto se conoce como efecto de la fuerza iónica. Ello puede provocar, por ejemplo, que una agua saturada en yeso si pasa a través de una zona rica en cloruro sódico, pueda disolver más yeso.

e) Reacciones de intercambio catiónico, por ejemplo si en un agua próxima a la

saturación de calcita se produce un intercambio catiónico con el terreno de forma que se retiene Na+ y se libera Ca2+, se producirá una sobresaturación de calcita y su precitación.

Disolución de compuestos orgánicos: Los componentes orgánicos muestran grandes variaciones en su solubilidad, algunos son muy solubles mientras que otros como el DDT o los PCB son muy poco solubles o hidrofóbicos. Por regla general los más solubles son las


especies cargadas o los que contienen oxígeno o nitrógeno (por ejemplo, alcoholes o ácido carboxílico). La mayoría presentan también una solubilidad dependiendo de su tamaño molecular, son más solubles los compuestos de menor peso molecular. La temperatura o la presencia de otros líquidos orgánicos son también factores que influyen en la solubilidad (Domenico y Schwartz, 1997). Cuando no se dispone del dato de solubilidad del compuesto se recurre normalmente al coeficiente de reparto entre octanol y agua (Kow). En la bibliografía existen valores de este coeficiente para muchos compuestos, que se utiliza porque el reparto de un compuesto orgánico entre octanol y agua es conceptualmente similar al reparto entre el terreno y el agua. A partir de este coeficiente y de una ecuación de regresión que depende del tipo de compuesto se puede estimar la solubilidad del compuesto en el agua (figura 2.1). 2.2.2.2. Reacciones de adsorción-desorción Una reacción de adsorción es cuando un soluto queda retenido en la superficie de una partícula sólida. Un caso especial de este tipo de reacciones son las reacciones de intercambio iónico, en las cuales simultáneamente a la adsorción de un soluto se libera de la superficie del sólido otro, en cantidad equivalente. Las reacciones entre solutos y la superficie de los sólidos juegan un importante papel controlando la química de las aguas subterráneas. En sistemas naturales estas reacciones pueden cambiar completamente la composición de cationes del agua subterránea. Cuando los contaminantes son transportados por el agua subterránea, estas reacciones pueden retardar la velocidad de algunos constituyentes e incluso inmovilizarlos. Las fuerzas de adsorción entre los solutos y las superficies sólidas son de distintos tipos: fuerzas electrostáticas debidos a las cargas eléctricas no compensadas en la superficie de sus cristales, fuerzas de London-Van der Waals, enlaces de hidrógeno y otros mecanismos.

Figura 2.1. Relación entre el coeficiente de reparto entre octanol y agua (Kow) y solubilidad en agua de algunos compuestos orgánicos


En primer lugar se verán las principales características y como se tratan las reacciones de adsorción y en segundo lugar los procesos de intercambio iónico. Adsorción Cuando agua conteniendo un elemento traza con una concentración Ci es mezclada con un sólido granular y se permite el equilibrio, se produce una reparto entre la masa del elemento en solución y la adsorbida sobre la superficie del sólido. La cantidad de masa del elemento adsorbido sobre la superficie del sólido será (Domenico y Schwartz, 1997):

msCC

S i −= 2.2

Donde C es la concentración de equilibrio, Ci la concentración inicial (mg/l o µg/l), ms la masa del sólido (por ejemplo g) y S la cantidad de masa adsorbida en la superficie del sólido (por ejemplo mg/g o µg/g). Si se representa la concentración de equilibrio C frente a S con diferentes valores de Ci, se obtiene lo que se llama isoterma de adsorción; reciben esta denominación porque estos experimentos se realizan para una temperatura determinada. Las isotermas no tienen una forma definida, puede ser una línea recta, cóncava, convexa o una combinación de ellas. La adsorción de un determinado compuesto se calcula ajustando una isoterma obtenida experimentalmente a una ecuación, dos de los modelos más comunes son la isoterma de Freundlich y la isoterma de Langmuir. Isoterma de Freundlich

S = KdCn 2.3 Isoterma de Langmuir

CKCKQ

Sd

do

+=1

2.4

Donde Kd es el coeficiente de reparto o coeficiente de distribución entre el elemento disuelto y adsorbido, n una constante con valores normales entre 0,7 y 1,2 y Qo la máxima capacidad de adsorción sobre la superficie (Domenico y Schwartz, 1997). Un caso especial de isoterma de adsorción es la isoterma de Freundlich con n=1, se obtiene una recta (figura 2.2) cuya pendiente es Kd. Es una isoterma lineal muy fácil introducir en modelos de transporte de masas y a la que se ajustan algunos contaminantes como metales pesados y moléculas orgánicas hidrofóbicas (por ejemplo algunos plaguicidas). Kd tiene unidades de L3M-1, por ejemplo de cm3/g. Valores más altos de Kd indican mayor tendencia por ser adsorbido sobre la superficie del sólido.


Los compuestos orgánicos hidrofóbicos son principalmente moléculas no polares que tienden a ser adsorbidas fuertemente por la materia orgánica existente en el medio. Experimentalmente se ha demostrado que el coeficiente de reparto puede ser expresado como el producto de dos parámetros, uno que tiene en cuenta las características del contaminante y otro que incluye las características del medio poroso (Domenico y Schwartz, 1997):

Kd = Koc foc 2.5 Donde Koc es el coeficiente de reparto de un compuesto entre carbono orgánico y agua y foc es el porcentaje en peso de carbono orgánico del medio. Koc se puede estimar a partir del coeficiente de reparto entre octanol y agua (Kow), por lo que conociendo el contenido en carbono orgánico del medio y la Kow del compuesto podemos estimar su coeficiente de reparto. 2.2.2.3. Intercambio iónico Son procesos muy importantes en el control hidroquímico del agua subterránea. Los procesos de intercambio iónico afectan sobre todo a cationes y por ello se habla de intercambio catiónico. Este proceso es reversible, si cambia la composición química del agua la sustancia puede devolver al agua los iones fijados anteriormente. La capacidad de cambio de cationes (CCC) de un material se define como la cantidad de iones en la zona superficial de la partícula que puede ser cambiada por otros cationes a pH 7, normalmente se expresa como miliequivalentes de cationes que pueden ser cambiados en una muestra seca de 100 gramos.

Figura 2.2. Coeficiente de distribución con una isoterma lineal Las sustancias de origen natural con mayor capacidad de cambio son las que tienen mayores superficies específicas, fundamentalmente los minerales de la arcilla (grupos de la montmorillonitas, vermiculitas, caolinitas, illitas, y cloritas), zeolitas, hidróxidos férricos, sustancias orgánicas, etc. En la tabla 2.2 se muestran la CCC de algunas sustancias.


Existen muchos materiales artificiales que utilizan esta propiedad para el tratamiento de aguas (carbones mineralizados, resinas, etc.). En muchas sustancias como la materia orgánica ó los óxidos e hidróxidos de Fe y Mn la naturaleza de la carga está en función del pH, con valores bajos de pH suele existir una superficie cargada positivamente (y por tanto se intercambiarían aniones) y a altos valores de pH las carga superficial se vuelve negativa (se intercambian cationes). Existe un pH, conocido como punto isoeléctrico o punto de carga cero, donde la superficie tiene carga neta cero (Drever, 1997). La tendencia de adsorción de cationes o aniones dependerá por tanto del pH del agua subterránea. En las condiciones de pH normales en las aguas subterráneas (6,5 a 8,5), los minerales que tienen una mayor capacidad de cambio iónico tienen carga negativa y por ello en el medio subterráneo es más frecuente el intercambio catiónico.

Naturaleza de la partícula CCC, meq/100g

Cuarzo y feldespatos 1-2 Oxidos e hidróx. Fe y Mn 4-500 Caolinita 3-15 Illita y clorita 10-40 Montmorillonita 80-150 Vermiculita 100-150 Ceolitas 100-400 Materia orgánica 300-500

Tabla 2.2. Capacidad de cambio catiónico de algunas sustancias

La facilidad relativa del intercambio catiónico de los constituyentes más comunes del agua subterránea está expresada por la serie (Freeze y Cherry, 1979): Afinidad por adsorción Cs+ > Rb+ > K+ > Na+ > Li+

más fuerte más débil Ba2+ > Sr2+ > Ca2+ >Mg2+ Los iones divalentes presentan mayor afinidad por la adsorción que los monovalentes. Ambas secuencias de afinidad proceden en la dirección de incremento de radio iónico hidratado, con afinidades de adsorción más fuertes para los iones de radio iónico hidratado más pequeño y adsorciones más débiles para radios iónicos hidratados más grandes. Sin embargo esto es una simplificación que no explica las reacciones que se dan en la naturaleza, en realidad la dirección en la que se dará un cambio entre dos cationes dependerá de su afinidad por la adsorción, pero también de sus concentraciones relativas en la disolución y en el complejo de cambio. Las reacciones de intercambio se pueden estudiar desde el punto de vista de la Ley de acción de masas (Appelo y Postma, 1999):


nMX + mNn+ ⇔ nMm+ + mNX 2.6 Donde M y N son cationes metálicos con cargas m+ y n+, respectivamente y MX y NX representa las concentraciones adsorbidas sobre la fase sólida. La constante de equilibrio se llama en este caso constante de selectividad:

[ ] [ ][ ] [ ]nmn

mnm

MNMXNNXNK

+

+

=/ 2.7

Y en donde los corchetes indican actividades de las especies en disolución y en el complejo de cambio. Existen modelos universalmente aceptados para calcular la actividad de las especies en disolución, pero no así para las actividades de las especies adsorbidas. La aproximación más común es asumir que la actividad de las especies adsorbidas es igual a su fracción molar. Según esta expresión, la dirección en la que se desplazará la reacción dependerá del coeficiente de selectividad, de las actividades en la disolución y de las actividades (o fracciones molares) en la fase adsorbida. Por ejemplo para la reacción de cambio de sodio por calcio, frecuente en el medio subterráneo, se tendría:

CaX + 2Na+ ⇔ Ca2+ + 2NaX 2.8 Esta reacción es especialmente importante en las arcillas del grupo de las montmorillonitas porque dos iones de sodio ocupan más espacio que uno de calcio; la montmorillonita puede expandirse resultando un descenso de permeabilidad, lo que puede causar una degradación de los productividad agrícola de los suelos. 2.2.2.4. Reacciones ácido-base Las reacciones de ácido base son muy importantes en el agua subterránea debido a su influencia sobre el pH, que a su vez controla muchas de las especies disueltas. Las variaciones de pH pueden inmovilizar o hacer más móviles las sustancias contaminantes. Entre las reacciones ácido-base que son más importantes en las aguas subterráneas están las que controlan las especies carbonatadas. La presión parcial del CO2 en la atmósfera es relativamente constante y pequeña (en torno a 1 mg/l, equivalente a una presión parcial de 10-3,5 atmósferas). En el suelo debido a la respiración de las raíces y la oxidación de los restos orgánicos hay un enriquecimiento muy importante en CO2 llegando a valores de concentración medios de 10-2 a 10-1.5 atmósferas. El CO2 se disuelve el agua según las siguientes reacciones:

CO2(g) + H2O ⇔ H2CO3 2.9


H2CO3 ⇔ HCO3

- + H+ 2.10

HCO3- ⇔ CO3

= + H+ 2.11 Cuando se añade un ácido al agua (iones H+), los equilibrios se desplazan hacia la izquierda y se produce CO2(g), sin variar el pH del agua. Si por el contrario añadimos una base, los equilibrios se desplazan hacia la derecha. Por ello, por ello se llama a los carbonatos una solución tampón del pH. Cuando las especies carbonatadas se agotan en estas reacciones, una pequeña cantidad de ácidos o bases haría que el pH varíe bruscamente. Esta capacidad tampón es lo que conoce como alcalinidad del agua (normalmente se considera igual al contenido en carbonatos o bicarbonatos, aunque pueden existir otros compuestos que también influyan en la alcalinidad). La mayor parte del carbono que existe en la corteza terrestre forma parte de los minerales carbonatados, fundamentalmente, calcita y dolomita. En casi todos los terrenos sedimentarios y en muchas áreas de rocas metamórficas e ígneas existen minerales carbonatados. Por tanto es normal que el agua subterránea entre en contacto con estos minerales y se produce la siguiente reacción:

CaCO3 + HCO3- + H+ ⇔ 2HCO3

- + Ca2+ 2.12 La disolución de la calcita es acompañada por un consumo de ácido carbónico, que proviene de la disolución del CO2 en el agua y produce una elevación del pH, por ello normalmente el pH del agua subterránea va a ser ligeramente alcalino. Un aporte de CO2 a este sistema desplaza todos los equilibrios hacia la derecha y provoca una mayor disolución de la caliza. Al contrario que el resto de los minerales, con el aumento de la temperatura la disolución de calcita y dolomita disminuye, ya que la reacción está controlada por la concentración de CO2 y ésta es menor a mayor temperatura. Además de los minerales carbonatos la hidrólisis también afecta a muchos minerales silicatados, sin embargo en este caso la velocidad a la que se producen las reacciones es mucho menor y por ello tienen menos importancia en el control de la química del agua. 2.2.2.5. Reacciones de oxidación-reducción La oxidación es una reacción en la que un elemento pierde electrones, aumentando su carga positiva, al contrario la reducción es cuando un elemento gana electrones aumentando su carga negativa, estas dos reacciones se dan siempre simultáneamente, cuando un elemento gana electrones otro los pierde. Muchos elementos pueden presentar varios estados de oxidación, estando su movilidad ligada estrechamente a dicho estado de oxidación. Además de la movilidad, muchas veces el estado de valencia de un elemento también determina su toxicidad (por ejemplo el Cr3+ es poco móvil y no tóxico, mientras que el Cr6+ es muy móvil y tóxico).


Aunque las soluciones acuosas no contienen electrones libres, se utiliza la facilidad para extraer electrones del medio como indicativo de la tendencia oxidante o reductora de una solución, mediante un parámetro conocido con el nombre de pE, que a semejanza del pH, describe la actividad de los electrones:

pE = - log[e] 2.13 Otra forma de medir el estado oxidante o reductor de una solución es mediante el llamado potencial redox o Eh, definido como la energía ganada en la transferencia de un mol de electrones desde un agente oxidante al H2; pE y Eh están relacionados mediante la expresión

EhRT

nFpE3.2

= 2.14

Donde n es el numero de electrones transferidos, F la constante de Faraday, R la constante universal de los gases y T la temperatura absoluta (º K). A 25 ºC y con el Eh expresado en voltios se tendría:

pE = 16,9Eh 2.15 En el campo lo que determinamos es el potencial redox o Eh, viene definido por la diferencia de potencial que se origina entre un electrodo de platino y un electrodo de referencia. Es un parámetro difícil de medir porque en el agua existen distintos pares redox sin alcanzarse usualmente condiciones de equilibrio, además los electrodos de platino sólo son sensibles a determinados pares redox, como el Fe3+/Fe2+, y en concentraciones elevadas. También se puede determinar el Eh de una forma más precisa si analizamos las actividades de un par redox (Fe(3+)/Fe(2+), N(5+)/N(3+), S(6+)/S(2-), etc.). Las aguas superficiales generalmente tienen condiciones oxidantes debido a la mezcla con oxígeno atmosférico. En aguas subterráneas, la presencia o ausencia de oxígeno es una de las causas principales de la variación del Eh. En los suelos y zona no saturada suelen predominar las condiciones oxidantes, en la zona saturada la tendencia es hacia la disminución de oxígeno y condiciones reductoras, porque el agua no está en contacto con la atmósfera y el oxígeno que se consume en las reacciones químicas y bioquímicas no se repone. En la Tabla 2.3 (Freeze y Cherry, 1979) se indican algunas reacciones que se dan en las aguas subterráneas y consumen oxígeno.

Oxidación de Sulfuros O2 + ½/HS- ⇔ ½SO42- + 1/2H+

Oxidación de Hierro ½O2 + Fe2+ + H+ ⇔ Fe3+ + ½H2O Nitrificación O2+ ½NH4

+ ⇔ ½NO3- + H+ + ½H2O

Oxidación de Manganeso O2 + 2Mn2+ + 2H2O ⇔ 2MnO2(s) + 4H+

Tabla 2.3. Algunos procesos de oxidación que consumen oxígeno en las aguas subterráneas La presencia de materia orgánica es un reductor natural debido al consumo de oxígeno que realizan los microorganismos al metabolizarla (Tabla 2.4; Freeze and Cherry, 1979). Si existe un aporte de materia orgánica se produce su oxidación y en primer lugar se consume


el oxígeno disuelto, una vez que éste se ha agotado, la oxidación puede continuar pero los agentes oxidantes van a ser progresivamente en función de su oxidabilidad: NO3

-, MnO2, Fe(OH)3 y sulfatos. Si el proceso de oxidación continua el medio se puede volver fuertemente reductor, en estas condiciones los compuestos orgánicos pueden sufrir una degradación anaerobia.

Desnitrificación CH2O + 4/5NO3- ⇔ 2/5N2(g) + HCO3

-+ 1/5H+ + 2/5H2O Reducción de manganeso CH2O + 2MnO2(s) + 3H+ ⇔ 2Mn2+ + HCO3

- + 10H2O Reducción de hierro CH2O + 4Fe(OH)3(s) + 7H+ ⇔ 4Fe2+ + HCO3

- + 10H2O Reducción de sulfatos CH2O + ½SO4

2- ⇔ ½HS- + HCO3- + ½H+

Fermentación de metano CH2O + ½H2O ⇔ ½CH4 + ½HCO3- + ½H+

Tabla 2.4. Algunos procesos redox que consumen materia orgánica y reducen componentes

inorgánicos en las aguas subterráneas. H2O representa la materia orgánica Además, la tendencia a la oxidación de algunos elementos determina que algunos minerales sean muy alterables; por ejemplo, los silicatos que contienen hierro como el olivino son muy alterables en medios acuosos en condiciones oxidantes. Otras reacciones redox importantes en las aguas subterráneas son las que se producen entre las especies nitrogenadas. La forma en la que se suele hallar el nitrógeno en las aguas subterráneas son los nitratos (NO3

-), otras formas menos usuales de nitrógeno disuelto son el ión amonio (NH4

+), el amoníaco (NH3), nitritos (NO2-), nitrógeno gas (N2), óxido nitroso

(N2O) y nitrógeno orgánico. Los nitratos provienen normalmente de los fertilizantes utilizados en la agricultura; en otros casos éstos se originan por la conversión de nitrógeno orgánico o NH4

+. Se denomina amonificación a la reacción de transformación de nitrógeno orgánico a NH4

+, y nitrificación a la oxidación de éste a NO2

- y posteriormente a NO3-. Ambos procesos suelen suceder por

encima del nivel de agua del acuífero, generalmente en el suelo, donde la materia orgánica y el oxígeno son abundantes

El nitrato es muy soluble y móvil en el agua subterránea; en condiciones oxidantes se mueve por el terreno sin apenas sufrir procesos de transformación ni retención. Si el potencial redox baja se puede producir el proceso de desnitrificación, los nitratos se reducen primero a N2O y si el potencial redox es suficientemente bajo a N2, que se pueden perder por desgasificación. Esta es la única forma de eliminación de los nitratos en el agua, pero para ello se tienen que dar condiciones bastantes reductoras. Todas las reacciones redox, para que se produzcan a una velocidad significativa, tienen que estar catalizadas por la acción de microorganismos, sin la presencia de éstos la velocidad de las reacciones es extremadamente baja. Diagramas de equilibrio Eh-pH La solubilidad de algunos elementos depende de su estado de oxidación, que está controlado por el potencial redox del medio circundante (Eh). Muchas reacciones redox también suponen un intercambio de protones, por lo que el Eh está en relación con el pH.


Las condiciones de pH y Eh normales en las aguas subterráneas se representan en la figura 2.3. La movilidad de un elemento va a estar en relación con el Eh y el pH del medio; el Fe y Mn en las condiciones habituales de las aguas subterráneas son inmóviles, excepto en casos donde se produzca un descenso del pH y/o Eh donde el Fe se puede movilizar e incorporarse al agua subterránea en forma de Fe2+. Con otros elementos ocurre lo contrario, por ejemplo el U es más móvil en condiciones oxidantes e inmóvil en condiciones reductoras.

Casi todos los metales traza que pueden producir la contaminación de las aguas subterráneas están influenciados por las condiciones redox, como resultado o bien de cambios de su estado de oxidación o bien del cambio de los estados de oxidación de los elementos con los que forman complejos, por lo que es muy importante conocer el potencial redox del medio para prever su comportamiento. 2.2.2.6. Reacciones de complejación La complejación facilita el transporte de metales potencialmente tóxicos como Cd, Cr, Cu, Pb, U y muchos otros. Estos procesos tienen una enorme importancia en la problemas de contaminación.

Figura 2.3. Diagrama de pH – Eh de las aguas naturales (modificado de Langmuir, 1997) Un complejo es un ión que se forma por combinación de cationes y aniones más simples y, en algunos casos, moléculas. El catión o átomo central es típicamente un metal. Los


aniones llamados a veces ligandos, incluyen muchas de las especies inorgánicas encontradas en las aguas subterráneas tales como sulfatos, bicarbonatos, carbonatos, fosfatos, fluoruros, etc. (Domenico y Schwartz, 1997). En el caso de los complejos inorgánicos el cálculo de la distribución de los metales entre varios complejos conlleva la solución de una serie de ecuaciones de ley de masas. La constante de estabilidad de las reacciones determina la fuerza del complejo. En el rango de pH de la mayor parte de las aguas subterráneas la concentración de la mayoría de los metales es pequeña, en estas circunstancias los complejos pueden aumentar la solubilidad del metal. El transporte de uranio en el agua subterránea es un buen ejemplo, en el rango de los pH normales (6,5 a 8,5) los complejos fosfatados y carbonatados constituyen una importante proporción del uranio disuelto, como resultado la complejación puede incrementar la solubilidad de algunos minerales del uranio varios órdenes de magnitud. La complejación puede darse también con complejos orgánicos presentes en el agua subterránea o añadido como contaminantes. Tratar cuantitativamente estos complejos es difícil debido a la diversidad de los materiales orgánicos presentes en el agua y a su dificultad para determinarlos en laboratorio, pero puede ser fundamental en cuanto a la movilidad de muchos metales, concentraciones de materia orgánica muy pequeñas pueden incrementar notablemente la movilidad de muchos metales tóxicos. Los ácidos húmicos y fúlvicos son sustancias que pueden estar de forma natural en las aguas subterráneas y tienen un gran poder complejante. 2.2.2.7. Reacciones de degradación Estas reacciones producen una disminución de las concentraciones de determinados contaminantes, por ejemplo en el caso de un contaminante radiactivo su actividad disminuye en función de su periodo de semidesintegración. Otro caso importante en los problemas de contaminación con sustancias orgánicas como los hidrocarburos es la volatilización de sus compuestos más ligero que se puede producir en la zona no saturada o en la parte superior de la zona no saturada. El proceso está controlado por la presión de vapor del compuesto orgánico. 2.2.3. Procesos bioquímicos Todas las reacciones de oxidación-reducción que se pueden dar en el agua subterránea para que se produzcan a una velocidad significativa deben ser catalizadas por los microorganismos adecuados, aunque las reacciones sean termodinámicamente viables. Por tanto todas las reacciones redox que hemos visto anteriormente son en realidad procesos bioquímicos. En las aguas subterráneas los microorganismos más abundantes que intervienen en los procesos redox son las bacterias, que producen enzimas que catalizan estas reacciones y adquieren de estos procesos la energía para mantener su metabolismo. La principal fuente de energía para las bacterias en el agua subterránea proviene de la oxidación de la materia orgánica. Diferentes variedades de bacterias pueden sobrevivir a presiones de varios


centenares de bar, pH condiciones entre 1 y 10, temperaturas entre 0 y 75ºC, condiciones aerobias y anaerobias y salinidades más altas que las del agua de mar. En condiciones adversas pueden encapsularse y sobrevivir y ser inactivas durante mucho tiempo hasta que las condiciones mejoren (Freeze y Cherry, 1979). Existe una enorme cantidad de bacterias, si nos limitamos a las que se pueden desarrollar sin la presencia de la luz (pues son las condiciones normales que se tienen en el suelo y en los acuíferos) se pueden distinguir dos tipos: organismos quimiolitotrofos y quimiorganotrofos. Los organismos quimiolitotrofos son bacterias que sintetizan sus moléculas a partir de sustancias minerales oxidables. La energía que necesitan la obtienen de oxidar los compuestos reducidos de azufre, nitrógeno y hierro, principalmente, para ello necesitan la presencia del oxígeno. Se pueden destacar los siguientes grupos: nitrobacterias (reacciones de nitrificación), ferrobacterias (oxidación de minerales que contiene hierro), bacterias del azufre o thiobacterias que realizan la oxidación de sustratos sulfurados. Los microorganismos quimioorganotrofos son bacterias que no pueden sintetizar sus principios activos y por ello necesitan oxidar sustratos orgánicos sobre los que viven. La energía necesaria la obtienen de reacciones de reducción. En cuanto a las aguas subterráneas cabe resaltar las bacterias sulfatoreductoras, viven en medios anaerobios reducen los sulfatos al tiempo que oxidan la materia orgánica. Estos procesos son muy importantes en los casos de contaminación por compuestos orgánicos (hidrocarburos, disolventes, plaguicidas, etc.). Algunos compuestos como los disolventes clorados (tricloroetileno, dicloroetileno, etc) resisten la biodegradación porque son compuestos relativamente oxidados que no proporcionan mucha energía. Sin embargo si pueden ser cometabolizados junto con otros compuestos orgánicos como metano, la oxidación del metano proporciona la energía y el carbono necesario para el crecimiento de las bacterias que pueden producir las enzimas necesarias para degradar otros compuestos como el TCE, DCE, etc. (Domenico y Schwartz, 1997). 2.3. Transporte de masas en un acuífero Los mecanismos que intervienen en el transporte de solutos en un acuífero son: advección, dispersión mecánica, difusión molecular, reacciones entre las sustancias y el terreno y los procesos de degradación de las sustancias transportadas. 2.3.1. Advección Un contaminante que se incorpora al agua de infiltración de las precipitaciones, se moverá inicialmente de forma vertical hasta atravesar la zona no saturada del acuífero. Una vez que llega a la zona saturada se moverá siguiendo el movimiento del agua subterránea, que fundamentalmente es horizontal. Se llama advección el proceso por el cual los solutos son transportados por el movimiento de la masa de agua subterránea que fluye.


La Ley de Darcy fue establecida en ensayos de columnas en laboratorio. Darcy observó el caudal de salida para diferentes materiales y con distintas condiciones de carga hidráulica y obtuvo que se relacionaban mediante la expresión:

dldhKv

AQ

D == 2.16

Donde Q es el caudal de salida de la columna, A la sección, K la permeabilidad del material y dh/dl el gradiente hidráulico. La velocidad obtenida de esta forma, también llamada velocidad de Darcy (vD), no es la velocidad real del agua en el acuífero, pues Darcy no consideró que el agua no circula por toda la sección de la columna, sino por los huecos interconectados que deja la matriz sólida. Por tanto la velocidad real del agua (va) en los poros será la velocidad de Darcy dividida por la porosidad eficaz (me):

dldh

mK

mvv

ee

Da == 2.17

Si no existieran otros mecanismos en el transporte de masas, una contaminación puntual producida en el acuífero se desplazaría a lo largo de una línea de flujo conservando sus dimensiones originales. Sin embargo se comprueba en la realidad que el contaminante se va extendiendo y ampliando conforme se mueve con el agua subterránea formando un “penacho” de contaminación similar al humo vertido por una chimenea. Esto se produce debido a los mecanismos de dispersión y difusión. 2.3.2. Dispersión mecánica y difusión molecular Desde la escala microscópica la dispersión es causada por tres mecanismos (Custodio y Llamas, 1986):

• Debido a que la velocidad del agua no es uniforme en cada poro, la velocidad es mayor en la parte central y menor junto a las paredes debido al rozamiento (figura 2.4).

• Debido a la diferencia en el tamaño de los poros, el agua circula más rápidamente por los poros mayores.

• El tercer proceso dispersivo está relacionado con la tortuosidad, ramificaciones e interdigitaciones de los canales entre poros.

Además de estos mecanismos a escala microscópica, hay una dispersión macroscópica como resultado de las interdigitaciones, estratificación y heterogeneidad de materiales de diferente permeabilidad en el acuífero. En la mayoría de las situaciones de campo, la dispersión macroscópica es más importante que la microscópica. En el proceso de la dispersión se diferencia entre una dispersión longitudinal: debido a los diferentes caminos recorridos unas partículas llegarán antes y otras después a un cierto plano normal en la dirección del movimientos (figura 2.4). Al mismo tiempo los diferentes trayectos tienen direcciones oblicuas a la dirección media del flujo y se distribuyen como un


cono originándose una dispersión transversal. A estos efectos se le suma la difusión molecular, de modo que la dispersión observada es la combinación de todas estas acciones.

Figura 2.4. Dispersión de un trazador en el agua en un medio poroso a escala microscópica En la figura 2.5 se muestran las zonas ocupadas por un trazador a distintos intervalos de tiempo en los casos de una inyección instantánea y continua de un trazador. Aunque se considere un medio homogéneo e isótropo la dispersión longitudinal es normalmente más importante que la dispersión transversal (por término medio se considera unas 10 veces mayor). Debido a ello los penachos de contaminación tienen forman alargadas en la dirección del flujo. La figura 2.6 muestra como, a la vez que el trazador se va expandiendo, sus concentraciones máximas van disminuyendo debido a que cada vez la superficie ocupada es mayor y la cantidad de trazador es la misma. Esta es una de las causas por la cual con el paso del tiempo se tienden a reducir las concentraciones del contaminante en el acuífero. La naturaleza del fenómeno de la dispersión y su formulación matemática son temas todavía en discusión. La dispersión está afectada por lo que se llama un Factor de Escala, es decir los resultados que obtengamos van a depender de la escala de trabajo; los valores de la dispersión varían desde unos centímetros en los experimentos de laboratorio, algunos metros para estudios de trazadores y decenas o centenares de metro para problemas de contaminación regional. La explicación comúnmente aceptada es que el coeficiente de dispersión longitudinal es una medida de la escala de heterogeneidad que no está incluida en el análisis (y a mayor área, mayor heterogeneidad). Por otro lado, la difusión molecular en una solución es el proceso por el cual los constituyentes iónicos o moleculares se mueven baja la influencia de su actividad cinética en la dirección de su gradiente de concentración. La difusión se da en ausencia de movimiento de la masa de agua y solo cesa cuando se anulan los gradientes de concentración.


Figura 2.5. Zonas ocupadas por un trazador a distintos intervalos de tiempo en un medio bidimensional y homogéneo

Figura 2.6. Concentración de un trazador inyectado instantáneamente en el acuífero en cortes transversales a la dirección del flujo

La masa de sustancia que se difunde y pasa a través de un área por unidad de tiempo es proporcional al gradiente de concentración. Esto se conoce como la primera ley de Fick, que puede expresarse en una dimensión:

F = -Dm (∂C/∂x) 2.18

Donde F es la masa de soluto por unidad de área y unidad de tiempo (M/L2T), Dm es coeficiente de difusión (L2/T), C es la concentración de soluto (M/L3) y ∂C/∂x es el gradiente de concentración en la dirección x.


Los iones mayoritarios del agua (Na+, K+, Mg2+, Ca2+, Cl-, HCO3-, SO4

2-) tienen coeficientes de difusión en el agua en el rango de 1 x 10-9 a 2 x 10-9 m2/s (Freeze y Cherry, 1979). En el medio poroso los coeficientes de difusión son más pequeños que en el agua porque los iones siguen las sinuosidades causadas por la presencia de la matriz sólida y por la adsorción sobre los sólidos. Se utiliza un coeficiente de difusión aparente D*, definido como:

D* = ω Dm 2.19

Donde ω (menor que 1) es un coeficiente empírico que tiene en cuenta el efecto de la fase sólida del medio poroso sobre la difusión. En estudios de laboratorio de iones no adsorbidos por la fase sólida se obtienen valores de ω entre 0,5 y 0,01. A partir de la primera ley de Fick y de la ecuación de continuidad es posible derivar una ecuación diferencial que relaciona la concentración de una sustancia que se difunde con el espacio y el tiempo, esta expresión conocida como la segunda ley de Fick se expresa en una dimensión:

2

2*

xCD

tC

∂∂

=∂∂

2.20

La difusión es un proceso muy lento, en zonas donde hay flujo de agua subterránea su efecto resulta enmascarado por el movimiento de la masa de agua. Puede ser importante en depósitos de baja permeabilidad donde las velocidades son muy pequeñas, tales como una arcilla, considerando periodos de tiempo geológico. Es un factor a tener en cuenta en estudios de almacenamiento de residuos tóxicos o radiactivos. Matemáticamente, la dispersión se puede formular como una aproximación a la ley de Fick, aunque en este caso el coeficiente de dispersión, también llamado dispersividad, varía en función de la dirección:

F = -D (∂C/∂x) 2.21

Donde D sería el coeficiente de dispersión o dispersividad (L2/T) en la dirección x. Como las ecuaciones de la difusión molecular y la dispersión tienen la misma forma se pueden tratar conjuntamente en una única expresión:

Dl = D*

+ D 2.22 A Dl se le denomina coeficiente de dispersión hidrodinámica. Si el agua está en movimiento la difusión molecular es despreciable respecto a la dispersión mecánica, si el agua está en reposo no existe dispersividad y sólo existe difusión molecular. El coeficiente de dispersión hidrodinámica es un factor muy importante en la migración de un contaminante. Si la dispersividad es alta, los contaminantes pueden extenderse y afectar a una mayor proporción del acuífero.


Por otro lado, de los parámetros que intervienen en el transporte de soluto la dispersividad es quizás el de más difícil estimación. La dispersión longitudinal puede calcularse en laboratorio en ensayos de columna haciendo pasar un trazador no reactivo a través de muestras cilíndricas. Pero la dispersividad calculada de esta forma es una pobre aproximación a la dispersividad de los materiales geológicos. Debido al efecto de escala, la dispersión que encontramos en situaciones reales es mayor a la determinada mediante ensayos en laboratorio, por ello se debe determinar en campo mediante ensayos con trazadores. Otro factor que tiene una gran influencia en la forma que adapta el penacho de la contaminación es la presencia de heterogeneidades. Si no hubiera heterogeneidades en los materiales geológicos el problema de la detección y predicción del movimiento de los contaminantes en el agua subterránea sería sencilla. Pero desgraciadamente es muy extraño encontrar un acuífero homogéneo. El agua, y las posibles sustancias que transporte, fluye más rápidamente a través de las zonas más permeables del acuífero. En los casos de contaminación es muy importante conocer estas vías preferenciales por donde pueden circular rápidamente los contaminantes. Variaciones importantes de la permeabilidad son normales en los acuíferos y pueden provocar grandes modificaciones en el transporte de los contaminantes. 2.3.3. Transporte de sustancias reactivas Hasta ahora hemos considerado los procesos de advección, dispersión mecánica y difusión molecular, pero no hemos tenido en cuenta las reacciones que pueden sufrir las sustancias en su transporte a través del acuífero. Pueden darse cambios en su concentración a causa de las reacciones químicas que tienen lugar entre el agua y el medio subterráneo. Todas estas reacciones provocan que el contaminante avance a una velocidad menor que el agua, por lo que se dice que está retardado. Para casos donde la distribución del soluto entre la fase acuosa y la fase sólida puede ser descrito adecuadamente por el coeficiente de reparto, el retardo del frente de avance de la sustancia relativo a la velocidad de la masa de agua es descrito por la siguiente expresión:

db

c

af K

mvv

Rρ

+== 1 2.23

Donde Rf es el factor de retardo, va es la velocidad media del agua subterránea, vc es la velocidad media del constituyente retardado, ρb es la densidad aparente del medio y m la porosidad. Teniendo en cuenta que la porosidad normal en depósitos granulares no consolidados varía entre 0,20 y 0,40 y la densidad aparente entre 1,6 y 2,1 g/cm3 resulta de la expresión anterior que el factor de retardo variará entre 1 + 4Kd y 1+ 10Kd (Freeze y Cherry, 1979). Los valores del coeficiente de reparto pueden variar desde valores próximos a cero a 103 ml/g. Si Kd=1 el soluto será retardado por un valor entre 5 y 11 en relación con la velocidad media del agua. Para valores de Kd elevados, el soluto puede ser prácticamente inmóvil. Cuando una mezcla de contaminantes reactivos entra en el agua subterránea, cada especie viajará a una velocidad dependiendo de su factor de retardo, después de un tiempo


determinado la nube de contaminación original podría haberse segregado en varias zonas, cada una avanzando en la misma dirección pero a diferentes velocidades. Esta aproximación se basa sobre la asunción que las reacciones de reparto entre líquidos y sólidos son reversibles. Cuando un penacho de contaminación avanza, el frente es retardado como resultado de la transferencia de parte de la masa de contaminante a la fase sólida. Pero si la entrada del contaminante no es continua, el contaminante será transferido nuevamente a la fase líquida cuando agua con baja concentración fluya a través de la zona previamente contaminada. Es decir, un terreno contaminado puede estar liberando sustancias al agua subterránea durante mucho tiempo y por ello, además de otras causas, los procesos de descontaminación de las aguas subterráneas son tan lentos y difíciles. Cuando el coeficiente de reparto se usa para determinar el retardo de la contaminación, se asume que las reacciones entre solutos y sólidos son muy rápidas en relación a la velocidad de movimiento del agua subterránea. Muchas sustancias, sin embargo, no reaccionan lo suficientemente rápido con el medio poroso para que esta asunción sea cierta y los contaminantes avanzan más rápidamente que los datos previstos según este modelo (Freeze y Cherry, 1979). 2.3.4. Transporte de sustancias degradables Si además de los procesos anteriores, el contaminante también sufre de procesos de degradación (por ejemplo por volatilización, desintegración radiactiva, biodegradación, etc.) se introduce un nuevo factor en el proceso de transporte cuyo resultado final también será un retardo en el avance del contaminante y una disminución de su concentración. 2.3.5. Ecuación general de transporte de masas La ecuación general para el transporte unidimensional de sustancias reactivas en medios homogéneos es:

mr

xCv

xCD

tC

xx ±∂∂

−∂∂

=∂∂

2

2

2.24

Donde D es el coeficiente de dispersión hidrodinámica en la dirección x, vx la velocidad real de agua en los poros en la dirección x, r tiene en cuenta la masa de soluto degradada, adsorbida o aportada por el medio sólido por unidad de tiempo y m es la porosidad. El primer término de la parte derecha de la ecuación incluye el transporte por dispersión y difusión, el segundo el transporte por advección y el tercero las reacciones que se pueden producir con el medio o reacciones de degradación del contaminante, en función del tipo de reacción su formulación será diferente. En la figura 2.7 se representa como influyen los procesos anteriormente descritos en el transporte de un trazador a través de una columna de material granular en el caso de una inyección permanente y una inyección instantánea. Si sólo existiera el proceso de advección todo el trazador viajaría a la misma velocidad del agua, formando un frente de concentración constante igual a la que se está añadiendo a la columna.


En la práctica esto no sucede así, porque al menos se produce el proceso de dispersión mecánica junto con la difusión molecular (aunque esta sólo es importante si la velocidad del agua es muy pequeña), de forma que unas moléculas de trazador avanzan más rápidas que el agua y otra lo hacen a una velocidad menor. Si la sustancia transportada reacciona con el medio, las moléculas de trazador que viajan más rápidamente son retenidas por el terreno, de forma que el frente del trazador avanza más lentamente que en el caso de que sólo exista dispersión. Si la sustancia además sufre degradación con el paso del tiempo, el resultado es un retardo aún mayor. La ecuación 2.23 en tres dimensiones no tiene solución directa, solamente se puede resolver bajo determinadas simplificaciones, por ejemplo para acuíferos homogéneos, suponiendo una fuente de contaminación puntual, geometrías del acuífero simple, etc. Estas soluciones analíticas se pueden aplicar a algunos casos concretos de contaminación, sin embargo una aproximación más eficaz es construir modelos numéricos o matemáticos del sistema.

Figura 2.7. Efectos de los procesos de advección, dispersión hidrodinámica, reacción con el medio y

degradación de sustancias en el transporte de un trazador a través de una columna de material Estos modelos se basan en dividir el acuífero el acuífero en una serie de elementos para cada uno de los cuales se aplica la ecuación de transporte de masa (junto con la ecuación general diferencial de flujo del agua) lo que genera un conjunto de ecuaciones algebraicas


que se resuelven mediante métodos iterativos. Con estos modelos se pueden introducir variaciones laterales o verticales en los parámetros hidráulicos (permeabilidad, porosidad, dispersividad, etc.) así como en los que controlan el flujo de sustancias reactivas (coeficiente de reparto, tasas de degradación, etc.) y son una potente herramienta para diseñar estrategias de lucha contra la contaminación. 2.3.6. Casos especiales 2.3.6.1. Transporte en medios fracturados Aunque el transporte de sustancias en materiales fracturados es gobernado por los mismos procesos que en medio granular (advección, dispersión, difusión, reacciones químicas, etc.) presenta algunas características especiales. La porosidad eficaz de las fracturas en este tipo de formaciones es normalmente muy pequeña, con valores normales entre 0,01 y 1%. Aunque la porosidad es pequeña, las velocidades del flujo pueden ser muy elevadas. Los materiales fracturados son muy anisótropos con respecto a la orientación y frecuencia de las fracturas, las direcciones dominantes de fractura pueden condicionar la dirección del desplazamiento del agua y, por tanto, de las sustancias disueltas que transporta. En este contexto también se produce una dispersión mecánica por las diferentes velocidades de circulación en las fracturas (debido a la rugosidad de las paredes el agua más cercana a ellas circula más lentamente), debido al diferente tamaños de fracturas, intercepción de fracturas, diferentes escalas de fractura, etc. Como el material existente entre las fracturas también tiene una cierta porosidad, se producen unos gradientes de concentración muy fuertes entre el agua de la fractura y el agua de la matriz porosa (figura 2.8), por lo que los procesos de difusión de contaminante en el interior de la matriz son importantes y el avance del contaminante se ve retardado.

Figura 2.8. Esquema del proceso de difusión de una sustancia en la matriz porosa de un material calizo a partir de las discontinuidades

La difusión molecular, en estas condiciones, es un proceso que ocurre con suficiente rapidez para ejercer un fuerte influencia sobre el comportamiento del contaminante en muchos tipos de materiales fracturados (Freeze y Cherry, 1979). Además también existe un proceso de adsorción superficial de las sustancias reactivas en las paredes de las fracturas.


A mayor tiempo de contacto, la contaminación se difundirá más profundamente en la matriz porosa. Si la fuente de contaminación cesa y entra agua limpia en las fracturas, la masa del contaminante de la matriz porosa será devuelta al agua de nuevo por difusión. 2.3.6.2. Transporte de fluidos inmiscibles con el agua (NAPLs) Existen muchos líquidos orgánicos inmiscibles con el agua que pueden producir la contaminación de las aguas subterráneas, en la bibliografía inglesa se conocen como NAPLs (Non Aqueous Phase Liquids). Si son más ligeros que el agua, como por ejemplo las gasolinas se denominan LNAPLs (Light Non Aqueous Phase Liquids) y si son más densos, por ejemplo muchos disolventes, DNAPLs (Dense Non Aqueous Phase Liquids). LNAPLs Durante el proceso de infiltración en la zona no saturada la mayor parte de los hidrocarburos tiende a infiltrarse verticalmente bajo la acción de la fuerza de la gravedad, al mismo tiempo se produce una cierta migración lateral debido a la dispersión y a las fuerzas capilares (figura 2.9).

Figura 2.9. Esquema del proceso de contaminación de las aguas subterráneas por hidrocarburos ligeros

(LNAPL) La velocidad y la profundidad de penetración del contaminante a través de la zona no saturada dependen tanto de las características del fluido como de las del medio. Entre las características del fluido, la más importante es la viscosidad, que va a condicionar la permeabilidad del terreno frente a la circulación del hidrocarburo. La profundidad que alcance el contaminante depende también, lógicamente, del volumen vertido. En el terreno permanece una cantidad de contaminante inmóvil incluso bajo la acción del agua en movimiento; este límite se denomina saturación residual. Cuando la concentración disminuye hasta alcanzar la saturación residual el avance del contaminante se detiene.


Si los hidrocarburos alcanzan la zona saturada del acuífero se expanden sobre la superficie piezométrica, formando una capa lobulada de débil espesor por encima de la zona saturada. Una vez sobre el techo de la zona saturada, los hidrocarburos se mueven a favor del gradiente de la superficie piezométrica debido a la gravedad. Cuando la saturación en hidrocarburos desciende, comienzan a aparecer glóbulos o "islas" de hidrocarburos flotando sobre el agua. Llega un momento, para un cierto volumen vertido, que se alcanza la condición de la saturación residual y cesa el movimiento del contaminante. Un factor que tiene gran importancia en la forma que adopte el contaminante es la heterogeneidad del acuífero; pequeñas diferencias de la permeabilidad vertical o lateral pueden causar fuertes distorsiones de la morfología de la zona contaminada. Aunque hemos considerado los dos fluidos, agua e hidrocarburos, como inmiscibles, éstos están constituidos por muchos compuestos, algunos de los cuales son solubles en el agua. Ello provoca que, rodeando a la capa de gasolina que flota sobre el acuífero, exista una contaminación secundaria por hidrocarburos disueltos en el agua (figura 2.9). La amenaza de los hidrocarburos disueltos puede llegar a ser un problema muy grave, pues la superficie contaminada por ellos puede llegar a ser mucho más extensa que la zona con hidrocarburos inmiscibles flotando sobre el agua. Además aunque los compuestos no sean muy solubles, basta unas pequeñas concentraciones (del orden de algunas ppb) para causar olor o sabor al agua y hacerla no potable. Otra forma de contaminación secundaria se produce por la volatilización del producto en la zona no saturada con la formación de gases. Los compuestos gaseosos se expanden lateralmente y el agua de infiltración puede disolverlos y arrastrarlos hasta la zona saturada. Los gases se pueden desplazar a través de la zona no saturada y, si existen edificaciones cercanas al vertido, acumularse en sótanos hasta llegar a alcanzar niveles explosivos. DNAPLs En el caso de los compuestos más densos que el agua tales como el tricloroetileno, tetracloruro de carbono, cloroformo, etc, se mueven por la zona no saturada según el mismo modelo, pero debido a su mayor densidad al llegar al nivel del agua tienden a moverse verticalmente hasta la base del acuífero dejando a su paso una zona bajo saturación residual. Una vez que alcancen la base del acuífero se moverán siguiendo su topografía, en este caso el contaminante se puede mover en la dirección contraria al movimiento del agua subterránea. También, como en el caso anterior, se produce una contaminación secundaria por disolución en el agua y por volatilización en la zona no saturada. 2.4. Tratamiento de datos hidroquímicos 2.4.1. Toma de muestras Cuando el agua subterránea se extrae y se lleva a la superficie, está expuesta a condiciones físico-químicas que son diferentes a las del acuífero. Por ejemplo si existe Fe2+ o SH2 (condiciones reductoras) en contacto con el oxígeno son rápidamente oxidadas.


Por otro lado el agua subterránea suele tener una mayor presión parcial de CO2 que el aire, por ello se puede producir un desprendimiento de CO2 que va a afectar al pH y puede producir la precipitación de carbonatos. Por ello en el campo se deben medir in situ: temperatura, conductividad eléctrica, pH, Eh, alcalinidad y oxígeno disuelto.. Las variaciones de temperatura pueden hacer que precipiten determinados compuestos, por ello la muestra hay que conservarla en frío, además se debe reducir al máximo el tiempo entre la toma de muestra y el análisis en laboratorio. Para que algunos compuestos no sufran variaciones, a veces es conveniente filtrar la muestra y añadir alguna solución conservante, para los cationes se suele añadir ácido nítrico que impide el crecimiento de cualquier bacteria, bloquea reacciones de oxidación y previene la adsorción y desorción de los cationes. Antes de la acidificación, la muestra debe ser filtrada para eliminar el material en suspensión que se podría disolver con la adición de ácido (Appelo y Postma, 1999). Otro problema que se plantea en la toma de muestras de aguas subterráneas es que el punto de toma frecuentemente es un sondeo o pozo. Si el sondeo no está funcionando antes de la toma de muestra el agua en el interior del mismo pueden existir condiciones distintas a las del acuífero, por ello habrá que esperar a que se renueve el agua acumulada en el sondeo antes de la toma de muestra. El agua puede variar su composición en función de la profundidad del acuífero, deberemos conocer qué tramos del sondeo están ranurados y permiten el paso del agua. Cuando interesa tomar muestras a distintas profundidades deben utilizarse pequeñas bombas o tomamuestras específicos que se llenan a la profundidad deseada. 2.4.2. Formas de expresión de los análisis químicos Los análisis químicos del agua se pueden expresar en unidades de peso de sustancias disueltas o en formas químicas. En cuanto a las unidades de peso las más usuales son el mg/l para los elementos mayoritarios y µg/l para los minoritarios y traza. Como las concentraciones en el agua subterránea normalmente son pequeñas (TSD inferiores a 2000 mg/l), la densidad del agua es prácticamente igual a 1. En estas condiciones el mg/l es equivalente al ppm y el µg/l al ppb. Otras formas químicas de expresión de los análisis de aguas son la Molalidad, número de moles de soluto en un kilogramo de disolvente (moles/kg ó mmoles/kg), Molaridad, número de moles de soluto en un litro de disolución (moles/litro ó mmoles/l) y la Normalidad, número de equivalentes en disolución (eq/l ó meq/l) El paso de una a otras unidades es inmediato, para pasar de mg/l a mmoles/l sólo hay que dividir por el peso molecular de la sustancia y para pasar de mg/l a meq/l hay que dividir por el peso equivalente (peso molecular dividido por la valencia).


Los iones en el agua se combinan y reaccionan equivalente a equivalente, por tanto el nº de meq/l de los aniones debe ser igual al de los cationes y se define el error del análisis en % como:

100(%) xanionescationesanionescationesError

Σ+ΣΣ−Σ

= 2.25

Donde los datos se expresan como meq/l. El error aceptable depende del objetivo del trabajo que estemos realizando y de la salinidad de la muestra, de forma que se aceptan errores más elevados en aguas menos salinas. A título indicativo, el error no debe ser superior al 5%. Algunos autores, tomando un criterio más restrictivo, multiplican la fórmula anterior por 200 en lugar de 100 (por ejemplo Custodio y Llamas, 1986). También se puede emplear como indicativo del error en un análisis la conductividad eléctrica. Como se ha comentado anteriormente el TSD (en mg/l) debe estar comprendido entre 0,6 y 0,9 veces la conductividad eléctrica (en µS/cm). Appelo y Postma (1999) consideran otra relación para contrastar la bondad del análisis, el número de meq/l de aniones ó de cationes debe ser aproximadamente igual a la conductividad eléctrica (en µS/cm) dividida por 100. En función de la proporción relativa de los iones mayoritarios el agua se clasifica en distintos tipos o facies hidroquímicas. Si un anión supera el 50% de los meq/l respecto del total de aniones, se denomina la facies hidroquímica nombrando ese anión, de esta forma el agua será bicarbonatada, sulfatada o clorurada. Igualmente, en cuanto a los cationes, se denominan cálcica, magnésica o sódica. Si ningún anión, o catión, supera el 50% se nombran los dos más abundantes. 2.4.3. Representación gráfica de datos hidroquímicos Con el fin de visualizar más rápidamente la información obtenida en los análisis químicos de una zona determinada, se emplean diversos tipos de diagramas. Los más utilizados son: Diagrama de Schoeller-Berkaloff Es un diagrama columnar, en escala logarítmica se representan los iones mayoritarios en mg/l o meq/l y se unen los puntos correspondientes a cada análisis (figura 2.10). Diagrama de Piper Utiliza dos diagramas triangulares para los constituyentes mayoritarios, uno para los cationes y otro para los aniones, y un rombo en el centro en el que se representa un tercer punto deducido de los cationes y los aniones (figura 2.11). En cada escala se representan los porcentajes de meq/l del total de cationes, por un lado y aniones por otro, de forma que podemos identificar rápidamente los iones predominantes


Figura 2.10. Diagrama de Scholler-Berkaloff

Presentan la ventaja es que se pueden representar en el mismo diagrama muchos puntos. Sin embargo tienen la desventaja que no conocemos la salinidad de la muestra, dos aguas que tengan la misma proporción iónica pero distinta salinidad quedarían representadas en el mismo punto. Por ello a veces se representan las muestras como círculos cuyo radio es proporcional a la conductividad eléctrica o al TSD.

Figura 2.11. Diagrama de Piper


En este tipo de diagramas también se pueden visualizar rápidamente procesos de mezclas de aguas (los puntos tienen que estar alineados en una misma línea), la precipitación de alguna sal (los puntos se alejarían de los vértices de los iones que están precipitando), procesos de intercambio iónico (por ejemplo el intercambio de Ca2+ por Na+ quedaría reflejado por puntos alineados entre estos dos elementos, mientras que no habría variación en el diagrama de aniones), etc. Diagrama de Stiff Se llaman diagramas de Stiff o (diagrama de Stiff modificado) a una representación gráfica de los datos en forma de un polígono que se construye con tres o cuatro rectas paralelas separadas o cortadas por una normal, sobre cada recta se toma un segmento proporcional a los meq/l del ión correspondiente y se unen los extremos dando un polígono representativo (figura 2.12) 2.4.4. Análisis multivariante El análisis multivariante es el conjunto de técnicas estadísticas que analizan simultáneamente medidas múltiples de varios individuos u objetos sometido a investigación. En un estudio hidrogeoquímico cuando se han de manejar un gran número de análisis tanto en el espacio como en el tiempo, su tratamiento por medio de las técnicas descriptivas clásicas requiera una multitud de representaciones que resultan, cuando el volumen de datos es grande, muy laboriosas y sólo moderadamente eficaces para extraer la información. Las técnicas multivariantes permiten:

• reducir el número de variables a estudiar • descubrir las similitudes entre los individuos o las muestras • investigar la dependencia que existe entre las variables estudiadas • clasificar los individuos en agrupaciones

En hidrogeoquímica, su aplicación pretende llegar a determinar las relaciones entre los parámetros analizados y su contribución a la explicación de la variación hidrogeoquímica encontrada en el área de estudio. 2.4.4.1. Matrices de correlación Una información interesante nos la da la matriz de correlación. La matriz de correlación la podemos obtener de forma que nos indique las relaciones entre las variables analizadas o bien para los puntos en los que se controlan esos parámetros. Esta matriza nos puede dar información sobre los procesos hidroquímicos más importantes en nuestra zona de estudio y sobre su distribución espacial. Valores de correlación próximos a 1 indican unas muestras muy parecidas, coeficientes de correlación bajos indican muestras sin relación, coeficientes negativos altos indican correlaciones inversas. Así por ejemplo una buena correlación negativa entre pH y Zn nos indica que el principal mecanismo que controla la concentración de Zn en el agua es el pH, en aguas donde el pH sea bajo se tienen elevadas concentraciones de Zn.


El coeficiente de correlación normalmente utilizado es de Pearson que nos indica si existe una correlación lineal. Sin embargo frecuentemente las variables hidroquímicas no muestran un comportamiento normal y pueden presentar relaciones logarítmicas, exponenciales, etc. En estos casos debemos emplear otro coeficiente de correlación no paramétrico, como el coeficiente de correlación de Spearman (Davis, 1986).

Formación Margas Azules

N

0 5 km

Formación Limos Basales

Formación Arenas Basales

Formación Marismas

Aluvial del río Guadiamar

Materiales Paleozoicos

Formación Transgresiva Basal

Límite del Parque Nacional de Doñana

Límite del Parque Natural de Doñana

N

0 5 km

1

9

13

17

22

24

18

20

21

29

32

35

33

37

43

46

52

53

57

58

61

68

6971

79

Río

Guad

iamar

Aznalcázar

autopistaSevilla-Huelva

Sanlúcarla Mayor

Aznalcóllar

balsa minera

Río Agrio Río Guadiamar

Terrazas altas del río Guadiamar

2+

2+MgCa

Na+=

HCOSO

25 meq/lCl-

4

3-

Figura 2.12. Diagramas de Stiff del acuífero aluvial del Río Guadiamar 2.4.4.2. Análisis Cluster El análisis cluster (o análisis de conglomerados) consiste en seleccionar las mayores similitudes mutuas entre parejas de objetos, se forman las primeras parejas que denotan una mayor similitud entre objetos, quedando otras sin agrupar. Mediante diversos métodos


los objetos se van uniendo a los grupos ya formados en función de su similitud, realizada la agrupación de todo los objetos se representa gráficamente (dendrograma) se puede ver cuales están más relacionadas entre sí y cuales tienen ninguna o muy poca relación con las restantes (Davis, 1986). Se pueden agrupar los objetos (cluster de casos) o las observaciones realizadas para esos objetos (cluster de variables). Supongamos que tenemos una colección de n objetos sobre los que realizamos medida de m observaciones, tendremos un conjunto de datos n x m. Si queremos agrupar estos objetos por sus semejanzas, tenemos que utilizar un criterio de similitud. Uno de estos criterios es la distancia euclídea. En el caso de que sólo tengamos dos observaciones de cada objeto, la distancia euclídea será la hipotenusa de un triángulo rectángulo: En el caso de tener un objeto con dos observaciones, objeto 1 (x1, y1) y objeto 2 (x2, y2) la distancia euclídea será:

212

212 )()( yyxxd −+−= 2.26

Para una matriz de n objetos y m observaciones o variables se calcula la distancia:

mXX

dm

k jkikij

∑ =−

= 12)(

2.27

donde dij, es la distancia entre el objeto i y el objeto j, Xik es la k variable medida sobre el objeto i y Xjk es la k variable medida sobre el objeto j. Una baja distancia indica que dos objetos son similares o cercanos, mientras que una gran distancia indica objetos diferentes o sin relación. Debido a que las variables se miden en diferentes unidades, las variables que se presenten en cifras más elevadas van a tener más peso en el coeficiente de distancia, por ello antes de realizar el análisis se realiza una tipificación o estandarización de cada variables para que tengan el mismo peso. La tipificación consiste en restar a cada valor la media de la variable y dividirlo por su desviación típica, con ello se consigue una variable con las mismas características que la variable original pero con media cero y desviación típica 1. Otra medida de similitud que nos pueden servir para agrupar variables es el coeficiente de correlación. Una vez obtenida la matriz de similitud, existen varias formas de agrupar los objetos. Las diferencias entre las distintas formas de agrupamiento son más acusadas cuanto menor es la semejanza, para los elementos bien correlacionados las agrupaciones suelen ser las mismas.


En la figura 2.13 se muestra el dendrograma de un análisis cluster de variables en el que se ha utilizado el coeficiente de correlación como medida de similitud y unidos mediante la agrupación de centroides. Las muestras corresponden a aguas superficiales y subterráneas de una zona kárstica en la que se identifican tres procesos principales. Por un lado calcio, bicarbonatos y magnesio, son los iones más abundantes por la disolución natural de calcita. Sodio, cloruros y potasio se encuentran en muy bajas concentraciones y provendrían fundamentalmente del aporte de las precipitaciones y los procesos de concentración que se dan en el suelo por la evapotranspiración. Se identifica claramente un grupo de elementos típico de la contaminación por aguas residuales urbanas: amonio, bromuros, nitritos, fosfatos y sulfatos, la mayor concentración de estos iones se produce en un río donde se vierten aguas residuales urbanas. Por último los nitratos se agrupan a mucha distancia del resto y se interpretan como debidos a la contaminación agrícola.

Figura 2.13. Ejemplo de análisis cluster de variables 2.4.4.3. ACP y análisis factorial Al igual que en el caso del análisis cluster, hay que tener en cuenta que el análisis puede variar si los datos están estandarizados o no. El objetivo del Análisis de Componentes Principales (ACP) es conseguir, a partir de un conjunto de variables y mediante transformaciones lineales, llegar a otro conjunto de variables sustancialmente menor, de manera que ésta conserve la máxima información del conjunto original. A este segundo y reducido grupo de variables se le denomina componentes principales. Estos componentes tendrán un determinado significado que llevará a proponer las hipótesis sobre las causas de la evolución de dichas variables. La varianza es una medida de la curva de distribución, indica la dispersión de una serie con respecto a su media). La raíz cuadrada de la varianza es la desviación típica. La varianza de una muestra es s2:


1)(

2

1

2

2

−−

= ∑ =

nxxs

n

i i 2.28

La covarianza es la variación conjunta de dos variables en relación con su media común y es otra forma de indicar la semejanza o relación entre dos muestras.

1))((

1

−

−−= ∑ =

nxxxx

COVn

i kikjijjk 2.29

Es otra medida de la relación o similitud entre dos series, de hecho el coeficiente de correlación se puede calcular a partir de la covarianza:

kj

jkjk ss

COVr = 2.30

El ACP parte de la matriz de la varianza-covarianzas de un conjunto de datos. Una matriz se puede expresar en forma vectorial en un espacio multidimensional. Además estos vectores se pueden utilizar ejes arbitrarios de un elipsoide multidimensional. El método de ACP es una forma de buscar los ejes que expliquen la mayor parte de la varianza de la muestra. Si medimos m variables de una serie de objetos, podemos calcular una matriz m x m de varianzas y covarianzas de las que podemos extraer m vectores. Cada variable tiene un peso en los componentes principales seleccionados, y se puede calcular el componente en función de los pesos. Que una variable tenga un peso mayor quiere decir que tiene una mayor influencia sobre ese componente, si tiene un peso negativo indica que está correlacionado negativamente y si tiene un peso próximo a cero quiere decir que no tiene relación con ese factor. Igualmente cada objeto tiene una posición en el gráfico, que viene determinado por sus coordenadas respecto a los componentes principales, que unos individuos tengan un peso más elevado en ese determinado factor nos va a indicar su influencia en ese factor. El análisis factorial es ligeramente diferente al ACP; se basa en que unas determinadas variables, de las que se han tomado una serie de observaciones, pueden ser explicadas a partir de otras nuevas variables en menor número que las originales (llamados factores comunes) y de una más, independiente de las otras, que es definida para esa variable específica (factor específico o único). En la figura 2.14 se presenta la aplicación de un ACP al estudio de evolución hidroquímica del agua en un acuífero kárstico (Andreu et al., 1999). Se han considerado los dos primeros componentes que explican el 85% de la varianza muestral. Las variables con más influencia en el primer componente son la conductividad eléctrica, magnesio, calcio, sodio, potasio y cloruros. En la segunda componente las variables con un peso positivo son pH, nitratos y bicarbonatos.


La componente 1 está ligada a la circulación en la zona saturada del acuífero, con un mayor tiempo de contacto entre el agua y los materiales que provoca el incremento de la salinidad. La componente 2 se relaciona con la circulación en la zona no saturada y representa los procesos de disolución de calcita debido al aumento de la presión parcial de CO2 en el suelo, como consecuencia de la disolución de calcita el pH aumenta. En el ACP de muestras se diferencian claramente las muestras de agua de lluvia, de la zona no saturada y de la zona saturada. 2.4.5. Modelización hidrogeoquímica Las reacciones en el agua natural son muy complejas, una de las características más destacables de los medios subterráneos es la coexistencia e interacción de las fases sólidas, líquidas y gaseosas. La teoría termodinámica permite predecir como reaccionarán los componentes en sistemas complejos y cuál será el resultado final o estado de equilibrio.

Figura 2.14. Ejemplo de ACP


La aplicación de estas técnicas es de gran utilidad en las aguas subterráneas, permitiendo comprender el origen de la composición de las mismas y la causa de sus variaciones espaciales y temporales. En general la composición de un agua subterránea es el resultado de procesos físicos y químicos que tienen lugar a lo largo del flujo, principalmente, la interacción química con minerales, gases y materia orgánica y la mezcla con otras aguas debido a la dispersión y a la difusión. 2.4.5.1. Fuerza iónica. Actividad La fuerza iónica expresa el contenido iónico de una disolución y se define por la ecuación:

2

21

ii zmI ∑= 2.31

Donde m es la molalidad de la especie i y z su valencia. Para aguas subterráneas en la cual los iones mayoritarios son normalmente calcio, magnesio, sodio, cloruros, bicarbonatos y sulfatos se puede calcular como:

))(4)()()(4)(4)((21 2

4322 −−−+++ +++++= SOClHCOCaMgNaI 2.32

y en donde los paréntesis indican molalidades. En un agua casi pura los iones disueltos están en contacto casi exclusivamente con moléculas de agua y la actividad de los iones es prácticamente igual a sus molalidad. Sin embargo a medida que el contenido en sales se incrementa, los iones cada vez están más próximos y es más probable que entren en contacto debido a fuerzas electrostáticas reduciendo su reactividad (Langmuir, 1997). Por ello, los iones contenidos en una disolución no son totalmente libres de moverse y la concentración de los elementos no es un indicador adecuado para reflejar la posibilidad de que dos iones reaccionen formando un precipitado, por lo que es necesario introducir el concepto de actividad. La actividad de un ión en disolución se define como su molalidad por su coeficiente corrector llamado coeficiente de actividad (γ):

ai = miγi 2.33 Para aguas dulces el coeficiente de actividad puede tomar valores entre 0 y 1 dependiendo de la fuerza iónica de la solución. La actividad de un ión se aproxima a su concentración molar (o sea el coeficiente de actividad es igual a 1) cuando las concentraciones de todos los solutos se aproximan a cero. Existen varios métodos para la estimación de los coeficientes de actividad: para bajos valores de la fuerza iónica la ecuación de Debye-Huckel, para valores intermedios de fuerza iónica la fórmula de Davies y la de Truesdell-Jones y en soluciones muy concentradas el modelo de Pitzer (Langmuir, 1997). En la figura 2.15 se muestran los coeficientes de


actividad para cationes monovalentes y divalentes con distintos valores de la fuerza iónica calculados por la fórmula de Davies. Además de las fuerzas electrostáticas, la reactividad de un ión en solución es además reducida por la presencia de complejos acuosos (o iones pares). Ejemplos son del CaSO4º, CaF+ , etc. La formación de los complejos acuosos es una reacción de asociación de iones y puede aplicarse la ley de acción de masas.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

0,001 0,01 0,1 1 10

Fuerza iónica (mol/kg)

Coe

ficie

nte

de a

ctiv

idad

Divalentes Monovalentes

Figura 2.15. Coeficientes de actividad para iones monovalentes y divalentes con distintos valores de

fuerza iónica según la fórmula de Davies. 2.4.5.2. Equilibrio en las soluciones acuosas Desde un punto de vista termodinámico, el estado de equilibrio es un estado de máxima estabilidad hacia el cual un sistema físico-químico cerrado procede irreversiblemente. Si un sistema químico está en condiciones cerradas bajo presión y temperatura constantes, su comportamiento puede ser descrito en términos de la energía libre de Gibbs, la dirección del posible cambio será la que origine una disminución de la energía libre de Gibbs (∆Gr), que representa el cambio en energía interna por unidad de masa. La condición de equilibrio químico de una reacción puede ser definida como:

∑energía libre de los productos - ∑energía libre de los reactantes = 0 La energía libre estándar de formación (∆Gf

º) se define como la energía libre de la reacción para producir un mol de sustancia a partir de sus elementos estables bajos condiciones que se llaman estándar. La energía libre estándar de formación de los elementos en su estado químico puro más estable se toma por convención como cero (por ejemplo O2 para el oxígeno o grafito para el C). El estado estándar del agua se toma como unidad a la temperatura y presión de la reacción y para los solutos el estado estándar es una


concentración de 1 mol con un coeficiente de actividad hipotético de 1(es decir la actividad es igual a la molalidad). Si tenemos la siguiente reacción:

AA + bB ⇔ cC + dD 2.34 Siendo las letras las minúsculas el número de moles de los constituyentes A, B, C y D, la ley de acción de masas establece:

[ ] [ ][ ] [ ]ba

dc

eq BADCK = 2.35

Es decir el producto de las actividades de las sustancias del lado derecho de la ecuación, dividido por el producto de las actividades de las sustancias del lado izquierda de la misma (cada concentración elevada por el coeficiente con el que intervenga en la reacción) es una constante Keq, conocida como la constante de equilibrio que depende de la presión y temperatura. La energía libre estándar de la reacción (∆Gr

º) es la suma de las energías libres estándar de formación de los productos menos las de los reactantes.

∆Grº = ∑∆Gf

º productos - ∑∆Gfº reactantes 2.36

El cambio en energía libre de la reacción se puede relacionar con el cambio de energía libre estándar de formación y las actividades de los reactantes y los productos, por la expresión:

[ ] [ ][ ] [ ]ba

dc

rr BADCRTGG lnº +∆=∆ 2.37

Donde R es la constante universal de los gases (a 25ºC 8,314 J/Kg mol) y T la temperatura en grados Kelvin. Para que una reacción se dé espontáneamente, la energía libre de la reacción debe ser menor de 0, es decir, debe haber un decrecimiento de la energía libre. Si la energía libre de la reacción es igual a cero, la reacción no procederá hacia ningún lado pues se ha alcanzado el equilibrio. De acuerdo con nuestra definición para la energía libre estándar de formación de solutos (condiciones unimolales y actividad 1) la división [C]c[D]d/[A]a[B]b=1 y ln1 =0, por tanto ∆Gr = ∆Grº, sustituyendo por la constante de equilibrio tendremos que:

∆Grº= -RTlnKeq 2.38 Esta ecuación permite obtener las constantes de equilibrio a partir ∆Grº que a su vez se pueden deducir de la energía libre estándar de formación (∆Gf

º). Los valores de ∆Gfº a 25º C

y 1 atmósfera de presión están tabulados para infinidad de reacciones que pueden ocurrir en


el agua, a partir de ellos podemos calcular las constantes de equilibrio a esta presión y temperatura. En las aguas subterráneas las variaciones de Keq debida a diferencias de presión son despreciables, la temperatura si puede tener una influencia notable, pero a partir de otras fórmulas se puede estimar la K para la temperatura que nos interese. Por ejemplo, si para la disolución de calcita los valores de ∆Gf

º a 1 atmósfera y a 25 ºC de temperatura son de -1129,1, -553,04 y -528,1 kJ/mol para la CaCO3, Ca2+ y CO32- respectivamente, la energía libre estándar de la reacción sería:

∆Grº = ∑∆Gf

º productos - ∑∆Gfº reactantes = (-553,04 –528,1) – (-1129,1) = 47,96

A partir de aquí se puede calcular la K (logK =-0,175∆Grº) que resulta 10-8,40. 2.4.5.3. Saturación de un mineral en el agua La constante de equilibrio de un mineral no es un buen indicador de cuánto se puede disolver, pues en las relaciones de equilibrio los iones de las moléculas están elevados a la potencia de el numero de moles con que intervienen en la reacción de disolución. Por ello se utiliza la solubilidad de un mineral, que se define como la masa de mineral que se disuelve en un volumen unitario de solución bajo condiciones específicas. Las ecuaciones de disolución de minerales se escriben normalmente como reacciones de disociación, por ejemplo una sal AC que se disocie en A y en C

AC ⇔ A- + C+ 2.39 Aplicando la ley de acción de masas y teniendo en cuenta la actividad de una sustancia sólida es igual a 1 por definición, tendremos que su producto de solubilidad será igual al producto de sus actividades iónicas en el equilibrio:

Ks = [A-][C+] 2.40 En este caso a la constante de equilibrio (Ks) también se la llama producto de solubilidad. En la tabla 2.5 se muestran las constantes de equilibrio y solubilidades de algunos minerales a 25ºC,1 bar de presión y pH 7. Si el producto de las actividades iónicas (PAI) en la muestra de agua elevados a la fracción molar con la que interviene en la reacción es igual a su constante de equilibrio, la disolución está saturada. Cuando es mayor está sobresaturada y tenderá a precipitar y, en caso contrario, a disolverse. Siendo el producto de actividades iónicas en la muestra:

PAI = [A-muestra] [C+

muestra] 2.41 Se define el grado de saturación (S):

S = PAI / Ks 2.42


Si S es mayor que 1 la muestra está sobresaturada en esa sal, si es cero está en equilibrio y si es menor que 1 subsaturada. Para evitar la gran dispersión de cifras que se obtienen en la práctica, se define el índice de saturación (IS) como:

IS = log (S) = log (PAI / Ks) 2.43 Si el índice de saturación (IS) es mayor que cero implica sobresaturación, si es próximo a cero condiciones de equilibrio y si es menor que cero subsaturación.

Mineral Reacción Keq Solubilidad (mg/l)Gibsita Al2O32H2O+H20⇔2Al3+ + 6OH- 10-34 0,001 Cuarzo SiO2+2H20⇔Si(OH)4 10-3,7 12

Sícile amorfa SiO2+2H20⇔Si(OH)4 10-2,7 30 Fluorita CaF2⇔Ca2+ + F- 10-9,8 160

Dolomita CaMg(CO3)2⇔Ca2+ + Mg2+ + 2CO32- 10-17 901, 4802

Calcita CaCO3⇔Ca2+ + CO32- 10-8,4 1001,5002

Yeso CaSO42H2O⇔Ca2+ + SO42- + 2H2O 10-4,5 2100

Halita NaCl⇔Na+ + Cl- 10+1,6 360000 Tabla 2.5. Solubilidad y Keq de algunos minerales a 25 ºC, pH 7 y 1 bar de presión (Freeze y Cherry,

1979) (1 Presión parcial de CO2=10-3 bares; 2 Presión parcial de CO2=10-1 bares) Se ha visto que para conocer el estado de saturación de un mineral respecto al agua hay que conocer la actividad de los iones que entran en la composición del mineral, esta actividad va a estar condicionada por su concentración, parámetro fácilmente determinable mediante un análisis químico y su coeficiente de actividad, que a su vez depende de la fuerza iónica. En sistemas de múltiples componentes, como es el caso de las aguas naturales, aparece la complicación adicional de la interacción electrostática entre los iones y la formación, como resultado, de complejos o pares iónicos. La aparición de estos complejos disminuye la fuerza iónica de la solución al disminuir la actividad de los iones libres. La dificultad de hallar el estado de saturación respecto a un mineral radica en la necesidad de efectuar una larga serie de iteraciones sucesivas para el cálculo de los iones libres respecto al total de iones presentes en la solución (Martínez et al., 2000). Existen programas para la determinación de la especiación de los iones y el índice de saturación que realizan estos cálculos rápidamente. En la figura 2.16 se esquematiza el procedimiento general que siguen: a) Convertir las concentraciones totales de cada elemento (proporcionadas por el

laboratorio) en concentraciones molales, suponiendo a priori que toda la masa del elemento está en forma de ión libre.


b) Calcular la fuerza iónica del agua y los coeficientes de actividad de cada ión libre presente. A partir de las constantes de equilibrio de todas las posibles reacciones de asociación-disociación y de precipitación-disolución y de las concentraciones totales de cada elemento obtener la especiación iónica de la solución (o distribución de cada elemento en todas las posibles especies químicas disueltas que puede formar el mismo en el agua, por ejemplo para el Ca2+, CaHCO3

-) y especies no iónicas (CaCO3 en disolución).

c) Calcular las actividades de cada ión libre en la solución d) Con éstas, calcular el producto de actividad iónica y los índices de saturación de las

especies minerales que pueden formarse a partir de esos iones.

Figura 2.16. Funcionamiento programas para el cálculo de los índices de saturación Existen multitud de programas que nos permiten realizar rápidamente estos cálculos, uno de de los más utilizados es el programa WATEQ4F (Ball y Nordstrom, 2001) 2.4.5.4. Modelos hidrogeoquímicos. Fundamentos La complejidad de los cálculos que requieren los modelos de equilibrio, consecuencia de la complejidad de los sistemas hidrogeoquímicos y de la necesidad de utilizar procesos iterativos, puede ser superada gracias a la ayuda de programas diseñados al efecto. El equilibrio químico, basado en las leyes de la termodinámica, permite predecir si, dadas unas condiciones, una reacción química se producirá o no y en qué sentido y magnitud tendrá lugar, pero no tiene en cuenta el tiempo que requerirán esos procesos. Es decir permite prever como se irá modificando la composición de una solución acuosa en contacto con fases minerales hasta equilibrarse con ellas, pero no cuánto tiempo tardará en alcanzar el equilibrio.


Este aspecto constituye una limitación para la aplicación del concepto de equilibrio a los procesos naturales, si la velocidad de una reacción es superior a la de los procesos físicos de transporte de masas, la reacción alcanzará el equilibrio. Si la velocidad de reacción es inferior a la de los procesos de transporte, no se alcanzará el equilibrio (aunque la reacción continúe produciéndose). En este último caso, para el estudio y cuantificación de los procesos habrá que aplicar el enfoque cinético, determinando y estableciendo las velocidades de reacción y sus posibles dependencias. Los modelos hidrogeoquímicos se pueden clasificar en dos grandes grupos (Martínez et al., 2000): Modelos inversos o de balance Se calculan las reacciones que tienen lugar a partir de una composición inicial y final conocida y un cierto número de reacciones posibles que puedan tener lugar en el sistema considerado. El programa calcula la cantidad neta de masa transferida entre las diferentes fases del medio (líquida, sólida y gaseosa) para cada una de las reacciones especificadas.

SOLUCIÓN INICIAL + REACCIONES ⇒ SOLUCIÓN FINAL También es posible la simulación de las mezclas de aguas mediante la incorporación de dos soluciones iniciales y la indicación de que la proporción de mezcla. Hasta hace pocos años los programas disponibles para el cálculo del balance de masas (los más conocidos BALANCE y NETPATH) requerían la especificación por los usuarios del conjunto de reacciones a considerar, además al calcular las transferencias de masas entre las distintas fases del medio la única limitación era el balance neto entre los puntos inicial y final, pero no incluían restricciones termodinámicas, de tal forma que el usuario debía comprobar si el estado de saturación del agua respecto a los distintos minerales era coherente con las disoluciones y precipitaciones calculadas. Además requerían análisis bien equilibrados y libres de errores analíticos o incompletos. La aparición de PHREEQC en 1995 supone un gran avance, el programa si considera restricciones termodinámicas, además calcula todos los conjuntos de reacciones posibles entre dos aguas extremas y las fases minerales definidas y permite considerar cierto porcentaje de incertidumbre en los datos introducidos (asignables al error analítico, etc.) lo cual permite encontrar siempre un modelo hidrogeoquímico. Los modelos inversos o de balance presentan tres particularidades: En el medio real muchas veces un mismo resultado puede ser consecuencia de distintos conjuntos de reacciones, la modelación inversa no permite conocer cuál de los propuestos es el más probable. Suponen que el agua se halla en equilibrio con el medio, aunque en realidad todas las muestras tomadas sobre una misma línea de flujo suelen corresponder a un mismo momento en el tiempo, por lo que las diferencias de composición pueden corresponder en parte a variaciones temporales en la recarga.


Proporcionan el valor de las reacciones netas que tienen lugar entre dos puntos acuíferos, es decir suponen que dichas reacciones son homogéneas entre ambos. Por ejemplo no consideran la posibilidad de que una reacción invierta su sentido a lo largo del flujo, hecho frecuente en la realidad. Modelos directos Son aquellos que calculan la evolución de la composición del agua durante el transporte debida a un conjunto de reacciones químicas conocidas y dada un agua inicial de composición también conocida. También se incluyen la simulación de mezclas de aguas de diferente composición. Los resultados pueden compararse con las muestras de aguas analizadas para comprobar el grado de conocimiento que se posee de los proceso físicos y químicos que realmente ocurren en el medio real.

SOLUCIÓN INICIAL + REACCIONES ⇒ SOLUCIÓN FINAL En general la aplicación de uno u otro tipo depende de cuál sea el objetivo del estudio. Los modelos directos son de gran utilidad cuando se desea efectuar predicciones sobre como variará la composición química del agua en respuesta a procesos naturales y/o perturbaciones del sistema, o para conocer las condiciones bajo las cuales una reacción ha tenido lugar. Los modelos inversos resultan de mayor utilidad cuando el conocimiento del medio reactivo es mayor y se trata de cuantificar procesos que sean plausibles para explicar los cambios de composición observados sobre una línea de flujo. Proporcionan varias soluciones posibles. Los modelos directos más recientes incluyen la posibilidad de simular conjuntamente el transporte reactivo y el flujo del agua. Uno de los programas más utilizados para simular las reacciones químicas y los procesos de transporte en aguas naturales es PHREEQC (Parkhursrt y Appelo, 1999). Este programa realiza:

• cálculos de especiación e índices de saturación • cálculo de mezclas de aguas • efectos de cambio de temperatura • modelización de transporte en una dimensión, incluyendo los mecanismos de

difusión y de dispersión; actualmente se están realizando intentos para conseguir un modelo en tres dimensiones

• simulación de reacciones reversibles: soluciones sólidas, complejación, e intercambio de iones, reacciones redox y reacciones irreversibles: mezcla de soluciones, reacciones controladas cinéticamente, cambios de temperatura

2.5. Bibliografía Andreu, J.M., Cerón, J.C., Pulido-Bosch, A. y Estévez, A. (1999). Geochemistry of waters in the Canalobre Cave and aquifer of Cabezo d’Or (South-East Spain). Carbonates and Evaporites, 14 (2): 182-190.


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CAPÍTULO 3: PROBLEMÁTICA DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS 3.1. Definición de la contaminación hídrica Ecología, medio ambiente, contaminación, calidad de vida..., son palabras que en la actualidad se leen y escuchan de forma continua. Esto tiene como aspecto positivo la toma de conciencia a todos los niveles sobre la existencia de un problema, que sin duda es real, y tiene así mismo, como aspecto negativo, su utilización para otros fines completamente distintos. El Medio Ambiente, en su sentido estricto, se puede definir como el equilibrio de las fuerzas que rigen la vida de un grupo biológico, por lo que tiene una estrecha relación con las ciencias de la naturaleza. Sin embargo, cuando el concepto de medio ambiente se aplica al grupo humano, se enriquece con otros elementos, en especial, psicológicos y sociológicos. Es decir, se considera como un ataque al equilibrio del medio ambiente, desde la chimenea de una fábrica desprendiendo humos o el ruido de un coche en una ciudad, hasta la acumulación de residuos en una playa o la construcción de una urbanización en una zona montañosa. Es cierto que el desarrollo industrial ha producido y sigue produciendo una degradación del medio ambiente tanto en sus aspectos biológicos como psíquicos, y es igualmente cierto que hasta hace poco tiempo ni a nivel Estado, ni a nivel Empresa, ni a nivel Individual se habían realizado esfuerzos por reducir dicha degradación. Pero también es lógico que asunto tan importante como el medio ambiente se extrapole a la vida política y a la vida de los negocios, con objeto de ganar dinero por su defensa. Es pues muy importante distinguir entre lo que representa la búsqueda objetiva de los medios para evitar o reducir todo lo posible la degradación ambiental, de lo que supone la posibilidad de obtener nuevas ganancias por vender nuevos productos y servicios, y finalmente, de lo que significa una actuación política dirigida a concienciar a los medios socioeconómicos. En la degradación del medio ambiente existen causas que se podrían denominar psíquicas, como la prisa, la ansiedad, la angustia, debidas a las actuaciones indirectas causadas en las personas por los contaminantes, y otras, que se podrían denominar físicas, como la degradación de la atmósfera o de los ríos por incorporación en ellos de sustancias nocivas. El conjunto de estas degradaciones físicas es lo que normalmente se conoce por CONTAMINACION. La problemática de la contaminación del medio hídrico a lo largo de este último siglo, ha alcanzado unos límites máximos, poniendo en grave peligro el futuro de la humanidad, debido fundamentalmente al gran crecimiento industrial, así como la gran evolución demográfica de la población, viéndose agravado el problema por la concentración tanto industrial como humana en áreas delimitadas. Hasta hace poco tiempo, los vertidos producidos por los asentamientos de población y por la escasa industria existente, podían ser asimilados por los cauces receptores, de tal forma que a través de los procesos de autodepuración natural de las aguas, en espacios y tiempos delimitados, el agua volvía a adquirir unas características lo suficientemente aceptables para

CAPÍTULO 3: PROBLEMÁTICA DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS [María José Moreno López] 64

poder ser reutilizadas por otros posibles usuarios del cauce público. En la actualidad, los vertidos producidos son de tal importancia en muchos casos, que la capacidad de autodepuración del cauce no son suficientes, deteriorándose de tal forma el cauce, que imposibilita la reutilización posterior del agua. Llegado a este punto, podría preguntarse, qué se entiende por CONTAMINACION DE AGUAS, encontrándose diferentes y múltiples contestaciones de acuerdo con el punto de vista de la persona que contesta. Desde la perspectiva de la Ingeniería Ambiental, se podría definir la contaminación de un medio hídrico como la “alteración física, química y biológica del ecosistema, o simplemente estética, producida por la actividad ya sea directa o indirecta del hombre”. En consecuencia, la < INGENIERIA AMBIENTAL > abarcaría el “conjunto de procesos y operaciones unitarias encaminadas al tratamiento y depuración de las aguas residuales -tanto urbanas como industriales- antes de su vertido a un cauce receptor, con el fin de evitar al máximo cualquier alteración del mismo”. Por tanto, ha de entenderse que el objetivo final es siempre la protección del medio ambiente aplicando para ello las mejores técnicas de que se dispongan, y preservarlo al máximo para el uso y disfrute no sólo de esta generación sino de las venideras. Otra definición de la contaminación hídrica es la proclamada en la Carta Europea del Agua, en su punto quinto, dice: "La contaminación consiste en una modificación, generalmente provocada por el hombre, de la calidad del agua, haciendo impropia o peligrosa para el consumo humano, la industria, la agricultura, la pesca, las actividades recreativas, así como para los animales domésticos y la vida natural". 3.2. Tipos de contaminación. Contaminantes En términos generales, al hablar de la contaminación se puede decir que existen dos grandes grupos:

• La contaminación provocada por causas naturales o geoquímica. • La Contaminación provocada como consecuencia de la actividad del hombre, ya sea

de origen industrial o de origen urbano. En ambos grupos, tanto una como otra dan lugar a alteraciones físicas, químicas o biológicas del agua, haciéndola en muchos casos inservible para determinados usos. Según el tipo de alteración producida, se define los tipos de contaminantes: físicos, químicos y biológicos (figura 3.1). 3.2.1. Caracteres organolépticos Color El color de un agua puede ser de origen natural o por contaminación. Todas las aguas presentan una tonalidad variable dependiendo de muy diversas circunstancias. Esta tonalidad más o menos acusada es el color del agua, que tiene su origen en causas internas


o en causas externas. Las primeras, son debidas a los materiales disueltos y a los suspendidos en el mismo agua, y las segundas, tienen su origen en la absorción de las radiaciones de mayor longitud de onda. A su vez, este color del agua es de dos tipos: APARENTE (el que presenta el agua bruta) y REAL (el que queda después de haber separado las materias en suspensión por filtración).

Figura 3.1. Tipos de contaminantes

Las sustancias productoras de color son muy diversas, por ejemplo, en aguas naturales la presencia de materia orgánica (humus, ácidos tánicos,...) da origen a una coloración amarillo-café y las enriquecidas en fitoplancton y clorofila, da lugar a tonalidades verdosas. Las aguas residuales urbanas cuando son frescas son grisáceas, oscureciéndose a medida que pasa el tiempo hasta convertirse en negras. Las industriales dependerán del tipo de fabricación, materias primas, procesos, etc. El efecto de este contaminante sobre el medio receptor es además de perjudicial, estético; disminuyendo la transmisión de la energía solar y en consecuencia la fotosíntesis.

1. CONTAMINANTES FISICOS

• Caracteres organolépticos: Color, Olor, Sabor. • Grasas y aceites en estado libre. • Espumas. • Temperatura. • Radioactividad. • Sólidos: Totales, Disueltos, Suspensión, Flotables.

2. CONTAMINANTES QUIMICOS

• Materia orgánica: Biodegradable, No-Biodegradable. • pH. • Nitrógeno: Total, Orgánico, Amoniacal, Nitritos, Nitratos. • Fósforo: Orgánico, Inorgánico. • Metales pesados: Níquel, Manganeso, Plomo, Cromo, Cadmio, Zinc, Cobre,

Hierro, Mercurio, Arsénico... • Salinidad. • Acidez / Alcalinidad. • Tóxicos (cianuros, cromatos, fluoruros...). • Pesticidas. • Gases: metano, anhídrido carbónico, nitrógeno, ácido sulfhídrico...

3. CONTAMINANTES BIOLOGICOS

• Virus. • Protistas: Bacterias, Hongos, Algas, Protozoos. • Animales y plantas: Rotíferos, Crustáceos...


Olor El olor presente en el agua puede ser debido a la presencia en la misma de compuestos químicos (fenoles, cloro,...), materias orgánicas en descomposición (desprendimiento de gases) o bien a ciertos organismos vivos (algas, hongos,...). Una característica del olor es que cantidades muy pequeñas pueden originar grandes olores. Las aguas residuales urbanas cuando son frescas no presentan olores, sólo a medida que transcurre el tiempo aumenta el olor por desprendimientos de gases tales como el sulfhídrico o metano -originados por descomposición anaerobia-. En las aguas industriales el olor dependerá de los compuestos presentes en los procesos. En las aguas naturales, si existe olor es debido a la presencia de descomposiciones de productos naturales (el desove de peces, ...). Sabor Para aguas residuales urbanas e industriales, este contaminante no se tiene en cuenta, dado que estas aguas no son aptas para el consumo. Su efecto sobre el medio receptor es la transmisión de sabor a la fauna acuática o a el agua utilizada aguas abajo. 3.2.2. Grasas y aceites Se consideran sólo aquellas que están en estado libre, ya sean de origen animal, vegetal o mineral. Mención especial dentro de estos últimos, son los derivados del petróleo (su presencia en colectores y por evaporaciones dan lugar a atmósferas explosivas y/o tóxicas). Al ser compuestos que no son solubles en el agua y con menor densidad que ella (tensión superficial), originan casi siempre emulsiones, interfases o una capa superficial de gran extensión a pesar de estar en pequeñas cantidades. Su efecto sobre el medio receptor es además de perjudicial, estético; impregnando vegetales y animales (peces, aves, ...) e impidiendo la fotosíntesis, respiración y transpiración. Es decir, se interfiere la actividad biológica formándose una barrera que impide la transferencia de oxígeno desde la atmósfera a la masa de líquido. En las aguas residuales urbanas de pequeñas instalaciones apenas existen grasas y aceites, por lo que no se considera necesario ningún método de tratamiento específico. Por el contrario, en el caso de grandes instalaciones (grandes poblaciones), si se considera el desengrasado. En las aguas industriales, sobre todo en refinerías, el desengrasado es imprescindible. 3.2.3. Espumas La aparición de espumas en un cauce receptor es un efecto producido por la presencia de otros contaminantes, que originan una disminución de la tensión superficial. En las aguas residuales urbanas, las espumas son debidas a la presencia de proteínas y detergentes. En las industriales, por tensoactivos, salinidad y alcalinidad elevada, partículas sólidas finas, etc. El efecto de las espumas sobre el medio receptor es además de dificultar la transferencia de oxígeno y provocar una reducción de la fotosíntesis, el hecho de que inhibe la autodepuración natural al actuar sobre los microorganismos.


3.2.4. Temperatura Tiene una gran importancia en el desarrollo de los diversos fenómenos que se desarrollan en el seno del agua como, por ejemplo, en la solubilidad de los gases y de las sales, así como en las reacciones biológicas, que tienen una temperatura óptima para poder realizarse. Una temperatura elevada implica la aceleración de la putrefacción, y por tanto, un aumento de la demanda de oxígeno; paralelamente, disminuye la solubilidad de éste. Las aguas residuales presentan mayor temperatura que las naturales. Las urbanas están en torno a 15 ºC y las industriales dependerán del tipo de proceso utilizado y del volumen de agua. Su efecto principal sobre el medio receptor como consecuencia de elevar la temperatura del agua es la disminución de la solubilidad del oxígeno en la misma, provocando alteraciones tanto químicas como biológicas que originan la desaparición de unas especies (salmónidos, ...) en favor de otras (hongos, ...). 3.2.5. Radiactividad Todas las aguas presentan una determinada radiactividad natural, como consecuencia de la presencia de los isótopos de los elementos. Este tipo de contaminación tiene su origen en aguas procedentes de hospitales, centros de investigación farmacéuticos, centrales nucleares, etc. 3.2.6. Sólidos Se puede definir como SÓLIDO todo aquel elemento o compuesto presente en el agua y que no es el agua. Se clasifican (figura 3.2) en sólidos filtrables y sólidos en suspensión según pasen o no a través de un filtro; los términos de fijos y volátiles se asocian con inorgánicos y orgánicos respectivamente. Los sólidos en suspensión y/o coloides (partículas cargadas eléctricamente) incrementan la turbiedad del agua, y la de los sólidos disueltos, la salinidad del medio. Los efectos sobre el medio receptor son: A/ De los sólidos en suspensión:

• Producción del color aparente de las aguas. • Disminución de la fotosíntesis. • Depósitos sobre plantas y branquias de peces. • Sedimentación en el fondo de los cauces receptores.

B/ De los sólidos disueltos:

• Aumento de la salinidad. • Variación de la solubilidad del oxígeno en el medio. • Aunque no sean tóxicos, pueden inducir la toxicidad de otros compuestos.


Figura 3.2. Tipos de sólidos

3.2.7. Materia Orgánica Desde el punto de vista de la contaminación, y dentro de los procesos de tratamientos biológicos, los compuestos orgánicos se dividen en dos grandes grupos:

• Materia Orgánica Biodegradable. • Materia Orgánica No-Biodegradable.

Se define por BIODEGRADABILIDAD: “La característica de determinados compuestos para poder ser utilizados por los microorganismos como fuente de alimentación. Consecuentemente, como sustrato en procesos de oxidación para obtener la energía precisa para la vida, o bien en procesos de síntesis mediante la elaboración a partir de la mencionada materia orgánica (M.O.) de productos muchos más complejos (amino-ácidos, proteínas,...) que acabarán dando lugar por reproducción a nuevos microorganismos“ (figura 3.3).

Figura 3.3. Concepto de Biodegradabilidad

MATERIA ORGANICA

PRODUCTOS FINALES (CO2 ,CH4)

NUEVAS CELULAS síntesis

oxidación

FIJOS SEDIMENTABLES VOLATILES EN SUSPENSION FIJOS NO-SEDIMENTABLES SÓLIDOS VOLATILES TOTALES FIJOS COLOIDES VOLATILES FILTRABLES FIJOS DISUELTO VOLATILES


Los tipos de reacciones bioquímicas que tienen lugar son: AEROBIAS (en presencia de oxígeno): Materia Orgánica + Microorganismos + O2 CO2 + H2O + Nuevos Microorganismos ANAEROBIAS (en ausencia de oxígeno): Materia Orgánica + Microorganismos CH4 + SH2 + CO2 + Nuevos Microorganismos Entre los múltiples factores que afectan a la biodegradabilidad de un agua residual, se encuentran:

• Naturaleza de la materia orgánica. • Tipo de microorganismos. • Temperatura del agua residual. • pH. • Salinidad. • Tiempo de reacción. • Presencia de inhibidores y/o tóxicos. • Concentración de nutrientes (Nitrógeno y Fósforo) y oligoelementos (Mg, Ca, Fe,...).

Para la cuantificación de la materia orgánica biodegradable, se emplea la DBO5 (Demanda Biológica de Oxígeno). Se define como la cantidad de oxígeno que precisan los microorganismos para la biodegradación de la materia orgánica biodegradable existente en el agua residual, a través de procesos bioquímicos y en las siguientes condiciones de reacción:

• Temperatura: 20 ºC. • Tiempo de retención: 5 días. • Oscuridad. • Dilución de la muestra a la concentración adecuada. • pH = 7-7,5. • Nutrientes y oligoelementos.

Para la cuantificación de la materia orgánica total, se emplea la DQO (Demanda Química de Oxígeno). Se define como la cantidad de oxígeno que se precisaría para la oxidación de la materia orgánica por medio de reactivos químicos. Los métodos utilizados son dos: uno con permanganato potásico para el caso de aguas limpias, y otro con dicromato potásico para aguas residuales. Como la DQO oxida toda la materia orgánica mientras que la DBO sólo la biodegradable, la relación DBO/DQO será siempre menor de la unidad:

• Aguas urbanas: 0,75-0,8 • Aguas industriales: 0,5

3.2.8. pH El valor de este parámetro es importante para determinar la calidad de un agua residual, debido a que el rango en el cual se desarrollan los procesos biológicos


corresponde a un intervalo estrecho y crítico -no existiendo vida fuera del mismo por desnaturalización de las proteínas de los seres vivos-. Es de señalar que por variación del pH, el agua puede convertirse en corrosiva respecto a los metales, o bien compuestos estables presentes en la misma pueden convertirse en tóxicos. Las aguas residuales urbanas son ligeramente alcalinas. En las industriales, dependerá de los productos fabricados, materias primas, etc. 3.2.9. Nitrógeno y fósforo Ambos elementos en forma de sales son esenciales para la vida, ya que entran a formar parte en la estructura de las proteínas. Su presencia en los procesos biológicos es de 45 gramos de Nitrógeno y 5 gramos de Fósforo por cada Kilogramo de DBO eliminada. En las aguas residuales urbanas ambos elementos son muy abundantes, proceden de las heces humanas y de los detergentes. Si estas aguas urbanas son frescas, el nitrógeno se encuentra en forma de NITROGENO ORGANICO (urea y compuestos proteínicos), pasando posteriormente a forma AMONIACAL por descomposición bacteriana. A medida que el agua se estabiliza, por oxidación se obtendrán primero NITRITOS, y a continuación, éstos pasarán a NITRATOS. Su efecto principal sobre el medio receptor es lo que se conoce con el término de “EUTROFIZACIÓN” del cauce, o lo que es lo mismo, un crecimiento desmesurado de las algas. 3.2.10. Tóxicos Determinados elementos o compuestos químicos presentan un cierto grado de toxicidad, de gran importancia por las implicaciones que su presencia en el vertido ocasionan, produciendo distintos grados de efectos: inmediatos, crónicos, subcrónicos, latentes, etc. Dentro de los cationes destacan por su toxicidad, los metales pesados: Cobre, Mercurio, Cromo, Cadmio, Zinc, Níquel, Hierro, Manganeso, Plomo, Arsénico, ..., debido a sus problemas de bioacumulación a lo largo de la cadena alimentaria. Entre los aniones, se encuentran: cianuros, cromatos, fluoruros, etc. Igualmente, existen otros compuestos que habría que considerar porque poseen una toxicidad elevada como son los plaguicidas, fungicidas, bactericidas... 3.2.11. Virus Hay una gran variedad de virus que pueden estar presentes como organismos patógenos en las aguas residuales urbanas. Los virus procedentes del intestino suelen pasar a las heces humanas. Estos virus excretados pueden sobrevivir durante varias semanas en el medio ambiente, especialmente si las temperaturas son frías (menores de 10 ºC). Se sabe que algunos virus pueden vivir hasta 41 días en el agua o agua residual a 20 ºC y hasta 6 días en un río.


Los grupos de virus más importantes a tener en cuenta son:

• ENTEROVIRUS (Poliomelitis) • ADENOVIRUS • HEPATITIS A • REOVIRUS • ROTAVIRUS (Diarrea)

3.2.12. Bacterias Las heces de las personas sanas contienen gran cantidad de bacterias de una enorme variedad de especies. Las bacterias penetran en el ser humano fundamentalmente a través de la ingestión, pero otras lo hacen a través de las vías respiratorias por inhalación de aerosoles o a través de los ojos. Cada persona evacua por día de cien mil a cuatro cintos mil millones de estos organismos, destacando por su elevado número las bacterias en forma de bastoncillo -conocidas como Coliformes-. Éstas -al ser tan numerosas- son fáciles de determinar en aguas contaminadas y sirven como indicador. Su presencia en el agua se considera como una indicación de la presencia de posibles organismos patógenos, y su ausencia indica un agua libre de microorganismos causantes de enfermedades. Se utilizan como indicadores de contaminación fecal. Los más utilizados son:

• el coliforme fecal "ESCHERICHIA COLI" • y las bacterias anaerobias "CLOSTRIDIUM", "BACTEROIDES" Y

"BIFIDOBACTERIUM". 3.3. Efectos de la contaminación Los efectos nocivos que la contaminación de aguas produce son numerosos y variados, destacando entre otros por la importancia que tiene para la vida y el hombre:

• Propagación de ENFERMEDADES. • Acción TOXICA y CARCINOGENICA. • Incidencia sobre la producción de PRODUCTOS ALIMENTICIOS. • Reducción de las posibilidades de su EMPLEO INDUSTRIAL y AGROPECUARIO. • Limitación sobre el uso del agua con FINES RECREATIVOS. • Su inutilización posterior para CONSUMO HUMANO. • Etc.

Las aguas residuales, tanto las de origen industrial como las de origen urbano, al verterlas al cauce de un río provocan una alteración en los equilibrios físico-químico y biológico del agua. Ahora bien, si éste agua que se vierte ha sido previamente tratada o depurada, el daño que producirá será menor que la que se vierte cruda y tanto menor cuanto más completo haya sido el tratamiento. El grado de tratamiento debe estar de acuerdo con las características reológicas del cauce receptor, y teniendo en cuenta los siguientes factores:


• Relación de caudales entre el cauce receptor y el vertido. • Estado de las aguas del río antes de recibir el vertido. • Características del cauce receptor en los kilómetros posteriores al vertido (pendiente

del río, presencia de cascadas que facilitarán la aireación natural...). • Posibilidad de otros vertidos aguas abajo. • Posibilidad de tomas de agua cerca del punto de vertido. • Etc.

En relación con todo esto, es muy importante el conocimiento de las Constantes de Des-oxigenación y Re-oxigenación, para poder saber en todo momento la carga contaminante que el río puede admitir sin llegar a sufrir un desequilibrio biológico irreversible. La contaminación de las aguas provoca una sucesión de acontecimientos indeseables fáciles de observar en un río, donde cada conjunto de estos tiene lugar en una zona determinada -variable de unos días a otros- pero bien definida en el tiempo, que se puede controlar y medir desde el punto donde se realizó el vertido del agua residual que originó la contaminación. Según esto, se puede dividir un río contaminado en cuatro tramos o zonas bien definidas y fáciles de determinar, correspondientes a las cuatro fases más importantes que se observan en el mismo: A.- Zona de degradación: Se inicia la descomposición de la materia orgánica, bajo la actividad bacteriana, siendo sustituidas las formas superiores de vida por formas inferiores más tolerables. Las aguas en esta zona tienen aspecto sucio, disminuyendo rápidamente el contenido de oxígeno, estando cerca del 40 % de saturación. B.- Zona de descomposición activa: Se producen desprendimientos de gases, hay ausencia de oxígeno disuelto y condiciones sépticas. Las aguas tienen un aspecto pardusco o negro, apareciendo lodos flotantes y olores desagradables debidos al sulfuro de hidrógeno. La descomposición -como consecuencia de la ausencia de oxígeno- es de tipo anaerobia, con aumento de compuestos tales como el dióxido de carbono y el amoníaco. C.- Zona de recuperación. El agua va adquiriendo gradualmente sus condiciones normales a consecuencia de la oxidación de los materiales, a costa del oxígeno del aire y del liberado por la acción fotosintética de los vegetales. Se puede decir que esta zona tiene una actividad inversa a la zona de degradación, alcanzando mayor longitud en el río. Las aguas se van volviendo más claras, reapareciendo los vegetales verdes que desaparecieron en la fase de degradación, elevándose el contenido de oxígeno progresivamente hasta su contenido normal próximo a la saturación.


D.- Zona de aguas limpias. Las características de las aguas son casi similares a las de las aguas limpias naturales, existiendo en su seno la vida animal y vegetal, normales en las corrientes que padecen solamente la contaminación natural o geoquímica. 3.4. Medición analítica de la contaminación Para conocer el estado de un cauce -debido a la presencia de vertidos contaminados- se suele definir una serie de parámetros denominados INDICES DE CONTAMINACION o PATRONES DE CALIDAD, según se hable de aguas residuales o aguas potables respectivamente. Así pues, la medición analítica de la contaminación se realiza atendiendo a los procesos que suministran la Química, la Física, la Bacteriología y la Biología aplicados al agua. Ahora bien, considerar desde un punto de vista único a los efluentes de distintas procedencias e incluso a un determinado efluente en el tiempo y aplicar a todos los mismos parámetros para medir el grado de contaminación, es un error muy grande que no se debe nunca cometer. Los índices de contaminación deben elegirse en cada caso de acuerdo con el origen del agua y de los posibles vertidos que soportó, no olvidando el destino que se le vaya a dar. En general, al aplicar los métodos analíticos se ha adoptado la costumbre de considerar a los componentes inorgánicos menos significativos que los orgánicos, lo cual en cierto modo es verdad, ya que aquellos alteran menos la composición del agua desde el punto de vista sanitario, criterio que casi siempre es prioritario. El Comité de Expertos de la Organización Mundial de la Salud (O.M.S.) en su Informe Técnico 318 de 1965, "Lucha contra la Contaminación de las Aguas" en su apartado quinto titulado: "Determinación de la calidad de las aguas de los ríos y de los efluentes", cita como índices fundamentales para medir la calidad de las aguas los siguientes: Concentración de oxígeno disuelto, concentración de materia oxidable por vía biológica (DBO), concentración de amonio, salinidad, temperatura, bacterias nocivas... A estos índices habría que añadir otros, a fin de poder hacer un diagnóstico exacto del estado del agua que se desea estudiar. Por ejemplo, la concentración de materia oxidable por vía química (DQO), carbono total, nitritos, turbiedad, pH, etc. El criterio a seguir para escoger en cada caso un índice u otro lo da fundamentalmente la experiencia, de acuerdo con la procedencia de las contaminaciones y el destino que se vaya a dar al agua. Hay que advertir que ningún índice único es satisfactorio, y que en cada caso debe procurarse determinar el mayor número de ellos posible. Para llevar a cabo el estudio de un río, se deben hacer como mínimo las determinaciones que se indican en la Tabla 3.1. La toma de muestras debe realizarla un especialista, ya que es una operación muy importante por depender de ella, en muchos casos, la exactitud del análisis.


EN CAMPO EN LABORATORIO Temperatura (agua y aire) Conductividad PH Materia en Suspensión Amonio Materia Decantable Nitritos Grasas Oxígeno Disuelto Nitratos

Fosfatos Detergentes DQO DBO Bacterias Nocivas Estudios Biológicos

Tabla 3.1. Determinaciones para el estudio de un río

Entre los fines más o menos inmediatos que puede darse a un cauce de agua se encuentran entre otros muchos, los siguientes:

• Abastecimiento de agua (usos domésticos o industriales). • Riego. • Pesca. • Transporte de mercancías. • Esparcimiento. • Obtención de energía. • Etc.

3.5. Capacidad de autodepuración natural. El mantenimiento de la CALIDAD de las aguas de un río dentro de unos determinados límites, depende:

• Del volumen de agua residual vertido. • Del caudal de la corriente receptora. • De la concentración en sustancias contaminantes del efluente. • De factores físicos y climáticos de la corriente. • Etc.

"El conjunto de fenómenos físicos, químicos y biológicos que tienen lugar en un cauce de agua de modo natural -sin intervenciones del hombre- y que provocan la destrucción de las materias extrañas incorporadas al río procedente de las aguas residuales", se denomina AUTODEPURACION. Esta Autodepuración o depuración natural depende sobremanera del contenido en oxígeno disuelto. De ahí, que la autodepuración se defina también como "la capacidad que tiene el cauce del río para recuperar el oxígeno gastado en destruir los compuestos contaminantes". Dos son los mecanismos que se detectan en el seno de río:


A.- Por un lado, un CONSUMO de oxígeno debido a:

• La oxidación biológica de las materias orgánicas carbonadas y nitrogenadas. • La descomposición de los depósitos de fondo. • La respiración de las plantas acuáticas y organismos vivos. • La oxidación de sustancias químicas reductoras.

B.- Por otro lado, un APORTE de oxígeno debido a:

• La fotosíntesis de las plantas y organismos unicelulares con clorofila. • La reaereación.

El resultado o balance de los procesos consumidores y suministradores de oxígeno es que el contenido de dicho elemento -disuelto en las aguas del río- evoluciona a lo largo de éste a partir del punto de vertido de las aguas residuales. Si el vertido esta formado principalmente por sustancias orgánicas biodegradables no tóxicas, el contenido del río en oxígeno disuelto obedece aproximadamente a la ecuación de STREETER – PHELPS: K1 L0 Dt = --------------- (10 - K1 t - 10 - K1 t') + D0 10 - K1 t' 3.1 K1' - K1 Las constantes K1 y L0 pueden calcularse a partir de medidas realizadas en el laboratorio con muestras de agua del río. La constante K1' del tramo del río considerado, se calcula midiendo el déficit de oxígeno al comienzo y al final de dicho tramo. Es preciso medir la velocidad de la corriente para sincronizar los tiempos de recogida de muestras, con objeto de que éstas pertenezcan a la misma masa de agua circulante. Una vez conocidas las constantes de la ecuación, ésta es de gran utilidad para predecir el comportamiento de un cierto tramo del río. A partir de ella puede determinarse el déficit de oxígeno de la corriente al cabo de un cierto tiempo de paso del agua por un punto inicial de referencia. Se puede deducir así, el déficit máximo de oxígeno que existirá en la corriente y el tiempo necesario. Conociendo la velocidad del río, con los tiempos anteriores se puede calcular la distancia que las aguas deben recorrer corriente abajo. Así mismo, la ecuación permitirá deducir cuál es el punto de recuperación máxima de oxígeno. La absorción del oxígeno a partir de la atmósfera depende del grado de saturación de la corriente. Actualmente existe un programa de ordenador por el cual se puede saber el estado de un río, que ha sufrido un vertido contaminante. Se le conoce con el nombre "QUAL2E". La problemática de este software es la existencia de constantes que son necesarias determinar mediante medidas reales del río. 3.6. Bibliografía. American Public Health, American Water Works Association y Water Pollution Control Federation (1985). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater.


Degremont (1979). Manual Técnico del Agua, 4ª Edición. Degremont (1979). Water Treatment Handbook, 6th Edition. Díaz Lázaro Carrasco, J.A. (1991). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones del Ministerio de Obras Públicas y Transportes. Hernández Muñoz A. (1992). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones de la Escuela de Ingenieros de Caminos de Madrid, Colección Senior nº 9, 2ª Edición. IGME (1985). Calidad y contaminación de las aguas subterráneas en España. Ed. IGME. Madrid. Metcalf y Eddy (1985). Ingeniería Sanitaria. Tratamiento, Evacuación y Reutilización de Aguas Residuales, Editorial Labor S.A., 2ª Edición. Miro Chavarría, J., De Lora Soria F. (1975). Técnicas de Defensa del Medio Ambiente, Editorial Labor S.A. Sanz, J.M. (1991). La Contaminación Atmosférica, Ed. MOPT, 200 págs. Steel, E.W. McGhee, T.J. (1981). Abastecimiento de Agua y Alcantarillado, Editorial Gustavo Gili S.A., 5ª Edición. Water Pollution Control Federation (1985). Simplified Laboratory Procedures for Wastewater Examination.


CAPÍTULO 4: EVALUACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS 4.1. Evaluación general La evaluación de la contaminación hídrica consiste en la cuantificación en "CAUDAL" y "COMPOSICION" de todas y cada una de las corrientes contaminantes, con objeto de definir el proceso más conveniente de tratamiento. Así pues para evaluar la contaminación producida por una determinada industria hay que cuantificar en caudal y composición todas las corrientes contaminantes, a fin de obtener una base real que permita definir el proceso idóneo de tratamiento y poder llevar a cabo el diseño y construcción de la planta -de tratamiento de las aguas residuales- con plenas garantías de éxito. Para ello, es preciso determinar y definir todas y cada una de las corrientes de aguas residuales, estudiando su origen para tratar de reducirlas al mínimo, reutilizarlas si es posible o segregarlas y reagruparlas en familias afines para su posterior tratamiento. Para la evaluación de la contaminación producida por un núcleo urbano sin industria, es posible determinar con cierto grado de fiabilidad su caudal y composición a partir de datos bibliográficos, dotación de agua por habitante y día, nivel de vida de la población, situación geográfica, etc. Esos mismos criterios no pueden ser aplicados en el caso de aguas industriales, ya que cada tipo de industria produce unos contaminantes diferentes y en consecuencia precisa un tratamiento específico e incluso para el caso de dos industrias con las mismas fabricaciones las variaciones en la composición de sus efluentes son significativas debido a diferencias en los procesos, grados de reutilización del agua, recuperación o desecho en el vertido de productos, volúmenes de agua de refrigeración, lavado de equipos y suelos, tratamiento de aguas de aportación, aditivos anticorrosivos utilizados, etc. Las etapas más importantes en todo estudio sobre contaminación son las siguientes:

• Definición del problema. • Medida de caudales y análisis de muestras. • Interpretación de resultados. • Segregación de caudales. • Ensayos de tratabilidad.

4.2. Contaminación producida por las industrias. Sus contaminantes 4.2.1. Definición del problema Previamente a la cuantificación de los contaminantes, es necesario definir perfectamente la situación real de la fábrica -tanto desde el punto de vista interno como de su posible zona de influencia- con el fin de acotar los límites del estudio y programar el trabajo analítico a efectuar. A pesar de que cada planta a estudiar presenta unas peculiaridades propias, que

CAPÍTULO 4: EVALUACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN DE AGUAS [María José Moreno López] 78

será preciso definir, a continuación se indican aquellos puntos comunes que deben ser tenidos en cuenta para determinar la situación real:

• Naturaleza del cauce receptor. • Influencia del vertido. • Plano del sistema de drenaje de la planta. • Diagramas de fabricación. • Estudio del consumo de agua. • Puntos de muestreo. • Programación de la etapa de medida y análisis. • Planes futuros de expansión.

4.2.2. Medida de caudales Una vez determinados los puntos de toma de muestras y de medida de caudal se precisa realizar un detenido estudio del método de medida a utilizar. Las medidas de caudal en aguas de vertido presentan numerosos problemas que deben ser solucionados con ingenio para conseguir la aplicación de algunos de los métodos de medida a cada caso concreto, teniendo en cuenta que se debe evitar la interferencia con el proceso de fabricación. Es totalmente imprescindible el estudio previo de cómo se desarrolla el vertido, si es en forma continua o discontinua, para programar la frecuencia y momentos de medida de caudal. En aquellos vertidos de caudal variable o intermitente, se precisará la utilización de aparatos de medida con integrador o registro gráfico continuo de caudal, para conocer el volumen de agua residual emitida en cierto intervalo de tiempo, mientras que en aquellos otros de caudal constante, no será preciso este requisito. Los valores de los mencionados caudales, en el caso de estas aguas industriales vendrán dados por los procesos fabriles, producción, horario de trabajo, etc, debiendo venir establecidos y cuantificados por la industria, o bien determinados "in situ" por personal debidamente cualificado. 4.2.3. Toma de muestras Las aguas residuales deben analizarse para identificar y cuantificar los contaminantes de las mismas y desarrollar un método de tratamiento en plantas industriales. La toma de muestras constituye uno de los problemas más importantes del control analítico, ya que una muestra defectuosa no permite obtener una información precisa sobre los contaminantes. En la toma de muestras hay que distinguir tres aspectos fundamentales: Frecuencia de muestreo Debido a las variaciones registradas en las características de las aguas residuales, es conveniente reunir muestras pequeñas tomadas en intervalos frecuentes durante el periodo de muestreo y a continuación, mezclar dichas muestras para obtener la muestra compuesta. Las muestras compuestas se suelen recoger cada 8, 16 ó 24 horas. Deberá trazarse un


programa de muestreo a largo plazo (semanas o meses), siendo la recogida diaria de muestras durante un periodo de diez días. Este constituye ya, un programa de análisis. Muestras representativas: Instantánea y Compuesta. Las muestras se tomarán en lugares y condiciones atmosféricas adecuados, ya que cualquier anomalía que se registre en las mismas (viento, lluvia, aumento o disminución de caudal) determinará que el control analítico proporcione datos erróneos. Es conveniente, según ciertos criterios, fijar la cantidad de agua tomada como muestra de acuerdo al caudal de agua residual y al programa de análisis que se haya fijado previamente. El volumen de agua recogida será superior a dos litros. La muestra instantánea se toma en alcantarillas, colectores, emisarios o equipos de tratamiento, en un volumen determinado y de una sola vez. La muestra compuesta se toma a lo largo de un periodo de tiempo y en fracciones de volumen directamente proporcionales al caudal. Preservación de las muestras Para preservar las muestras conviene en la mayoría de los casos estabilizarlas inmediatamente una vez recogidas. Ningún método es totalmente satisfactorio. La preservación se puede llevar a cabo de dos formas: térmica y químicamente. El método a elegir dependerá de la naturaleza de la muestra, del compuesto a analizar, del tiempo hasta el análisis y de las condiciones de almacenamiento. Los compuestos más comunes cuyo análisis exige la estabilización previa son los cianuros, fenoles y el nitrógeno. 4.2.4. Métodos analíticos Oxígeno Disuelto (OD) Es la cantidad de oxígeno disuelto en las aguas, expresada en mg/l. Los análisis de oxígeno disuelto deben efectuarse inmediatamente después de tomada la muestra y en el mismo lugar donde se recogió, pues de lo contrario, pueden verse afectados los resultados. En el caso de no poderse realizar el análisis inmediatamente, deberá paralizarse la actividad biológica para mantener el oxígeno disuelto. Para ello, se conservará la muestra a la temperatura de recogida, o bien con sello hidráulico a una temperatura de 10 a 20 grados centígrados, una vez que se hayan añadido 0,7 ml de ácido sulfúrico concentrado y 1 ml de solución de nitruro de sodio (este procedimiento conserva las muestras unas seis horas aproximadamente). Demanda Inmediata de Oxígeno (DIO) Es el consumo de oxígeno, en mg/l, de un agua residual durante un periodo de reacción de 15 minutos, después de mezclarla con agua destilada saturada de aire. Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO). Es la cantidad de oxígeno, en mg/l, necesaria para oxidar biológicamente los componentes de las aguas residuales. Uno de los métodos para determinar la DBO consiste en diluir la muestra con agua de dilución estándar incubada con bacterias durante cinco días a 20


grados centígrados. La disminución del contenido de oxigeno de la muestra original con respecto a la incubada, proporciona la DBO5. Demanda Química de Oxígeno (DQO) Es la cantidad de oxígeno, en mg/l, necesaria para oxidar los componentes de un agua residual recurriendo a reacciones puramente químicas. Los componentes de la muestra están constituidos por materia orgánica o inorgánica oxidable. Como agente oxidante se emplea dicromato potásico o permanganato potásico. Carbono Orgánico Total (COT) Es la cantidad, en mg/l, del carbono de materias orgánicas contenida en la muestra. Existen dos procedimientos para la determinación de COT: el primero basado en el análisis químico de laboratorio y el segundo recurriendo a los analizadores automáticos comerciales. El método normal se basa en una oxidación completa de la muestra, mediante la determinación de la cantidad de anhídrido carbónico producida. Cloro residual Dado que el cloro puede estar en las aguas de formas distintas, el problema analítico suele ser complejo y debe tratarse en cada caso de acuerdo con sus especiales circunstancias. Se utiliza normalmente el método yodométrico, teniendo en cuenta sus interferencias con el hierro, manganeso, nitritos y concentraciones altas de materia orgánica. Nitrógeno El nitrógeno presente en las aguas puede adoptar la forma de nitrógeno amoniacal, nitrógeno procedente de los nitratos o nitritos y nitrógeno orgánico total. Una vez recogida la muestra, se analizará inmediatamente para evitar cualquier actividad biológica. En caso de que no pueda analizarse en el lugar de recogida, se procederá a su fijación. Para ello, por cada litro de muestra se añadirán 0,8 ml de ácido sulfúrico concentrado y se guardará a una temperatura algo superior a la de congelación (esta preservación dura 24 horas). Sulfuros Se encuentran en concentraciones variables en los distintos tipos de aguas. Su característica principal es el olor, por baja que sea su presencia. Los sulfuros son agentes reductores y por tanto originan una Demanda Inmediata de Oxígeno que disminuye el contenido de oxígeno de las aguas. En el análisis de los sulfuros totales se podrán preservar las muestras durante 24 horas añadiendo por cada litro de las mismas, 2 ml de solución de acetato de zinc. Cianuros Se hidrolizan fácilmente transformarse en ácido cianhídrico (tóxico mortal). Conviene preservar las muestras con hidróxido sódico concentrado, a pH superior a 11, y conservarlas en lugar frío.


Fenoles Los fenoles comunican un sabor y olor desagradables a las aguas potables. Tienen propiedades bactericidas y en concentraciones elevadas interfieren los ensayos de la Demanda Biológica de Oxígeno (DBO). Metales tóxicos Los iones de los metales pesados son de efectos tóxicos para la vida acuática. Entre los metales tóxicos se consideran el arsénico (As), zinc (Zn), cobre (Cu), cromo (Cr), plomo (Pb), selenio (Se), bario (Ba), cadmio (Cd), mercurio (Hg), niquel (Ni) y plata (Ag). La concentracion máxima de cada uno, internacionalmente permitida, es de 1 mg/l. Aunque la concentración total de los metales tóxicos no debe nunca exceder de los 5 mg/l. En los sistemas municipales de alcantarillado el límite total máximo de metales tóxicos admitido es de 1 mg/l (bajo constante revisión por los organismos correspondientes). Fluoruros Debido al aumento de la fluoración de los abastecimientos de aguas, este control es cada vez mas importante. Su límite está alrededor de 1mg/l. Sólidos disueltos Una alta concentración de sólidos disueltos puede provocar diversos efectos, como por ejemplo, comunicar un sabor y color desagradables al agua e incluso hacerla inservible para diferentes aplicaciones industriales. Los SÓLIDOS DISUELTOS presentes en el agua se determinan como el resto permanente de evaporación del agua de la muestra a 103 ºC, hasta peso constante, previamente filtrada sobre membrana de tamaño de paso próximo a una micra. Materias en suspensión Enturbian las aguas y provocan graves trastornos en la vida acuática, impidiendo la penetración de la luz solar, y por consiguiente, retrasando la fotosíntesis. Se clasifican en: sedimentables (decantables) y no-sedimentables (no-decantables); y en: fijos (inorgánicos) y volátiles (orgánicos). Los SÓLIDOS EN SUSPENSION SEDIMENTABLES se determinan por sedimentación o decantación reposada de la muestra, durante una hora en conos de Imhoff, expresándose el resultado en ml/m. Los SÓLIDOS EN SUSPENSION NO-SEDIMENTABLES se determinan por evaporación total del agua, y posterior secado en estufa a 103 ºC, hasta peso constante, de una muestra de agua no filtrada tomada de la parte superior de los conos del ensayo anterior al cabo de una hora. La diferencia entre este valor así determinado y los sólidos disueltos da la materia en suspensión no decantable. Los SÓLIDOS FIJOS se determinan como el residuo permanente de calcinación de la muestra a 600 ºC, hasta peso constante.


4.2.5. Interpretación de resultados Con los resultados obtenidos tanto en la determinación de caudales como en los diferentes análisis efectuados, se establece un estudio estadístico, a fin de conocer los valores de diseño. Los parámetros usuales son: caudal, sólidos en suspensión y DBO5. 4.2.6. Segregación de caudales Una vez determinados los valores estadísticos tanto de caudal como de composición de todos y cada uno de los puntos de vertido se estudiará la viabilidad práctica de la segregación de corrientes en diferentes familias o grupos, de acuerdo con sus características comunes y que requieran los mismos tipos de proceso de tratamiento, así como la separación de todas las aguas no contaminadas -que en la mayoría de los casos son las de mayor contribución al vertido- con el fin de no sobredimensionar la planta. En principio segregar caudales puede resultar de coste elevado, pero hay que tener en cuenta la reducción del tamaño de la planta de tratamiento y el ahorro posterior de energía, reactivos, etc. Los grupos en los que se segregan las corrientes de una fábrica son:

• Sanitarias (comedores, servicios, botiquín...). • Ácidas y alcalinas. • Alto contenido en materia orgánica. • Presencia de metales u otros elementos altamente tóxicos. • A incinerar o eliminación (aceites o grasas de maquinaria...). • Pluviales. • Lavado de pisos. • Refrigeración o aguas no contaminadas.

En la práctica, en cada caso particular se deberá decidir sobre los diferentes grupos en que debe agruparse o segregarse las distintas aguas residuales. 4.2.7. Ensayos de tratabilidad Una vez determinadas las características de cada una de las familias en que se agrupan o segregan los diferentes drenajes de la fábrica, es imprescindible la realización -bien a escala de laboratorio o bien a escala de planta piloto- de ensayos que definan la viabilidad de los tratamientos propuestos a fin de obtener además los valores de los parámetros de diseño que permitan llevar a cabo la ingeniería básica y de detalle de la planta de depuración a realizar. Para efectuar estos ensayos se tomarán muestras compuestas de cada una de las familias o grupos establecidos, y se llevarán a cabo los ensayos de todas y cada una de las operaciones que se hayan de realizar en la planta de tratamiento; procurando siempre simular lo mejor posible las condiciones del ensayo con la realidad, con objeto de obtener valores que por extrapolación proporcionen los de la planta.


Los contaminantes más usuales o frecuentes en las distintas industrias básicas existentes se indican en la Tabla 4.1. Los metales pesados y el flúor presentes en determinadas aguas residuales industriales se reflejan en la Tabla 4.2. Establecer de manera certera y concreta todos los contaminantes según los diferentes sectores industriales es difícil y complejo, no obstante, con dichas tablas se intenta señalar a modo de orientación qué contaminantes principales deben tenerse en cuenta a la hora de realizar la evaluación de la contaminación de las aguas residuales de los distintos tipos de industrias. De tal forma que estos contaminantes (índices de contaminación) deberán ser añadidos a los parámetros usuales de estudio, incluso estableciéndose campañas de seguimiento de los mismos -por ser muy específicos y de gran incidencia en el Medio Ambiente- sin olvidar la legislación vigente en cada caso respectivo.

ACTIVIDAD CONTAMINANTE 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13

Agricultura x x x Química x x x x x x Carbón x x x Coque y Gas x x x x Tintes x x x x Alimentación x x x x x x x Hierro x x x x Metálicos x x x x x x Minería x x x Refino aceite x x x x Papel x x x x x Acero x x x x Curtidos x x x x x Textiles x x x x x x x x x x 1 . Ácidos 2 . Álcalis 3 . Residuos Químicos 4 . Color 5 . Cianuros 6 . Detergentes 7 . Elevada Temperatura

8 . Grasas 9 . Residuos Químicos Orgánicos 10 . Fenoles 11 . Sólidos 12 . Materiales Tóxicos Orgánicos 13 . Materiales Tóxicos

Tabla 4.1. Contaminantes según los tipos de industrias

4.3. Contaminación producida por núcleos urbanos. Sus contaminantes Hasta hace relativamente poco tiempo, el vertido a cauces públicos de aguas residuales urbanas sin depurar o insuficientemente tratadas podía ser asimilado por el poder autodepurador natural de los cauces receptores. Hoy en día -por las razones que se indican más adelante- ha sido superada la capacidad de autodepuración, siendo totalmente imprescindible y necesario el tratamiento de todos y cada uno de los vertidos que pueden ocasionar daños al entorno.


Debido a la formación de grandes núcleos de población, los cauces públicos se han ido degradando paulatinamente hasta el punto de convertirse -en algunas zonas- en auténticas cloacas, desapareciendo totalmente la vida, y siendo causa en la mayoría de las ocasiones de graves perjuicios sanitarios y estéticos a la población que se encuentra asentada en la zona o radio de influencia. A medida que fue surgiendo el problema de la "Contaminación", se creó paralelamente una nueva tecnología "Anticontaminación" -de nacimiento relativamente reciente- pero con un gran desarrollo potencial tendente a poner en práctica las técnicas de vanguardia, con el fin de reducir el problema a un mínimo y retornar el medio ambiente a su situación original. La tecnología desarrollada utiliza procedimientos físicos, químicos y biológicos, así como combinaciones de ellos y las técnicas analíticas más actuales.

Fabricación Al Ag As Cd Cr Cu Fe Hg Mn Pb Ni Sb Sn Zn Pulpa Papel Cartón (*)

x x x x x

Petroquím. Quím. Org.

x x x x x x x x x x

Quím. Inorg. Álcalis Cloro (*)

x x x x x x x x x

Abonos Fertilizante (*)

x x x x x x x x x x

Refino Petróleo (*)

x x x x x x x x x

Hierro Acero (*)

x x x x x x x x x x x

Metales no Férreos

x x x x x x x x x x

Vehículos Cemento Asbestos

x x

Textiles x Cuero x Centrales Térmicas

x x

(*) FLÚOR Tabla 4.2. Metales pesados y flúor en las aguas residuales industriales

En la actualidad comienza a hablarse del VERTIDO CERO, o lo que es lo mismo, se preconiza un reciclado total del agua. Siendo preciso para alcanzar esta meta continuos impulsos de la tecnología, de tal forma que los procesos aumenten en eficacia y economía -con el fin de conseguir un entorno grato sin producir graves problemas económicos-. De manera análoga -al caso de las aguas residuales industriales- para llevar a cabo el estudio de la contaminación producida por una urbe o un núcleo urbano se han de seguir las mismas etapas salvo en la siguiente consideración:

< Medida del caudal de agua >


Uno de los parámetros fundamentales para el diseño y cálculo de las plantas de tratamiento o Estación Depuradora de Aguas Residuales Urbanas (EDARU) es el caudal de agua a tratar, y entendiendo por caudal el volumen de agua que llega a la depuradora por unidad de tiempo. Es muy importante conocer cómo es su variación a lo largo del día, sus valores máximos y mínimos, o los valores punta que en un momento determinado puedan producirse. De lo indicado anteriormente, los caudales a tener en cuenta a la hora de diseñar son:

• Caudal máximo (Qmax). • Caudal medio (Qmed). • Caudal mínimo (Qmin).

En el caso de aguas residuales urbanas la relación entre el caudal máximo y el caudal medio oscila de 1,5 a 2,5. Esta relación depende de muchos factores: tamaño de la población, extensión del área servida, longitud de la red de alcantarillado, tipo de red (unitaria, separativa o mixta), pluviometría, etc. Los caudales descritos pueden ser calculados en función del caudal diario y el caudal medio. Admitiéndose entre otros valores los siguientes:

• Caudal máximo (Qmax) = Caudal diario (Qd) / 10 • Caudal medio (Qmed) = Caudal diario (Qd) / 24 • Caudal mínimo (Qmin) = 0,6 x Qmed

La estimación del caudal diario de agua residual que llega a una planta de aguas residuales urbana (volumen de agua a tratar), en la mayor parte de las ocasiones se calcula a partir de la dotación y población servida:

Caudal diario (Qd) = Dotación (litros/habitante/día) x Población (habitantes) La dotación es un dato muy conocido bien por los servicios municipales o por las empresas de suministro de agua local. A modo de orientación, la Tabla 4.3 muestra la dotación de agua en función de la población en España. Estos valores de dotación que se indican en la tabla anterior, se ven normalmente afectados entre otros muchos factores por los que a continuación se detallan: la localización o situación geográfica, la climatología, el tamaño y la distribución de la población, el nivel de vida, etc. Es conveniente señalar que cuando se habla en el terreno de la contaminación de aguas de "Habitante", éste hace referencia al denominado HABITANTE EQUIVALENTE (e-h), entendiendo por éste, aquel que produce una carga contaminante de 60 g/día de DBO5 (Demanda Biológica de Oxígeno) y 90 g/día de SS (sólidos en Suspensión). Esto significa que hay que tener en cuenta -además de a las personas que viven en una ciudad- a las pequeñas industrias locales (mataderos, conserveras, ...) para obtener el verdadero valor del volumen de aguas a tratar.


POBLACIÓN (Habitantes) DOTACIÓN (Litros/Habitante/Día)

< 1.000 100 1.000 - 6.000 150 6.000 - 12.000 200 12.000 – 50.000 250 50.000 - 250.000 300 > 250.000 400

FUENTE: Centro de Estudios Hidrográficos -MOPT- (1992)

Tabla 4.3. Dotación de agua en función de la población Las aguas residuales urbanas se pueden diferenciar, según los diferentes vertidos que la componen, en: Aguas domiciliarias Estas pueden subdividirse en: Aguas de cocina (sales, materias grasas, sólidos...), Aguas blancas de baño (jabones, líquidos de limpieza...) y Aguas de lavado de locales (jabones, arenas, papel...). Aguas negras Procedentes de la defecación del ser humano, son del orden de 1,35 litros/habitante/día. Contienen gran cantidad de microorganismos tanto aerobios como anaerobios. Aguas de limpieza pública y riego Tienen como característica específica la debida a su procedencia, contaminada por los arrastres de limpieza y de materias nutrientes de parques y jardines. Aguas pluviales Tienen las características de un agua dulce muy pura, aunque según las zonas -rural, urbana o industrial- y dependiendo de la contaminación atmosférica, su calidad puede verse alterada notablemente. Las composiciones de las aguas residuales urbanas (excepto las que contienen aguas residuales industriales) relativamente son bastante parecidas, dependiendo su composición particular del nivel de vida y grado de desarrollo de la población en cuestión. Los contaminantes de las mismas están formados principalmente por SÓLIDOS EN SUSPENSION (SS), fijos y volátiles, así como por MATERIA ORGANICA, en su mayor parte biodegradable (DBO5). Una composición típica de estas aguas residuales urbanas con los tres niveles posibles de concentración (alto, medio y bajo) se reflejan en la Tabla 4.4:


• A niveles altos de concentración el contenido en SS es del orden de 350 ppm y el contenido en DBO5 de 300 ppm.

• A niveles medios de concentración el contenido en SS y en DBO5 es de 200 ppm. • A niveles bajos de concentración el contenido en SS y en DBO5 es de 100 ppm.

CONSTITUYENTE CONCENTRACION (ppm) Alta Media Baja

Sólidos Totales 1.200 700 350 Sólidos Disueltos 850 500 250 Fijos 525 300 145 Volátiles 325 200 105 Sólidos en Suspensión 350 200 100 Fijos 75 50 30 Volátiles 275 150 70 Materia Decantable (mg/l) 20 10 5 DBO5 300 200 100 DQO 1.000 500 250 Nitrógeno (como N) 85 40 20 Orgánico 35 15 8 Amoníaco libre 50 25 12 Nitritos 0 0 0 Nitratos 0 0 0 Fósforo Total (como P) 20 10 6 Orgánico 5 3 2 Inorgánico 15 7 4 Cloruros 100 50 30 Alcalinidad (como CO3Ca) 200 100 50 Aceites y Grasas 150 100 50

Tabla 4.4. Composición típica de las aguas residuales urbanas

4.4. Bibliografía. American Public Health, American Water Works Association y Water Pollution Control Federation (1985). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. Degremont (1979). Water Treatment Handbook, 6th Edition. Díaz Lázaro Carrasco, J.A. (1991). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones del Ministerio de Obras Públicas y Transportes. Hernández Muñoz A. (1992). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones de la Escuela de Ingenieros de Caminos de Madrid, Colección Senior nº 9, 2ª Edición. Metcalf y Eddy (1985). Ingeniería Sanitaria. Tratamiento, Evacuación y Reutilización de Aguas Residuales, Editorial Labor S.A., 2ª Edición.


Miro Chavarría, J., De Lora Soria F. (1975). Técnicas de Defensa del Medio Ambiente, Editorial Labor S.A. Steel, E.W., McGhee, T.J. (1981). Abastecimiento de Agua y Alcantarillado, Editorial Gustavo Gili S.A., 5ª Edición.


CAPÍTULO 5: VULNERABILIDAD Y PROTECCIÓN DE ACUÍFEROS 5.1. Origen de la contaminación de las aguas subterráneas Los diferentes contaminantes involucrados en la contaminación de las aguas subterráneas son los inoes CI-, SO4

2-, Ca2+, Mg2+, Na+, K+, NO3-, NO2

-, NH4+; también materia orgánica

biodegradable o no, compuestos tóxicos orgánicos e inorgánicos, metales pesados, y microorganismos patógenos, entre otros. El tipo de agente contaminante, que determina en cierta medida las características de la contaminación, y las peculiares condiciones del flujo subterráneo, principalmente en los medios acuíferos porosos, confieren a la contaminación de las aguas subterráneas ciertos rasgos que la hacen diferente de las aguas superficiales. En relación con la actividad antrópica que la produce, las causas fundamentales de la contaminación de las aguas subterráneas se originan por:

• Contaminación urbana o doméstica • Contaminación agrícola • Contaminación industrial • Contaminación minera • Contaminación por actividades nucleares • Contaminación inducida por el bombeo de sondeos • Contaminación originada por sondeos mal construidos o abandonados

5.1.1. Contaminación urbana o doméstica Da lugar a un aumento de la salinidad del agua, a la adición de materia orgánica (puesta de manifiesto por los iones resultado del vertido de fosas sépticas, pozos negros, fugas en la red de alcantarillado, etc.) y productos químicos de uso doméstico como detergentes, y al vertido de residuos sólidos, entre otros. 5.1.2. Contaminación agrícola Se manifiesta fundamentalmente por un aumento en la concentración de compuestos nitrogenados (NO3

-) y en la existencia de compuestos organoclorados y orgánicos. Está provocada por el uso de fertilizantes o abonos (estiércol), pesticidas (insecticidas y herbicidas), riego con aguas residuales, vertido de purines y concentración de sales por evaporación. 5.1.3. Contaminación industrial Es muy variada dependiendo del tipo de industria. Añaden al agua sustancias tóxicas (metales pesados entre otras) y producen importantes cambios del pH del agua, originando procesos de disolución-precipitación y de óxido-reducción.

CAPÍTULO 5: VULNERABILIDAD Y PROTECCIÓN DE ACUÍFEROS [Juan Carlos Cerón]

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5.1.4. Contaminación minera Producida por efluentes de minas y lavaderos de mineral, del lixiviado de escombreras por agua de lluvia o escorrentía superficial. 5.1.5. Contaminación por actividades nucleares Debida al aporte de radioisótopos, originados por el vertido incorrecto del producto de las plantas de tratamiento de combustibles nucleares, hospitales, etc. 5.1.6. Contaminación inducida por el bombeo de sondeos Producida por sondeos que captan acuíferos multicapa, y que ponen en contacto aguas de diferente salinidad como resultado de la modificación del flujo subterráneo. También por sondeos que favorecen la intrusión marina en acuíferos costeros. 5.1.7. Contaminación originada por sondeos mal construidos o abandonados Incluye los sondeos de inyección deteriorados y la inyección en materiales acuíferos no adecuados. 5.2. Indicadores o índices de contaminación La contaminación de las aguas subterráneas se detecta, además de por su color, olor y sabor, realizando un análisis completo de la misma; no obstante, algunas veces ésta puede reconocerse de forma sencilla y rápida empleando unos indicadores o índices de contaminación:

• Salinidad del agua: TSD y conductividad • pH: menor de 6 y superior a 8,5. • Concentración de ion nitrato: abuso en el empleo de los fertilizantes • Iones nitrito y amonio: posible contaminación por materia orgánica y bacteriológica

A veces, la dificultad que presentan ciertos contaminantes en su identificación, requiere emplear análisis específicos, como es el caso de los cianuros, fenoles, grasas y cromo hexavalente. 5.3. Mecanismos de propagación de la contaminación en el acuífero A diferencia de las aguas superficiales, las subterráneas están, en general, más protegidas contra la contaminación; sin embargo, esta protección puede verse disminuida, por ejemplo, ante la inyección directa de productos contaminantes en la zona saturada del acuífero. Este hecho positivo tiene su contrapartida negativa, ya que una vez incorporado el contaminante al flujo subterráneo resulta muy difícil y costoso detectarlo, así como conocer su desplazamiento y evolución, y lograr retenerlo antes de que llegue a zonas del acuífero con sondeos en explotación.


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Además, en numerosos casos el contaminante puede ser imposible de eliminar o extraer del acuífero, pudiendo permanecer en él durante mucho tiempo. En aquellas situaciones en que sea viable económicamente su eliminación, la dificultad de regeneración del acuífero hace que el proceso sea difícilmente reversible. Los mecanismos que permiten que una sustancia contaminante llegue hasta el acuífero y se propague por él, con la consiguiente afección a otras zonas que inicialmente se podían considerar fuera de su influencia, son variados y complejos, haciendo difícil y complicada su clasificación. No obstante, resulta útil y práctico clasificarlos atendiendo a la posición del punto a partir del cual se propaga el agente contaminante:

• Mecanismos de propagación a partir de la superficie • Mecanismos de propagación desde la zona no saturada • Mecanismos de propagación originados en la zona saturada

5.3.1. Mecanismos de propagación a partir de la superficie Debidos al arrastre del contaminante en las aguas de infiltración procedentes de la lluvia y/o riego, desde la superficie del terreno hacia el subsuelo. También aquellos originados por las actividades humanas que dan lugar a la infiltración de aguas superficiales contaminadas. Todos ellos dan lugar a:

• Contaminación por lixiviado de los residuos depositados en la superficie • Contaminación por actividades agrícolas • Contaminación por flujo de aguas superficiales hacia un sondeo

5.3.1.1. Contaminación por lixiviado de residuos depositados en la superficie Resultado de la disolución del material soluble en el agua de lluvia. Por ejemplo: residuos sólidos o efluentes de plantas de tratamiento vertidos a cauces secos, vertederos incontrolados, acumulación de distintas sustancias contaminantes en la superficie, escombreras, entre otros (figura 5.1). 5.3.1.2. Contaminación por actividades agrícolas Resultado de la disolución en el agua de lluvia y de riego de las sustancias solubles contenidas en fertilizantes y pesticidas añadidos en exceso (figura 5.1). 5.3.1.3. Contaminación por flujo de aguas superficiales hacia un sondeo Resultado de la inversión del flujo subterráneo, originada de la extracción por bombeo en zonas próximas a una superficie de agua libre contaminada, como ríos, canales y acequias, entre otros (figura 5.1).


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Figura 5.1. Mecanismos de propagación desde la superficie.


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5.3.2. Mecanismos de propagación desde la zona no saturada Los principales factores que controlan su desplazamiento son:

• La naturaleza del contaminante • La estructura geológica • La humedad • La posición del punto de vertido respecto a la topografía y al flujo subterráneo

Dan lugar a:

• Contaminación por efluentes de fosas sépticas y otros sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas

• Contaminación por infiltración de efluentes procedentes de un embalse superficial 5.3.2.1. Contaminación por efluentes de fosas sépticas y otros sistemas de tratamiento

de aguas residuales domésticas Debida al deterioro de estas infraestructuras y que dan lugar a fugas de sustancias contaminantes (figura 5.2). 5.3.2.2. Contaminación por infiltración de efluentes procedentes de un embalse

superficial Los residuos líquidos de distinta procedencia se depositan en balsas de evaporación o de infiltración, que suelen ser excavaciones naturales o artificiales, graveras, etc. Presenta especial consideración cuando el embalse está en contacto con la zona saturada (como sucede frecuentemente con las graveras abandonadas), lo que permite el acceso directo del contaminante al acuífero (figura 5.2). 5.3.3. Mecanismos de propagación originados en la zona saturada Debidas a:

• Contaminación por sondeos mal diseñados o deteriorados • Contaminación por intrusión marina

5.3.3.1. Contaminación por sondeos mal diseñados o deteriorados En relación con una captación, un mal diseño o la ausencia de control de ésta puede dar lugar a contaminación. Así se pueden tener (figura 5.3):

• Sondeo que tiene deteriorada parte de la tubería en contacto con el acuífero libre (1) • Sondeo que permite el flujo vertical a lo largo de sus paredes (2) • Sondeo que únicamente capta agua del acuífero confinado (3) • Sondeo abandonado y mal acabado en su parte superior (4)


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Figura 5.2. Mecanismos de propagación desde la zona no saturada.

Éstos pueden afectar por infiltración o inversión de gradiente a otros acuíferos con agua de buena calidad (como es el caso de acuíferos multicapa). También se incluyen los sondeos de inyección directa para la eliminación de aguas residuales industriales. 5.3.3.2. Contaminación por intrusión marina Originada por un excesivo bombeo en acuíferos costeros y que da lugar a la inversión del régimen de flujo, de tal forma que el agua de mar invade parte del acuífero salinizándolo. (figura 5.3)


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Figura 5.3. Mecanismos de propagación originados en la zona saturada. 5.4. Incidencia del agente contaminante La acción, conjunta o no, de todos estos mecanismos hacen que el agente contaminante provoque una contaminación de intensidad y extensión variables. Así, la sustancia contaminante puede llegar al acuífero de dos formas diferentes: Directa (sin dilución) e indirecta (con dilución). Ambos mecanismos se recogen en el ordenamiento jurídico de la Ley de Aguas (Título V, capítulo II, artículo 92). A su vez, considerando la incidencia del agente contaminante en el acuífero, se puede tener: Contaminación puntual y contaminación difusa.


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5.4.1. Directa (sin dilución) Cuando se introducen directamente las sustancias contaminantes en la zona saturada del acuífero, por lo que resulta muy peligrosa dado que no permite la acción depuradora del suelo sobre el contaminante. 5.4.2. Indirecta (con dilución) Cuando el vertido se realiza en el suelo o en la zona no saturada, de tal modo que el líquido lixiviado se infiltra a través del subsuelo, ejerciendo un papel autodepurador el suelo y las formaciones geológicas permeables mediante un efecto de filtro químico, físico y biológico. 5.4.3. Contaminación puntual Cuando el foco de contaminación está situado en un lugar muy localizado, como por ejemplo un vertedero, y cuya incidencia se centra en una zona concreta, generalmente reducida, del acuífero. 5.4.4. Contaminación difusa Cuando el foco de contaminación es más amplio, como puede ser una zona de regadío, y produce una contaminación más extensa del acuífero. 5.5. Vulnerabilidad de acuíferos a la contaminación La vulnerabilidad de un acuífero es un aspecto importante en cuanto a la ordenación espacial de los vertidos en superficie; se entiende por ésta la facilidad con la que un contaminante puede acceder a él a través del suelo y la zona saturada. La resistencia de un acuífero ante un proceso de contaminación dependerá no solamente de los mecanismos descritos anteriormente en el capítulo 2, sino también del ambiente físico y la estructura, de la mineralogía y de las características hidráulicas. Se deberá tener en cuenta que un acuífero será más vulnerable cuanto menos espesor tenga la zona no saturada (nivel piezométrico poco profundo) y cuanto más permeable sea ésta (facilita el acceso rápido del contaminante a la zona saturada). Por ello, la vulnerabilidad de un acuífero depende principalmente de la inaccesibilidad de la zona saturada (en sentido hidráulico) a la penetración de los contaminantes, y a la capacidad de atenuación de la zona no saturada como resultado de los procesos de retención y transformación del contaminante. En menor medida, también habrá que considerar el modo de vertido del contaminante en el subsuelo y la magnitud de la contaminación, así como el tipo de contaminante (fundamentalmente su movilidad y persistencia). Los acuíferos kársticos bien desarrollados, donde la velocidad de circulación es rápida, serán más vulnerables que los acuíferos detríticos, con velocidades de flujo más bajas. Los acuíferos confinados, a diferencia de los acuíferos libres, están mejor protegidos frente a los vertidos sobre el terreno (siempre que no tengan lugar en la zona de recarga) dado que el material impermeable de techo supone una barrera para el acceso del contaminante al acuífero.


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En relación del concepto de vulnerabilidad se distinguen la vulnerabilidad intrínseca y vulnerabilidad específica. La primera depende exclusivamente de las características hidrogeológicas del acuífero, mientras que la segunda considera factores externos como la climatología, el tipo de contaminante y de vertido, etc. Un hecho que debe ser considerado, es que toda protección natural que pueda tener un acuífero desaparece y el concepto de vulnerabilidad no tiene sentido, cuando se realizan obras que hacen llegar el agente contaminante más directa y rápidamente al acuífero. También se debe tener en cuenta que los acuíferos no pueden ser tomados como receptores y vehículo de residuos, tal y como se hace con muchos ríos. Por ello, cuando se pretenda darle este fin, se deberán realizar previamente todos los estudios hidrogeológicos y experiencias necesarias, los cuales serán llevados a cabo por un especialista. 5.6. Protección de acuíferos a la contaminación La protección de la calidad de las aguas subterráneas para abastecimiento humano toma muy diversas formas de acuerdo con las circunstancias del caso concreto. Entre los peligros que amenazan al agua subterránea para abastecimiento se puede considerar la Sobreexplotación del acuífero; ésta resulta de un excesivo bombeo del agua del acuífero, en volumen muy superior al volumen de recarga, y que provoca rápidamente el descenso generalizado del nivel del agua, originando un aumento de la salinidad del agua y, en determinados puntos, que el sondeo se quede seco. También se incluye el aporte lento, pero constante, de sustancias contaminantes en cantidades excesivas al acuífero, que produce una contaminación difusa o puntual, de gravedad variable. Igualmente, se considera la posibilidad de un vertido puntual, previsible o accidental, de alta peligrosidad y de pequeño volumen. Ante todas estas acciones, el terreno opone una resistencia a la entrada de sustancias contaminantes al subsuelo y a su desplazamiento por el acuífero. Por ello, la protección natural del agua subterránea dependerá de las características del acuífero, siendo distinta en cada lugar. Por otra parte, la legislación vigente exige que se considere la protección de las aguas subterráneas frente a cualquier vertido realizado en el terreno; para ello, dado el peligro que supone la contaminación de un abastecimiento urbano, es necesario establecer el denominado Perímetro de Protección de cada sondeo o manantial utilizado con este fin, el cual deberá aplicarse rigurosamente. 5.6.1. Perímetros de protección El establecimiento de los perímetros de protección está regulado en el Reglamento del Dominio Público Hidráulico (RD 849/4986). Éste establece que los perímetros de protección tendrán por finalidad la protección de captaciones de agua para el abastecimiento a poblaciones o de zonas de especial interés ecológico, paisajístico, cultural o económico. La mejor forma de conseguir la protección absoluta de una captación para abastecimiento sería impedir todo tipo de actividad sobre su área de recarga. Pero como esto no es posible, al delimitar un perímetro de protección es necesario encontrar un compromiso entre una protección adecuada y eficiente del recurso, y el desarrollo económico de la zona. De este


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modo, se toma como solución dividir el perímetro en distintas zonas, y cada una de ellas con un grado de protección menor a medida que nos alejamos de la captación. Dentro del perímetro de protección se pueden imponer limitaciones al otorgamiento de nuevas concesiones de aguas y autorizaciones de vertido, así como condicionar ciertas actividades o instalaciones que puedan afectar a la cantidad o a la calidad de las aguas subterráneas. Para establecer el Perímetro de Protección, deberán tenerse en cuenta la intensidad, el régimen y la localización de la recarga; también, las características, la disposición y las propiedades hidráulicas del área (velocidad de flujo), especialmente en relación a sus condiciones de autoprotección contra la contaminación (autodepuración y grado de dilución posible). Igualmente, se considerarán los controles naturales y artificiales existentes, la posición y la variación de la superficie piezométrica, las características de los límites del acuífero (tanto en profundidad, como los laterales) y las diferentes causas posibles de contaminación. Las normas y reglas de actuación deberán estar adaptadas a cada caso particular y serán función de la velocidad del agua subterránea, posibilidad de dilución y fijación de los contaminantes (en las tres dimensiones del espacio). Los criterios para establecer el perímetro de protección consistirán en un análisis detallado de la geología e hidrogeología, en la determinación de los parámetros hidrogeológicos en torno a la captación (sondeo, manantial, galería, pozo, etc.) y en la determinación de las características de la obra de captación a proteger y de las que se encuentren a su alrededor. Este estudio permitirá evaluar el grado de protección natural del acuífero frente a un contaminante, el tiempo aproximado que tardaría el contaminante en llegar a la zona saturada del acuífero y la magnitud de los recursos hídricos con que cuenta el acuífero. Cuando se dispone de un sondeo de abastecimiento, se deberán considerar para su seguridad ante la contaminación los aspectos de la protección en la propia obra de captación, así como la protección en el entorno de ésta. En relación con la protección en la misma obra de captación, se evitará la entrada de sustancias de cualquier tipo por la boca del sondeo mediante la construcción de un recinto-caseta y la cementación de los primeros metros de la obra; finalmente, se comprobará con regularidad la efectividad de estas medidas. La protección en el entorno de la captación es necesaria porque, durante la extracción por bombeo, la velocidad de circulación natural del agua subterránea aumenta en las proximidades del sondeo, por lo que el tiempo de retención de un contaminante es breve, al igual que las posibilidades de dilución y, en general, de autodepuración. Por ello, el entorno del sondeo necesita una protección adecuada, la cual será posible mediante un eficaz perímetro de protección. El perímetro de protección deberá garantizar la cantidad y calidad del agua extraída. Así, se distingue un perímetro de protección de cantidad y un perímetro de protección de la calidad. El primero se fundamenta en las necesidades del abastecimiento, en criterios hidrodinámicos (características hidrogeológicas), en las posibilidades hídricas, en la influencia de, o sobre, otros sondeos, y en las particularidades de estos bombeos. En el segundo, además de los criterios anteriores, se consideran los posibles contaminantes que una actividad determinada


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puede introducir en el subsuelo, su previsible evolución durante la infiltración (zona no saturada) y el tiempo que tardaría en llegar al sondeo. 5.6.2. Zonas de protección De acuerdo con las consideraciones del apartado anterior, se definirán zonas de protección alrededor del sondeo, de distinta extensión para cada caso y con limitaciones para las actividades que se sitúen en cada zona. De forma general, se tendrán en cuenta cinco zonas de protección, a saber: zona inmediata, zona próxima, zona lejana, zona remota y zona de protección por Sobreexplotación (figura 5.4).

Figura 5.4. Perímetros de protección de sondeos para abastecimiento.


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La zona inmediata (o de protección absoluta) deberá estar vallada y cementada y en ella no se permitirá actividad alguna; es conveniente que los terrenos se adquieran en propiedad. Se suele considerar esta zona con un tiempo de tránsito del agua subterránea inferior a un día; es decir, un contaminante que se incorpore al agua subterránea en esta zona, tardaría menos de un día en llegar a la captación. En la zona próxima (o de restricciones máximas) se regularán las actividades y almacenamientos o instalaciones capaces de afectar, directa o indirectamente, a la calidad del agua; estas actividades se clasificarán en prohibidas y en reglamentadas o autorizadas. En esta zona se prohibirán todas las actividades potencialmente peligrosas, incluidas el tráfico rodado y las tuberías de conducción de sustancias peligrosas, entre otras. Generalmente se dimensiona con un tiempo de tránsito de 50-60 días, y que permite asegurar una protección contra la contaminación microbiológica. En cuanto a la zona lejana (o de restricciones moderadas), esta es similar a la próxima pero establecida con criterios menos exigentes (solo se considerarán las actividades y almacenamientos o instalaciones reglamentadas). Se pretende proteger a la captación frente a una fuente de contaminación adecuada. El tiempo de tránsito en esta zona será de varios años. Finalmente, la zona remota (o de protección de cantidad) comprende el resto del terreno, con eventual influencia sobre el sondeo (área de recarga o radio de acción), por lo que será el perímetro de protección máximo y debería coincidir con el de captación. Su objetivo es proteger el volumen o caudal de agua extraído por la captación. En cuanto a la zona de protección por Sobreexplotación, ésta se delimitará en áreas costeras con riesgo de intrusión marina y condicionándose en ella las extracciones de agua. Otras veces no se diferencia esta zona y se incluye en la zona de protección anterior. Por otra parte, en los acuíferos con porosidad secundaria (ya sea por fracturación o por disolución) las condiciones para la instalación de diferentes actividades deberán ser, en general, mucho más restrictivas. También, no hay que olvidar que la implantación efectiva del perímetro de protección no exime del control necesario establecido por ley para las aguas de abastecimiento urbano. Por último, independientemente de la posible captación para abastecimiento, las medidas de protección tendrán como objetivo fundamental la protección de la calidad de las aguas subterráneas, y por lo tanto deben intentar la protección del acuífero en si. Las distintas zonas del perímetro de protección se representan en un mapa topográfico, elaborado de acuerdo con el mapa hidrogeológico. Las condiciones que deberán cumplir las actividades y las nuevas obras de captación que se instalen en estas zonas, serán tanto más restrictivas cuanto más cerca se encuentren del sondeo. Si alguna actividad no adecuada con la zona de protección establecida estuviera ya instalada, se indicarán el posible riesgo de contaminación existente y los indicadores mediante los cuales se podría detectar. Todas la medidas preventivas estarán orientadas a evitar la llegada del contaminante al acuífero, a la reducción de la concentración del producto contaminante -o su efecto indeseable- a un valor aceptable antes de que alcance la zona saturada y a la función de vigilancia en la


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protección de la calidad de las aguas subterráneas (mediante el establecimiento de puntos de control y un servicio adecuado de alarma y actuación). 5.7. Mapas de vulnerabilidad de acuíferos Normalmente, no se realiza un mapa de vulnerabilidad para cada tipo de contaminante, por lo que los mapas que se usan suelen indicar la vulnerabilidad intrínseca. Así, desde el punto de vista cualitativo, se delimitarán tres zonas de riesgo, en las cuales se indicará su grado de riesgo con colores tipo “semáforo”: zona de riesgo previsible bajo (verde), zona de riesgo previsible variable (amarillo) y zona de riesgo previsible alto (rojo); además, en cada zona se incluirán las recomendaciones específicas para la implantación de actividades en la superficie considerada. Según sea el valor de la vulnerabilidad de un acuífero se pueden dibujar mapas de vulnerabilidad que son útiles para el desarrollo de normas de gestión de usos del suelo, para el control de fuentes contaminantes y para dirigir la localización de fuentes y actividades potencialmente peligrosas fuera de las áreas vulnerables. Dentro de los métodos establecidos para evaluar la vulnerabilidad intrínseca de un acuífero se pueden citar los índices DRASTIC (propuesto por Aller et al.) y GOD propuesto por Foster (ambos en Balairón, 2000). En los planes de ordenación del territorio reviste especial interés el mapa de vulnerabilidad a la contaminación ya que, de acuerdo con él, se podrá orientar la ubicación de distintas actividades, cualquiera que sea su poder contaminante, en zonas sin acuíferos o con una protección natural suficiente. Estos mapas se realizan a escala 1:50.000 y permiten seleccionar previamente aquellas áreas mejor protegidas, donde las actividades que entrañen un riesgo de contaminación no afecten directamente a la calidad de las aguas subterráneas útiles; por tanto, permitirán orientar al responsable de la Administración en la elección de las zonas donde deberán evitarse las actividades potencialmente contaminantes. Del mismo modo, también se puede emplear el mapa de orientación para el vertido de residuos sólidos urbanos. El área destinada a la recepción de estos residuos se establece, fundamentalmente, de acuerdo con la vulnerabilidad del acuífero desde el punto de vista hidrogeológico y la existencia de vías de comunicación (carreteras u otro tipo) adyacentes al área que se pretende destinar al vertido (preferiblemente a menos de cincuenta metros). Fetter (1980) indica que suelos con baja permeabilidad, inferiores a 10-6 cm/s, son los más adecuados para la localización de vertederos. Por tanto, desde el punto de vista de la adecuación del sector seleccionado para el vertido, se pueden distinguir cinco zonas, las cuales también se identificarán con un color: zona favorable para el vertido (verde), zona favorable en principio (previos estudios de campo), zona desfavorable en principio (con estudio de campo), zona desfavorable y, por último, zona muy desfavorable (rojo). La planificación de la utilización del territorio, dentro de la política de Ordenación Territorial, debe contemplar la naturaleza hidrogeológica de la zona considerada, que permitirá hacer frente a los problemas, presentes y previsibles en el futuro, del agua subterránea en cantidad y calidad. Será necesario un estudio completo del área en cuestión, que incluirá los aspectos geomorfológicos, climatológicos, hidrológicos y socioeconómicos; también se abordará el


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estudio hidrogeológico que permitirá conocer las características de los acuíferos presentes. A partir de este estudio global se elaborarán diversas alternativas, con especial interés hacia los residuos líquidos y sólidos, en cantidad y en calidad. 5.8. Bibliografía Balairón, L. (2000). Gestión de recursos hídricos. Ed. Univ. Politécnica de Cataluña, 478 págs. Fetter, C.W. Jr. (1980). Applied Hydrogeology. Ed. Merril Publishing, Ohio, 488 págs. IGME (1985). Calidad y contaminación de las aguas subterráneas en España.Ed. IGME. Madrid. ITGE (1999). La contaminación de las aguas subterráneas: un problema pendiente. Ed. ITGE. Madrid.


CAPÍTULO 6: MEDIDAS CORRECTORAS 6.1. Introducción a las medidas correctoras Los diferentes contaminantes presentes en un agua residual, ya sean de origen urbanos o industriales, son eliminados en las Plantas Depuradoras mediante tratamientos físicos, químicos y biológicos. TRATAMIENTOS FÍSICOS Basan en fuerzas físicas la eliminación de los contaminantes (sólidos en suspensión y disueltos); y son conocidos también como operaciones unitarias:

• Cribado (Rejas y Tamices). • Dilaceración. • Desarenado. • Desengrasado. • Decantación. • Flotación. • Específicos:

Adsorción. Intercambio Iónico. Osmosis Inversa. Electrodiálisis. Microfiltración y ultrafiltración.

TRATAMIENTOS QUÍMICOS Basan la separación de contaminantes (sólidos en suspensión, disueltos, gérmenes patógenos), en la dosificación de productos químicos. Son procesos unitarios químicos:

• Coagulación – Floculación. • Neutralización. • Oxidación – Reducción. • Precipitación. • Desinfección.

TRATAMIENTOS BIOLÓGICOS Eliminan la materia orgánica, basándose en el empleo de microorganismos, y son conocidos como procesos unitarios biológicos. Aplican las leyes naturales de autodepuración de los cauces receptores, bajo condiciones controladas. Los más importantes son:

• Lodos activos. • Filtros percoladores. • Digestión anaerobia.

CAPÍTULO 6: MEDIDAS CORRECTORAS [María José Moreno López] 104

• Lagunaje. • Tecnologías blandas (Depuración de bajo coste):

Lagunas de oxidación o estabilización. Biodiscos o Contactores Biológicos Rotativos (CBR). Lechos de turba. Filtros verdes.

Después del Biológico, se abordarán los Tratamientos de Fangos. El tratamiento de las aguas residuales presupone la aplicación de unos procesos básicos u operaciones unitarias, cuya utilización y secuencia, vendrán definidas por las características del agua a tratar y el grado de depuración que se deba conseguir. Así pues, existe otra clasificación de los tratamientos, que es generalmente admitida:

• Tratamientos previos o pretratamientos. • Tratamientos primarios. • Tratamientos secundarios o biológicos. • Tratamientos terciarios.

Esta clasificación, que en principio era totalmente estanca, en la actualidad existen numerosas operaciones y procesos que podrían incluirse en varias de las agrupaciones. Mediante los tratamientos previo y primario, se eliminan fundamentalmente los sólidos en suspensión y algo de materia orgánica por impregnación; mediante el secundario, la materia orgánica biodegradable disuelta y restos de sólidos en suspensión que no fueron eliminados en el tratamiento primario. Con el terciario se pretende la eliminación de contaminantes específicos y de todos aquellos contaminantes no retenidos en los tratamientos anteriores, fundamentalmente los contaminantes en forma de sólidos disueltos. Destaca dentro de este último tratamiento, la desinfección, que elimina los gérmenes patógenos del agua (bacterias, virus,...). Los rendimientos que se pueden alcanzar en eliminación de sólidos en suspensión (SS) y de materia orgánica biodegradable (como DBO5) con estos tratamientos son:

• Hasta el primario: 50-55 % en SS y 25-35 % en DBO5. • Hasta el secundario: 85-92 % en SS y 95 % en DBO5.

Así pues, los anteriores tratamientos físicos, químicos y biológicos, se podrían clasificar de la siguiente forma: Previos o Pretratamientos: Pozo de Gruesos, Cribado (Rejas y Tamices), Dilaceración, Desarenado, Desengrasado. Tratamientos Primarios: Decantación, Flotación, Coagulación - Floculación, Neutralización. Tratamientos Secundarios: Lodos activos, Filtros percoladores, Digestión anaerobia, Tecnologías blandas (Lagunas de oxidación/estabilización, Contactores biológicos rotativos, Lechos de turba y Filtros verdes).


Tratamientos Terciarios: Adsorción, Intercambio Iónico, Osmosis Inversa, Electrodiálisis, Microfiltración y ultrafiltración, Desinfección, Oxidación - Reducción, Precipitación, Otros (Filtración, ...). 6.2. Tratamientos físicos Pozo de Gruesos Siempre se debe incluir en cabecera de la instalación cuando se prevé la existencia de grandes sólidos -voluminosos- o de una elevada presencia de arenas en el agua residual a tratar. Consiste en un pozo situado a la entrada del colector a la depuradora (figura 6.1), con fondo tronco piramidal invertido y paredes muy inclinadas con el fin de concentrar los sólidos y las arenas decantadas en la zona central donde se extraerán mediante cucharas bivalvas anfibias de accionamiento electrohidráulico (figura 6.2). Los residuos obtenidos se almacenan en contenedores para su posterior transporte a vertedero o incineración.

Figura 6.1. Pozo de Gruesos

6.2.1. Cribado Después del Pozo de Gruesos, es la primera operación que se realiza en todas las Plantas Depuradoras de aguas residuales urbanas y en la mayoría de las industriales. Consiste en la separación por retención de sólidos de volumen elevado (trapos, maderas, plásticos...), que producirían gravísimas alteraciones en el normal funcionamiento de la planta. Las funciones del cribado son las siguientes:

1. POLIPASTO 2. CUCHARA BIVALVA ANFIBIA 3. COLECTOR DE AGUA BRUTA 4. POZO DE DECANTACION


• Proteger mecánicamente a los equipos. • Evitar alteraciones en la circulación del liquido a través de la depuradora. • Evitar la presencia de sólidos inertes en el tratamiento de fangos. • Obstrucción de las líneas y canales de la planta.

1

5

4

3

2

Figura 6.2 Cuchara Bivalva anfibia

Los equipos utilizados para realizar esta operación de cribado son fundamentalmente dos: Rejas y Tamices. REJAS Consisten en un conjunto de barras metálicas (de acero al carbono) de sección rectangular, colocadas paralelas y de separación uniforme entre ellas y situadas en posición transversal al caudal, de tal forma que el agua residual pasa a través de ella quedando retenidos los sólidos en suspensión con un tamaño superior a la separación entre las barras. Las barras se encuentran fijadas en un marco para hacer rígido el sistema. Los distintos tipos de rejas en las que se pueden clasificar según la separación entre los barrotes de la misma son: A/ Rejas de gruesos:

Separación entre barrotes de 50 a 100 mm. Espesor de barrotes de 12 a 25 mm.

1. ESTRUCTURA, MOTOR Y BOMBA 2. DEPOSITO DE ACEITE 3. VALVAS 4. ACCIONAMIENTO OLEOHIDRAULICO 5. BARRA DE SINCRONISMO


B/ Rejas de finos o rejillas: • Separación entre barrotes de 10 a 25 mm. • Espesor de barrotes de 6 a 12 mm.

En la práctica normal, se utiliza una reja de gruesos seguida de una de finos. La ubicación se lleva a cabo en un canal de hormigón de sección rectangular y en un tramo recto, con el fin de conseguir que la velocidad de aproximación (0,3 a 0,6 m/s) sea lo más baja posible para que los sólidos voluminosos queden retenidos. Su instalación debe realizarse en el exterior y preverse accesos fáciles para la evacuación de las basuras o residuos que queden retenidos en las mismas. Se suele colocar una unidad de reserva cuando se utilizan equipos automáticos. Uno de los factores más importantes para el dimensionado de estos equipos es lo que se conoce como velocidad de paso del agua a través de la reja (rango 0,6 a 0,9 m/s a caudal máximo), ya que una velocidad de paso muy elevada daría lugar a una menor retención de sólidos, mientras que una velocidad muy baja daría lugar a la decantación o sedimentación de las arenas en el propio canal. Según el sistema de limpieza utilizado, las rejas pueden ser de dos tipos: A) Manuales: Se emplean en plantas de pequeño caudal y como protección de elevaciones (bombas y tornillos), siendo el sistema de limpieza mediante un rastrillo con púas (figura 6.3). El ángulo de inclinación de la reja con el canal suele ser superior a 45 grados (60 a 80º), con el fin de facilitar el trabajo de limpieza.

Figura 6.3. Rejas manuales.

1. RASTRILLO DE LIMPIEZA 2. REJA 3. RECIPIENTE DE BASURAS 32


Como sistema de evacuación se utiliza una plataforma metálica perforada situada sobre el canal en la parte superior de la reja, de manera que el operario al realizar la limpieza manual con el rastrillo deposita los residuos sobre la misma, dejando caer el agua sobrante al canal a través de sus orificios. Los residuos se introducen en un contenedor tapado, con destino al vertedero de basuras de la ciudad. Las rejas de limpieza manual pueden provocar atascos por descuidos en su limpieza o por llegada inesperada de material vegetal. Requiere vigilancia controlada. B) Automáticas: Se utilizan en plantas de gran caudal y requieren una menor atención, aunque es preciso ajustarlas y lubricarlas. La limpieza se lleva a cabo con rastrillos o peines acoplados a unas cadenas fija (figura 6.4) o sinfín (figura 6.5), o bien, a un brazo basculante. El ángulo con el canal suele estar entre 75 y 85 grados. TAMICES Al igual que las rejas, son equipos para la eliminación de sólidos de gran tamaño. Consisten básicamente en una filtración a través de un soporte, haciendo pasar el agua residual a través de una placa perforada de aluminio con ranuras fresadas de 0,8 a 3 mm, o bien por una malla de acero inoxidable. Estos equipos tienen mayor capacidad de eliminación de sólidos en suspensión que las rejas, pero su coste es superior debido a su menor capacidad de tratamiento. Por tanto, no es usual su utilización en las plantas depuradoras urbanas. Por el contrario, se aconseja su empleo en el tratamiento de aguas industriales, tales como las procedentes de mataderos, cerveceras, industrias de fermentación y en general aquellas con alto contenido en sólidos en suspensión de tamaño de partícula próxima a 1 mm o superiores. Los principales TIPOS de tamices, que mayormente se utilizan son: A) Tamiz Fijo Inclinado (figura 6.6). B) Tamiz Deslizante (figura 6.7). C) Tamiz de Tambor Rotativo (figura 6.8). D) Tamiz Centrífugo (figura 6.9). Los sistemas de limpieza empleados para cada uno de los tamices son los siguientes:

• rasquetas, para los de tamiz fijo. • chorros de agua para los deslizantes. • cepillos rotativos para los de tambor. • chorros de aire para los centrífugo.

En la actualidad, existe otro tipo de tamiz conocido como "Microtamiz" (cuyo tamaño de la perforación es muy pequeña); éste a su vez puede ser estático o dinámico


Figura 6.4. Rejas automáticas de cadena fija

Figura 6.5. Rejas automáticas de cadena móvil

1. LIMPIA PEINE 2. MOTORREDUCTOR 3. REJA 4. CADENA-GUIA 5. DESCARGA DE SÓLIDOS 6. CARRO LIMPIA REJA Y PEINE

1

4

25

6

3

1. MOTORREDUCTOR 2. CADENA DE TRANSMISION 3. CADENA MOVIL PORTA PEINE 4. PEINE 5. LIMPIA PEINE 6. CONTENEDOR 7. ESTRUCTURA SOPORTE 8. REJA

1

4

2

5

6

3

8

7


Figura 6.6. Tamiz Fijo Inclinado

Figura 6.7. Tamiz Deslizante

3

2

1

1. INFLUENTE 2. TAMIZ DE MALLA 3. EFLUENTE

4

3

5

2

1. INFLUENTE 2. TAMIZ MALLA FINA 3. BANDEJAS 4. RETIRADA SÓLIDOS 5. EFLUENTE


Figura 6.8. Tamiz de Tambor Rotativo

Figura 6.9. Tamiz Centrífugo

2

4

5

6

3

1

1. INFLUENTE 4. ROCIADORES 2. TAMIZ DE TAMBOR 5. TRANSMISION 3. MIRILLAS 6. EFLUENTE

1. INFLUENTE 2. DISTRIBUIDORES 3. TAMBOR ROTATIVO 4. TAMICES EXTRAIBLES 5. EFLUENTE 6. SALIDA SÓLIDOS


6.2.2. Dilaceración Consiste en la trituración o fragmentación mecánica de los sólidos en suspensión de gran tamaño que vienen en agua residual. Estos son troceados hasta reducirlos a un tamaño tal que no causen problemas mecánicos en el resto de los equipos de la planta depuradora. Los equipos empleados en la dilaceración son los Trituradores. TRITURADORES Consisten en un juego de cuchillas horizontales sumergidas en el agua residual, y ocupando la anchura del canal. Estos equipos no eliminan los sólidos presentes en el agua residual, sólo los acondicionan para su eliminación posterior por decantación (figuras 6.10a y 6.10b). Dado que una parte muy importante de esos sólidos son materia orgánica, el hecho de triturar supone no sólo aumentar la cantidad de sólidos en suspensión sino que provoca un incremento de la DBO5 del agua a tratar. Además al ser su funcionamiento de tipo mecánico, registran un elevado consumo de energía. Estos motivos, hacen no aconsejable su instalación en plantas depuradoras urbanas. En la práctica real, si se instala un triturador, se suele efectuar en paralelo con una reja o bien disponer de unidad de reserva, con el fin de no dejar la planta fuera de servicio en caso de avería.

Figura 6.10a. Sección de un Triturador

1. INFLUENTE 2. TRITURADOR 3. MOTOR 4. VACIADO DEL CANAL 5. EFLUENTE

4 5

1 2 3


Figura 6.10b. Planta de un Triturador

6.2.3. Desarenado Como su nombre indica, es la operación unitaria consistente en eliminar del agua residual las arenas y partículas inorgánicas sólidas (de tamaño superior a 200 micras) que producirían desgaste por abrasión en los equipos de la planta. Los equipos utilizados son los Desarenadores. DESARENADORES Consisten en unos canales en los que por disminución de la velocidad del agua residual se produce una sedimentación diferencial o selectiva de todas aquellas partículas de densidad elevada. Dicha velocidad es a su vez lo suficientemente alta, que impide la deposición de materia orgánica que hay en suspensión. Así pues, en este tipo de unidades, es fundamental el mantenimiento de unas condiciones de velocidad lo más constantes posibles. Los desarenadores se diseñan para la eliminación de aquellos sólidos en suspensión con un peso específico igual o superior de 2,5 g/cc y un tamaño de partícula superior a 0,15-0,2 mm. Estos equipos se instalan en todas las plantas depuradoras urbanas, no siendo de utilidad generalmente en las industriales. Aunque el estudio teórico del desarenador está relacionado con los fenómenos de sedimentación en caída libre y en él intervienen las fórmulas de Stokes (en régimen laminar), de Newton (en régimen turbulento), y de Allen (en régimen transitorio), deben aplicarse algunas correcciones para tener en cuenta:

• Forma de las partículas (Factor esfericidad). • Concentración de Sólidos en Suspensión (> 0,5 %). • Velocidad de flujo horizontal.

En la práctica, se toman como valores válidos en la sedimentación libre para partículas de arena con densidad de 2,65 g/cc y eliminación del 90 %, los descritos en la Tabla 6.1.

4

2

3

1

1. INFLUENTE 2. TRITURADORES 3. REJA 4. EFLUENTE


DIÁMETRO DE PARTÍCULAS ELIMINADAS (mm)

VELOCIDAD DE SEDIMENTACIÓN O CARGA SUPERFICIAL (m3/m2· h)

0,150 40-50 0,200 65-75 0,250 85-95 0,300 105-120

Tabla 6.1. Velocidad de Sedimentación

Los TIPOS de desarenadores existentes son: Desarenadores de flujo horizontal o Canales desarenadores, Desarenadores Cuadrados o Circulares, y Desarenadores Rectangulares Aerados o Aireados 6.2.3.1. Desarenadores de flujo horizontal o Canales desarenadores Son los más sencillos (figura 6.11). Consiste en pasar el agua residual a través de un canal horizontal debidamente calculado para que la velocidad del agua disminuya hasta 0,3 m/s, velocidad a la que se produce la decantación de las arenas. La arena se extrae del canal longitudinal manualmente -mediante paleado-, diseñando con una capacidad de almacenamiento aproximada de 1 semana. Se emplean en estaciones depuradoras pequeñas. Los parámetros de diseño principales:

• Carga Hidráulica ≤ 70 m3/m2×h (Caudal máximo). • Velocidad Horizontal = 0,3 m/s. • Tiempo Retención = 1-2 min (Caudal máximo). • Longitud = 20-25 veces Altura lámina de agua.

Figura 6.11. Desarenador de Flujo Horizontal

21 43 1. INFLUENTE 2. RECOGIDA DE ARENAS 3. CANALES DESARENADORES4. EFLUENTE


6.2.3.2. Desarenadores Cuadrados o Circulares El agua a tratar entra tangencialmente en un depósito tronco- cilíndrico, con objeto de producir el efecto vortex que provoca la sedimentación de la arena mientras las partículas orgánicas se mantienen en suspensión al ir provistos estos desarenadores de un sistema de paletas como método de agitación. Los sólidos (arenas) son arrastrados mediante dicho mecanismo giratorio hacia un sumidero situado en un lado del tanque, del que son desplazados hacia arriba por una rampa mediante un mecanismo de vaivén provisto de rastrillo, al pasar por la rampa los sólidos de naturaleza orgánica se separan de las arenas y fluyen de nuevo hacia el tanque obteniéndose unas arenas bastante limpias (figura 6.12). No son muy utilizados en la práctica por su complejidad. Los parámetros de diseño principales:

• Carga Hidráulica ≤ 90 m3/m2×h (Caudal máximo). • Velocidad Periférica media = 0,3-0,4 m/s. • Tiempo Retención = 0,5-3 min (Caudal máximo).

Figura 6.12. Desarenadores Cuadrados

6.2.3.3. Desarenadores Rectangulares Aerados o Aireados Presentan a diferencia de los anteriores la disposición de difusores de aire en su interior -situados en uno de los laterales a una distancia del suelo de 0,5-0,9 m-, de tal manera que el aire inyectado provoca un movimiento de tipo helicoidal del agua a su paso por el equipo creando una velocidad constante de barrido de fondo perpendicular a la velocidad de paso, la cual mucho menor puede variar sin ningún inconveniente (figura 6.13).

1. INFLUENTE 2. DEFLECTORES 3. TANQUE DESARENADOR 4. RECOGIDA DE ARENAS 5. PENDIENTE 6. EFLUENTE

2

1

5

3 4

6


En este caso, el aire favorece además de que el agua se airee y disminuyan los olores, la separación de la materia orgánica que pueda quedar adherida a las arenas, obteniéndose estas arenas con un grado de lavado muy importante. También puede emplearse para eliminar las grasas y aceites libres presentes en el agua residual -si el contenido de grasas no es muy elevado-. Presentan pérdidas de carga muy pequeñas y rendimientos constantes para variaciones de caudal. Se suelen instalar en las estaciones depuradoras de tamaño mediano y grande.

Figura 6.13. Desarenador Aireado

Los valores para los principales parámetros de diseño son los que a continuación se detallan:

• Carga Hidráulica ≤ 70 m3/m2×h (Caudal máximo). • Velocidad Horizontal = 0,15 m/s. • Tiempo Retención = 3 (2-5 min) (Caudal máximo). • Relación Longitud/Anchura = 3/1 (1/1 a 5/1). • Aire = 1,5 - 7,5 l/s×m de Long. (Prof. < 3,6 m). • 3 - 12 l/s×m de Long. (Prof. > 3,6 m).

El volumen de arena que se extrae de un desarenador oscila entre 5 y 12 dm3/hab×año. La limpieza de estos equipos para retirar las arenas, se puede llevar a cabo al igual que las rejas de forma manual (mediante paleado) o automáticamente (bien mediante rasquetas de barrido que empujan las arenas a una tolva de la que son extraídas al exterior, o bien mediante bombas neumáticas incorporadas a un puente guía -la succión de la arena es continua a medida que avanza el puente-). Cuando el desarenador actúa como desengrasador el puente guía va provisto de rasquetas superficiales para retirar las grasas acumuladas.

1. DESARENADORES AIREADOS 2. SOPORTE MONORRAIL 3. BARANDILLAS 4. TUBO DIFUSOR 5. RECOGIDA DE ARENAS 4

21

5

3


La separación de la mezcla arena-agua, extraída de los desarenadores puede llevarse a cabo mediante:

• Sedimentación en un depósito poco profundo, con evacuación del agua por losas filtrantes o vertederos de rebose.

• Separación mecánica: Tornillo de Arquímedes o Clasificador alternativo de rastrillos. • Hidrociclón y almacenamiento en tolva con vertedero. • Hidrociclón y recogida por Tornillo de Arquímedes antes de su almacenamiento en

contenedor. 6.2.4. Desengrasado Es el proceso en el cual se eliminan del agua residual las grasas y aceites -en estado libre- y las espumas y flotantes más ligeros que el agua. Dentro de la denominación de grasas y aceites se incluyen las de origen animal, vegetal y mineral. Los equipos utilizados son los Desengrasadores. DESENGRASADORES El fundamento estriba en la separación por diferencia de densidad del aceite con el agua. Esta separación se rige por la Ley de Stokes. Dentro de los múltiples factores que afectan al rendimiento de separación agua-aceite, cabe destacar como los más importantes el:

• Tipo y composición del aceite. • Estado del aceite en el agua. • Régimen de flujo. • Tamaño de la gota.

En general, los desengrasadores solos no suelen existir en las depuradoras urbanas, salvo en grandes instalaciones. Por el contrario, con aguas industriales (sobre todo las derivadas del petróleo, cárnicas, mataderos,...) son imprescindibles. En estos casos, la carga hidráulica debe ser < 20 m3/m2× h. Colocar una o más unidades dependerá del volumen de aguas a tratar. Los TIPOS más usuales de desengrasadores son:

Trampas de aceite. Preaireación. Separadores API. Separadores de placas.

6.2.4.1. Trampas de Aceite Se suelen utilizar para retirar cantidades muy pequeñas de aceites, por ejemplo, la que se da en los talleres, los restaurantes, los garajes, etc. Sólo requieren una limpieza y atención frecuente (figura 6.14).


Figura 6.14. Trampa de Aceite 6.2.4.2. Preaireación o Desarenador Aerado-Desengrasador Se considera preaireación, al equipo conjunto de desarenador aerado-desengrasador. Se emplea en las estaciones depuradoras urbanas, para la eliminación conjunta de arenas y de grasas y aceites (figura 6.15). El desengrasado tiene lugar por la insuflación de aire que desemulsiona las grasas y consigue una mejor flotación de éstas, las cuales se van acumulando en la superficie -evacuándose por vertedero o por barrido superficial-. Los parámetros de diseño principales: - Carga Hidráulica ≤ 35 m3/m2×h (Caudal máximo) - Tiempo Retención = 10-15 min (Caudal medio) - Aire = 0,5-2 m3/h×m3 de Capacidad Desengrasador

Figura 6.15. Desarenador aireado-Desengrasador

1. INFLUENTE 2. TRANPA DE ACEITE 3. CIERRE 4. GRASAS Y ACEITES 5. EFLUENTE

4

2

1 5

3

1. INFLUENTE 2. DIFUSORES POROSOS DE AIRE 3. BOMBA HIDRONEUMÁTICA ( RETIRADA DE ARENAS) 4. GRASA 5. EFLUENTE

2

1

5

3

4


6.2.4.3. Separadores API Los separadores tipo API (Americam Petroleum Institute) se utilizan en estaciones depuradoras industriales (petroquímicas, refinerías, etc.). Consisten en un canal de sección rectangular de dimensiones apropiadas para que el régimen del flujo sea laminar, con un tiempo de retención tal que permita a las gotas de aceite separarse y alcanzar la superficie, de donde serán eliminadas (figura 6.16).

Para facilitar la separación de estos aceites y grasas, se instalan unas barrederas superficiales (perpendiculares a las paredes laterales del canal y arrastradas por unas cadenas sinfín), que se desplazan en la misma dirección del flujo acumulando el aceite en las proximidades de un skimer (tubo especial separador con forma de canal orientable de recogida de aceites), que facilita la eliminación.

321

65

4

Figura 6.16. Separador de grasas API

Debido a la disminución de la velocidad en estos equipos, tiene lugar una decantación de parte de los sólidos en suspensión presentes en el agua residual. Así pues, en el camino de vuelta de las barrederas, estas lo hacen por el fondo, arrastrando los posibles lodos depositados hacia un extremo del separador, acumulándose en unas pozas, de donde son extraídos por bombeo y enviados al tratamiento de fangos. La ubicación de estos equipos ha de realizase siempre en favor del viento, adaptándose por supuesto al terreno disponible. 6.2.4.4. Separadores de placas Los separadores de placas, similares a los separadores API y utilizados para aguas residuales industriales (refinerías,...), consiguen aumentar el rendimiento de separación aumentando su eficacia, y disminuir la superficie requerida aumentando el tiempo de retención.

1. INFLUENTE 4. GRASAS Y ACEITES 2. SEPARADOR API 5. POCETA DE FANGOS 3. SKIMER 6. EFLUENTE


Destacan los denominados CPI (Cámara de Placas Inclinadas), consistentes en un tanque o cámara con un conjunto de placas corrugadas paralelas formando un paquete, con una inclinación respecto a la horizontal de 45 º (figura 6.17). Las gotas de aceites se acumulan en las crestas de las placas, facilitando por coalescencia el ascenso a la superficie de las mismas. Los sólidos en suspensión decantados se deslizan por los valles de las placas hasta la zona de evacuación. En la actualidad, los CPI han desplazado del mercado a los API.

Figura 6.17. Separador de Placas (CPI)

6.2.5. Decantación Es una operación unitaria netamente física que elimina los sólidos en suspensión por diferencia de densidad, de manera que las partículas más pesadas que el agua serán separadas por la acción exclusiva de la gravedad. El proceso de decantación se basa en una disminución de la velocidad del líquido, de tal forma que permita que la materia sedimentable se deposite en el fondo del equipo. Así pues, se obtiene un líquido claro sobrenadante en la superficie, y unos sólidos en forma de fangos por el fondo. La concentración de estos fangos dependerá de la naturaleza de los sólidos presentes. Su utilización en instalaciones depuradoras tiene por objeto principal proteger a los procesos posteriores (oxidación biológica) de la deposición de fangos inertes. También es conocida como Sedimentación, dentro de los tipos existentes:

• Sedimentación Clase 1 (Partículas discretas) o Desarenado. • Sedimentación Clase 2 (Partículas floculantes) o Decantación Primaria. • Sedimentación Clase 3 (Zonal) o Decantación Secundaria -Fangos Activos-. • Sedimentación Clase 4 (Compresión) o Espesamiento por gravedad de Fangos.

1. INFLUENTE 2. DISTRIBUIDOR 3. PAQUETE DE PLACAS 4. EFLUENTE (SALIDA AGUA) 5. BOMBA DE EVACUACION DE LODOS 6. ALMACENAMIENTO DE LODOS 7. TUBERIA DE RECOGIDA DE ACEITES

12

7

3

5

4

6


Tanto para el tratamiento de aguas residuales urbanas como industriales, se instalan estos equipos. Mientras que los datos de diseño de las primeras son más conocidos, para las segundas son necesarios ensayos en laboratorio para conocer la velocidad de sedimentación. Es conveniente la colocación de más de una unidad, por si tiene lugar una avería. Los equipos empleados para llevar a cabo las decantaciones son los Decantadores. Existen múltiples tipos de decantadores, destacando en cuanto a la forma de la planta los que a continuación se indican; la elección de uno u otro tipo, dependerá del tamaño de la instalación, del terreno disponible y sus condiciones, costes, etc. 6.2.5.1. Decantadores Cuadrados

• Su tamaño está limitado a un diámetro de planta < de 6 m (figura 6.18). • La entrada del agua a depurar se realiza a través del eje central y su salida es por la

periferia. • La acumulación de los fangos se efectúa por gravedad mediante el fondo inclinado en

forma de tolva. • Como mecanismo de arrastre de los fangos a la zona de evacuación -poceta en el

centro del decantador-, disponen de rasquetas de fondo que giran en torno al eje central.

• La extracción o descarga de fangos se realiza por la zona inferior central del decantador.

• Esta purga de fangos es periódica, por lo que el automatismo consiste en la temporización regular de los tiempos de funcionamiento y parada de la extracción, mediante bombas especiales o válvulas automáticas.

6.2.5.2. Decantadores Circulares

• Su tamaño no debe superar los 40 m de diámetro (figura 6.19). • La entrada del agua a tratar en el equipo se realiza a través del eje central y es recogida

en toda la periferia del mismo. Existe otra modalidad, en la que la alimentación es periférica y la salida es central o también periférica. Hay que distribuir el caudal equitativamente a la entrada y a la salida, colocando una corona de reparto.

• Para facilitar la acumulación de los fangos, se inclina la solera en forma de tolva y mediante rasquetas se arrastran a la zona de evacuación (poceta central).

• Las rasquetas que incorporan pueden ser de dos tipos: de accionamiento central (ya descrito para los decantadores cuadrados) o periférico (un puente radial al que van unidas las rasquetas, gira a través de una rueda tractora por la coronación del muro periférico del decantador).

• La estructura de la rasqueta es variable siendo la más usual, la de "espina de pez", consistente en varias rasquetas equidistantes formando un ángulo constante con el radio del decantador y que arrastran una partícula desde la periferia al centro del decantador, haciendo pasar la partícula de una rasqueta a otra.

• La extracción de los fangos se realiza de forma análoga a los citados decantadores cuadrados.

• Los flotantes se acumulan mediante barredores superficiales que los arrastran a la zona de evacuación, una tolva superficial.


1 4

2 3

Figura 6.18. Decantador Cuadrado

1. INFLUENTE 2. RASQUETA 3. EFLUENTE 4. DESCARGA DE FANGOS


3

4

21

Figura 6.19. Decantador Circular

6.2.5.3. Decantadores Rectangulares

• La limitación de tamaño está en no superar los 70 m de largo (figura 6.20). • El agua a depurar entra por un extremo saliendo el efluente por el opuesto, en

consecuencia, el flujo es paralelo a la dimensión más larga. Para evitar perturbaciones y conseguir que el caudal se distribuya de forma homogénea a la entrada y a la salida, se colocan deflectores.

• El mecanismo de acumulación de los fangos consiste en un sistema de barrederas -donde cada una ocupa todo el ancho del decantador- accionadas por un sistema de cadenas sinfín que se desplazan en la dirección longitudinal. Una vez que las rasquetas han barrido el fondo, se elevan y recorren el largo del decantador en dirección opuesta volviendo al punto de partida, aprovechando este movimiento para la acumulación de



los flotantes. El material usual de estas barrederas suele ser materiales plásticos (poliéster, ABS junto con fibra de vidrio,...).

• La zona de almacenamiento de fango consiste en una poceta rectangular a lo ancho del decantador, justamente en el lado de entrada del agua. La extracción de los fangos se realiza por succión.

• La eliminación de flotantes se realiza colocando una chapa deflectora delante del vertedero de salida, que evita la salida de los flotantes. Estos se extraen mediante tubos acanalados giratorios.

321

4

Figura 6.20. Decantador Rectangular

Estos equipos se utilizan en el Tratamiento Primario como Decantador primario, y en el Tratamiento Secundario o Biológico como Decantador Secundario, formando en este último caso con el reactor biológico lo que se conoce por unidad de oxidación biológica. En ambos casos, la decantación se fundamenta en el mismo principio de separación de sólidos por densidad. Sólo varían en que del primer caso se obtienen Fangos Primarios que son más densos, y del segundo Fangos Secundarios que son menos densos. 6.2.5.4. Decantación Primaria En ella, las partículas presentan ciertas características que provocan su floculación durante la sedimentación. Así, al chocar una partícula que está sedimentando con otra partícula, ambas se agregan formando una nueva partícula de mayor tamaño, aumentando su velocidad de sedimentación. Aunque el rendimiento del proceso depende de la concentración y floculabilidad de los Sólidos en Suspensión, hay que destacar la incidencia de dos parámetros:

Velocidad Ascensional = Caudal / Superficie decantador Tiempo Retención = Volumen decantador / Caudal



Los parámetros principales de diseño -según la Dirección General de Obras Hidráulicas- a tener en cuenta son los descritos en la Tabla 6.2; y aquellos que son de menor importancia pero imprescindibles, en la Tabla 6.3.

PARAMETROS VALORES Velocidad Ascensional (m/h) < 2,5 (Caudal máx.)

< 1,3 (Caudal med.) Tiempo Retención (h) < 1 (Caudal máx.)

> 2 (Caudal med.) Carga Vertedero (m3 / h · m lineal) < 40 (Caudal máx.) Altura bajo vertedero (m) 2 - 3,5 Reducción SS (%) > 65 DBO5 eliminado (%) 30 Tiempo Retención de Fangos (h) < 5

Tabla 6.2 Parámetros principales de diseño de los decantadores

PARAMETROS VALORES Velocidad Rasquetas (m/h) Cuadrados/Circulares Rectangulares

< 120 < 60

Potencia Rasquetas (CV/m2) Cuadrados/Circulares Rectangulares

0,001 0,01

Pendiente Solera (%) Cuadrados/Circulares Rectangulares

2 - 8 1

Cuadrados/Circulares Radio / Altura

2,5 - 8

Rectangulares Longitud / Altura Longitud / Ancho

4 - 35 1,5 - 7.5

Profundidad Decantador (m) 2 - 2,6 Corona Reparto (Circulares) Diámetro Altura

0,05 - 0,2 Diámetro Decant. 1/3 - 1/5 Prof. Decant.

Tabla 6.3. Otros parámetros de diseño de los decantadores

6.2.5.5. Decantación Secundaria Los clarificadores o decantadores secundarios se utilizan para separar el agua tratada de los fangos activados. Se diseña de forma que sus dimensiones sean suficientes para asegurar la decantación de los sólidos sedimentables y que el tiempo de retención de los fangos sea el mínimo posible para evitar anaerobiosis.


Este tiempo depende de la velocidad ascensional de las partículas en suspensión y de la forma de recogida de los fangos sedimentados, que se recirculan a la cuba de aireación. Los fangos activados son floculantes, con densidad próxima a la del agua, por lo que la sedimentabilidad depende de numerosos factores, pudiendo ser afectados durante el tratamiento por variaciones de temperatura, carga de oxígeno disuelto, etc. La sedimentabilidad puede controlarse mediante el <Índice de Mohlman> o Índice Volumétrico de Fangos (IVF), que se define como “el volumen en mililitros ocupados por un gramo de sólidos del licor mezcla del fango activado, tras una sedimentación de 30 minutos en una probeta de 1000 ml”. Valores menores de 100, indican buena sedimentación. Los principales factores a tener en cuenta en el diseño son: Caudal punta: Para obtener la carga hidráulica. Velocidad Ascensional o Carga Superficial: Que determina la superficie del decantador. Tiempo de Retención: Que determina el volumen del decantador: Biológicos con Carga Másica media > 3 h. Biológicos de Aireación Prolongada 3-5 h. Carga de vertedero: Es igual al Caudal de agua tratada/mlineal de vertedero: 4-6 m3/m2 · h (Caudal med.). 8-12 m3/m2 · h (Caudal máx.). Calado del decantador: O altura interior del agua, que debe ser > 3 m. Carga de sólidos: Es igual a los kg de SS/m2/h. Grado de recirculación de fangos: Determina la concentración de SS del fango recirculado y

condiciona el volumen y el tiempo de permanencia del fango en el clarificador. 6.2.6. Flotación Es el proceso mediante el cual con ayuda de aire se eliminan del agua residual, los sólidos en suspensión de densidad próxima a la del agua y de tamaño muy fino; así como las partículas de grasas y aceites de tamaño muy pequeño -tanto en estado libre como emulsionadas- previa coagulación-floculación. El proceso de separación tiene lugar de la siguiente forma: se introducen burbujas de aire de tamaño muy fino -microburbujas-, en el agua residual; éstas tienden a fijarse en la superficie de las partículas a separar, de tal manera que el peso específico (densidad) del conjunto "partícula-aire" es mucho menor que el del agua, creándose una fuerza ascensional suficiente para que la partícula alcance la superficie del líquido, de donde son retiradas con los mecanismos apropiados. El interés de la Flotación con Aire (FA) radica en la posibilidad de separar en superficie partículas de mayor densidad que el agua -además de las de menor o igual densidad-. El rendimiento de esta operación se expresa como la relación existente entre los Kilos de aire utilizados y los Kilos de sólidos separados. Valores usuales de esta relación son 0,005-0,09,


dependiendo de factores tales como: Presión de trabajo, Concentración de sólidos, Características del agua residual y Características de los sólidos a eliminar. Esta operación se instala con mayor frecuencia en tratamientos de aguas residuales industriales (petroquímicas, minerías, papeleras, pinturas, laminación, cárnicas, etc.), que en urbanas. Los equipos utilizados para llevar a cabo esta operación unitaria, son los Flotadores o Unidades de Flotación. FLOTADORES Según la forma de introducir y/o producir las microburbujas de aire en la masa de agua residual a tratar, se distinguen tres sistemas de llevar a cabo la flotación: A) Aeración a Presión Atmosférica El aire se introduce a través de difusores colocados en el fondo del equipo. Al dar rendimientos bajos, apenas se utiliza. B) Flotación por Vacío El aire se inyecta en el seno del líquido dentro de un tanque cilíndrico cerrado, al que se le aplica vacío. A pesar de que da rendimientos altos, apenas se utiliza por problemas de mantenimiento de los equipos de vacío. C) Flotación por Disolución de Aire o Aire Disuelto (FAD) El aire es disuelto bajo presión de 4-6 atm, seguido de una descompresión a presión atmosférica. Debido a que se obtiene rendimientos altos, se utiliza mucho; incluso para la fase de concentración de fangos. La creación de microburbujas en este proceso FAD se lleva a cabo a través de los siguientes pasos:

1. Presurización de un flujo de agua. 2. Disolución del aire en dicho flujo (sobresaturándolo respecto a condiciones normales

de presión). 3. Despresurización a presión atmosférica (con lo que el exceso de aire disuelto por

encima del de saturación se libera en forma de burbujas). Dentro del proceso FAD existen tres variantes:

• FADT (de Flujo Total): Se sobresatura todo el caudal. • FADP (de Flujo Parcial): Se sobresatura una parte del caudal. • FADR (de Flujo Recirculado): Se sobresatura agua ya tratada. Este optimiza el

diseño y el mantenimiento del sistema de presurización-sobresaturación, pero aumenta el caudal a tratar, aumentando las dimensiones del flotador.

Los principales parámetros de diseño se recogen en la Tabla 6.4.


PARAMETROS VALORES Reducción de SS (%) 65 - 70 Reducción de DBO5 (%) 45 - 50 Reducción de Aceites (%) 70 - 90 Relación Aire/Sólidos (p/p) 0,03 - 0.08 Presión de Trabajo (atm) 2,5 Tasa de Presurización (*) 10 - 40 Velocidad Descensional (m/h) 2,5 - 10 Tiempo Retención (min) 20 - 40

(*) Flujo presurizado respecto a caudal a tratar

Tabla 6.4. Parámetros de diseño de los flotadores La unidad de Flotación de Aire con presurización consta de: flotador, cámara flotación, bomba de presurización, calderín de presurización, sistema de inyección de agua, sistema de regulación de presión y unidad de dosificación de reactivos (figura 6.21).

Figura 6.21. Flotador

1. INFLUENTE 2. EFLUENTE 3. RASQUETA 4. DESNATADOR 5. PANTALLA DEFLECTORA 6. PURGA DE FLOTABLES 7. DESCARGA DE FANGOS

2

6

1

43

7

5


6.2.7. Adsorción Operación unitaria dentro de los tratamientos terciarios. Es un tratamiento muy específico y de aplicación a casos muy concretos. De costes elevados, tanto de implantación como de mantenimiento, hace que no se utilice demasiado en el campo de aguas residuales. Sólo se aplica para eliminar color, olor y sabor, así como restos de materia orgánica del tratamiento biológico o contaminantes muy específicos (fenoles, hidrocarburos aromáticos nitrados, derivados clorados, ...), principalmente en aguas industriales más que en urbanas. El proceso de adsorción se basa en la retención sobre la superficie de un sólido de las moléculas en disolución, por acción de fuerzas químicas o físicas. Las moléculas absorbidas reciben el nombre de "adsorbato" y el material que las retiene "adsorbente". Cuando la unión es de tipo químico, el proceso es irreversible; si es física, es reversible. La adsorción se rige por la < Ley de Freundlich y Langmuir >. Los adsorbentes más utilizados son: Gel de sílice, Alúmina, Resinas Orgánicas y Carbón activo (granular y polvo). Existen adsorbentes específicos para determinados compuestos, pero el más utilizado es el carbón activo. Los equipos utilizados son los ADSORBEDORES, que adoptan la disposición en columnas de relleno. Un adsorbedor clásico de columna de adsorción con carbón activo, se representa en la figura 6.22 y su proceso de regeneración en la figura 6.23. La altura del lecho varía según el caso (una columna de 1-2 m de diámetro y 4-5 m de alto, 2-3 m de lecho de carbón).

Figura 6.22. Columna de Adsorción con carbón activo

1. INFLUENTE 2. CARGA DE CARBON 3. DESCARGA DE CARBON 4. EFLUENTE 5. TAMIZ SOPORTE 6. LECHO DE CARBON 7. TOMAS DE MUESTREO

7

45

3

2

1

8

6


ESCURRIDO

TAMIZADO

ALMACENAJE

HORNO

Finos

AGUA A TRATAR

AGUATRATADA

COLUMNA

DE

CARBON

Figura 6.23. Proceso de Regeneración del carbón activo de una adsorción (línea discontinua) 6.2.8 Intercambio Iónico Esta operación unitaria también se incluye dentro de los tratamientos terciarios. De manera análoga que con la operación anterior, este es un tratamiento muy específico, y en consecuencia, de aplicación a casos muy concretos. De costes también elevados, tanto de implantación como de mantenimiento, a pesar de su regeneración. Esto hace que no se utilice demasiado en el campo de aguas residuales (más en las industriales que en las urbanas). Sólo se aplica en aquellos casos en los que la eliminación del contaminante venga impuesta por su toxicidad (metales pesados, etc...) o que se recupere un producto de alto valor. Algunas de estas aplicaciones son:

• Eliminación de isótopos radiactivos. • Descontaminación de aguas con mercurio. • Eliminación y recuperación de cromatos y cianuros. • Eliminación y recuperación de antibióticos. • Recuperación de oro.

El proceso consiste en la sustitución de uno o varios iones presentes en el agua a tratar por otros que forman parte de una fase sólida finamente dividida, denominada cambiador, sin alterar su estructura física y pudiendo posteriormente regenerarlo para volverlo a su estado primitivo. Los cambiadores más utilizados son las <Resinas orgánicas sintéticas (ácidas o básicas)>. La capacidad de una resina viene definida por la cantidad de iones (aniones y cationes) que puede retener por unidad de peso o volumen, expresada en miliequivalentes/ml o miliequivalentes/g. Dependiendo dicha capacidad, de su naturaleza, cantidad y tipo de


regeneración utilizada. La regeneración de la resina se realiza haciéndole pasar una disolución concentrada del ión desplazado en la operación de cambio. Los equipos utilizados para esta operación, son los INTERCAMBIADORES IÓNICOS, generalmente columnas de relleno. El esquema de una columna de intercambio iónico con resina se muestra en la figura 6.24.

6

2

1

5

4

3

Figura 6.24 Columna de Intercambio Iónico

1. INFLUENTE 2. LECHO DE RESINA 3. ENTRADA DE REGENERANTE 4. DISTRIBUCION DEL INFLUENTE 5. EFLUENTE 6. CAPA SOPORTE


6.2.9. Osmosis Inversa Se incluye dentro de los tratamientos terciarios y presenta análogas características al caso anterior: tratamiento muy específico, de aplicación a casos muy concretos, de costes elevados,..., hace que no se utilice demasiado en el campo de aguas residuales. Sólo se aplica en aquellos casos en que es necesario recuperar y revalorizar ciertos compuestos:

• Concentración de metales de aclarados procedentes de baños de galvanización (niquelado, cobreado, cadmiado, latonado,...).

• Recuperación de nitrato amónico (de abonos nitrogenados). • Procesos farmacéuticos. • En EDARU, para realimentación de aguas subterráneas que van para consumo

humano. La Osmosis Inversa tiene su origen en la comprobación de la reversibilidad del fenómeno de ósmosis directa o natural (figura 6.25):

OSMOSISDIRECTA

FASEDILUIDA

FASECONCENTRADA

Presión Osmótica

EQUILIBRIOOSMOTICO

FASEDILUIDA

FASECONCENTRADA

OSMOSISINVERSA

FASEDILUIDA

FASECONCENTRADA

Presión > Presión Osmótica

Figura 6.25. Proceso de Ósmosis Inversa


• Si se dispone de dos disoluciones de diferente concentración separadas por una membrana semipermeable habrá un paso de disolvente por efecto de la presión osmótica, de la disolución más diluida a la más concentrada, hasta que ambas adquieren la misma concentración (ósmosis directa).

• Ahora bien, si se aplica a la disolución concentrada una presión superior a la osmótica, se producirá un paso de disolvente de la disolución más concentrada a la más diluida, hasta alcanzar un nuevo equilibrio. Este fenómeno se denomina ósmosis inversa.

Normalmente, se suelen utilizar entre otras muchas, sólo dos tipos de membranas: la de acetato de celulosa y las de poliamidas aromáticas. Las primeras soportan un mayor caudal que las segundas. La mayor dificultad de este proceso de ósmosis inversa estriba en la obtención de membranas suficientemente estables y de una vida aceptable (es decir de larga duración de aplicación). Los equipos que se utilizan son las denominadas UNIDADES O MÓDULOS DE OSMOSIS INVERSA (figura 6.26).

MODULO DE

OSMOSIS INVERSA

Bomba dealta presión

AGUA ATRATAR

AGUATRATADA

VERTIDOCONCENTRADO

Válvula dealta presión

Figura 6.26. Unidad de Ósmosis Inversa 6.2.10. Electrodiálisis Esta operación unitaria también se incluye dentro de los tratamientos terciarios y presenta análogas características a los anteriores: tratamiento muy específico, de aplicación a casos muy concretos, de costes elevados... que hace que apenas se utilice en el campo de aguas residuales. El empleo de membranas es la base del proceso de electrodiálisis, cuyo fundamento es el transporte selectivo de iones a través de las mencionadas membranas, siendo la fuerza responsable un potencial eléctrico, dependiendo la cantidad de iones emigrados de la intensidad de corriente aplicada, aunque por encima de un cierto valor aparecen otros fenómenos que reducen la eficacia del proceso.


El campo de aplicación más importante en el tratamiento de aguas es sobre todo la producción de agua potable a partir de agua salobre poco mineralizada. Su principal inconveniente, la vida útil de las membranas, por su alto coste. Las características que deben poseer dichas membranas son:

• Impermeables al agua, permitiendo la transferencia de especies ionizadas. • Alta capacidad de cambio y grado de hidratación. • Inerte a reacciones redox o de precipitación. • Resistencia a la temperatura. • Resistencia a esfuerzos mecánicos. • Elevada conductividad eléctrica.

Los equipos que se utilizan para esta operación, son las denominadas CELDAS O MÓDULOS DE ELECTRODIÁLISIS. En la figura 6.27 se representa una celda de electrodiálisis aplicada al agua de mar; en ella puede verse que está constituida por cubiertas, un cátodo y un ánodo, varios compartimentos conectados para los diferentes productos y separados por las membranas.

AGUASALOBRE

AGUA DULCE

SALMUERA

AnodoAnodo( - )( - )

Na+

Cl -

Na+

Cl -

Na+

Cl -

Na+

Cl -

Na+

Cl -

Na+

Cl -

Na+

Cl -

CátodoCátodo( + )( + )

Cubier t as

Mem branas

Figura 6.27. Electrodiálisis 6.2.11. Microfiltración y Ultrafiltración Ambas operaciones unitarias se incluyen dentro de los llamados tratamientos terciarios. De manera análoga a los últimos casos anteriores: son tratamientos muy específicos, de


aplicación a casos muy concretos, de costes elevados, etc , lo que hace que no se utilicen demasiado en el campo de aguas residuales. Sólo se aplican en aquellos casos en los que son necesario eliminar partículas disueltas muy pequeñas y color. Tal es el caso, de solutos orgánicos en aguas residuales de industrias alimentarias y químicas. Ambos procesos, al igual que la ósmosis inversa y la electrodiálisis, basan la separación en el uso de membranas. Estas membranas son en este caso semipermeables, y específicas, para permitir la eliminación de los coloides. Las membranas de ultrafiltración y microfiltración separan los componentes de una solución, basándose en el tamaño molecular. Actúa como un tamiz que permite el paso del agua y los solutos de bajo peso molecular, pero no los de alto peso molecular. La diferencia entre la microfiltración y la ultrafiltración, radica en que la primera es capaz de separar moléculas de menor peso molecular que la segunda. Así pues, -por norma- para el tratamiento de soluciones de las que se denominan complejas conviene siempre segregarlas previamente; para con posterioridad, usar la técnica más apropiada. Por ejemplo, mediante la técnica de:

• microfiltración se puede separar virus y microorganismos; • por la de ultrafiltración se puede separar las proteínas y los polisacáridos; • y por ósmosis inversa se separan los azúcares, vitaminas, sales minerales, ácidos, etc.

La diferencia de estas técnicas (Microfiltración y Ultrafiltración) con la Osmosis Inversa estriba, además de separar partículas disueltas muy pequeñas, en que sólo se aplica la presión necesaria para vencer la resistencia de la membrana, mientras que en la ósmosis inversa es bastante superior. Los equipos que se utilizan para estas operaciones son las UNIDADES DE MICROFILTRACIÓN Y DE ULTRAFILTRACIÓN (figura 6.28).

ULTRAFILTROULTRAFILTRO

ULTRAFILTRADO

Bom ba derec i rc ulac ión

Bom ba deal im ent ac ión

AGUA ATRATAR

Figura 6.28. Ultrafiltración


6.3. Tratamientos químicos 6.3.1. Coagulación-Floculación Es el proceso que permite separar los sólidos en suspensión de tamaño muy pequeño, coloides y/o grasas y aceites emulsionados o finamente divididos, que no han sido separados en otros procesos. Es un proceso unitario de tipo químico y se incluiría en el tratamiento primario. La pequeña dimensión de las partículas coloidales presentes en el agua residual, así como la existencia de cargas negativas repartidas en su superficie, proporcionan una gran estabilidad a las suspensiones coloidales. Para romper estas suspensiones y producir la aglomeración de partículas, se recurre al tratamiento de coagulación-floculación. Son dos procesos claramente diferenciados. Coagulación Es el fenómeno de desestabilización de las partículas coloidades, que puede conseguirse especialmente a través de la neutralización de sus cargas eléctricas con la adición de un coagulante (reactivo químico). Es fundamental en este proceso conseguir una distribución rápida y homogénea del coagulante (agitación fuerte), para aumentar las oportunidades de contacto entre las partículas y el reactivo químico. El tiempo de residencia es < de 3 minutos. Los principales coagulantes utilizados son las sales de aluminio y de hierro.

Floculación Es la agrupación de las partículas descargadas, al ponerse en contacto unas con otras. Esta agrupación es favorecida por algunos productos químicos llamados floculantes. Los flóculos son retenidos en una fase posterior del tratamiento (decantación o flotación). En esta etapa, a diferencia de la anterior, es necesario una agitación también homogénea y muy lenta, con objeto de no romper los flóculos que se forman. El tiempo de residencia es de 10-30 min. Estas operaciones requieren ensayos en laboratorio (Jar Test), para determinar qué sustancias dan lugar a la coagulación y floculación de la mejor forma posible y sus dosis. Los equipos que se utilizan son los COAGULADORES (figura 6.29) y los FLOCULADORES (figura 6.30).

Coagulant e

INFLUENTE EFLUENTE

Figura 6.29. Coagulador


Floc ulant e

INFLUENTE EFLUENTE

Figura 6.30. Floculador 6.3.2. Neutralización A veces las aguas residuales contienen ácidos o álcalis con un pH muy alto o muy bajo, cuya acción debe ser neutralizada antes de su vertido o del tratamiento biológico:

• La neutralización en el caso de vertido debe ser tal que cumpla los límites marcados por la legislación aplicable al cauce receptor.

• En el caso del tratamiento biológico, debe ser tal que el pH resultante esté comprendido entre 6,5-8,5, para no perturbar la actividad biológica.

Para un correcto diseño del equipo de neutralización es necesario conocer además del caudal y la acidez-alcalinidad, el pH promedio en 24 horas. El proceso de neutralización se realiza en un depósito de forma cúbica o cilíndrica, siendo en este caso el diámetro igual a la altura de líquido, dependiendo el volumen total del depósito de la velocidad de neutralización. Si se emplea sosa o ácidos fuertes, la neutralización es instantánea y con un tiempo de retención de 3 minutos sería suficiente. Dado que el pH tiene una variación logarítmica cuando los valores son altos o bajos, es preciso realizar la neutralización en varias etapas, o lo que es lo mismo, escalonadamente a través de varios tanques escalonados en serie. Los neutralizantes más usados por su bajo coste, inocuidad y fácil manejo son: sosa cáustica, cal, caliza y ácido sulfúrico. Otros, más caros o con problemas de corrosión, gases tóxicos ... son: ácido nítrico, ácido clorhídrico, carbonato sódico y amoníaco. Los equipos utilizados son los NEUTRALIZADORES (Tanques de mezcla). 6.3.3. Oxidación-Reducción Los procesos redox se caracterizan por la existencia de una transferencia de electrones entre los compuestos que intervienen en la reacción, de tal forma que un compuesto los cede y otro


los capta. Es decir, es una reacción entre un compuesto oxidante y uno reductor. Los equipos que se utilizan son TANQUES DE OXIDACIÓN-REDUCCIÓN. Su aplicación al campo del tratamiento de aguas residuales se centra en la eliminación de compuestos tóxicos: cianuros y cromatos. Los cianuros proceden de Plantas de acabado de superficies y de material y proceso fotográfico. Los cromatos de fábricas de curtidos y recubrimientos. Cianuros Consiste en transformar por oxidación el cianuro a cianato, empleando como oxidante cloro u ozono en medio básico (hidróxido sódico) (pH = 10-11), y posterior conversión del cianato en gases de anhídrido carbónico y nitrógeno por nueva oxidación con cloro u ozono en el mismo medio básico (pH = 8-9,5). Cromatos Consiste en transformar por reducción el cromo 6+ en cromo 3+, empleando como reductor sulfato ferroso en medio ácido (ácido sulfúrico) (pH = 2-3), y posterior precipitación del hidróxido insoluble por neutralización con cal. 6.3.4. Precipitación Consiste en la dosificación de determinados productos químicos al agua a tratar, con el fin de llevar a cabo una reacción con un contaminante o grupo de ellos, obteniéndose unos compuestos insolubles que por posterior sedimentación o filtración son eliminados del medio. Es necesario realizar ensayos en el laboratorio para conocer el consumo de reactivos, y en consecuencia, llevar a cabo el diseño correcto de los equipos de dosificación. Los equipos empleados son los PRECIPITADORES. Las principales aplicaciones en el tratamiento de aguas residuales se centra en la eliminación de: Fosfatos, Compuestos tóxicos (metales pesados) y Fluoruros. Fosfatos: Se precipitan con sales de aluminio o hierro (generalmente sulfatos). Metales pesados: Se precipitan en medio básico con hidróxido cálcico. Se suele hacer a dos

niveles de pH: • pH= 8 Precipitan: Fe, Al, Cr3+, Cu • pH= 10,5 Precipitan: Pb, Mn, Hg, Ni, Cd, Zn

Fluoruros: Se precipitan con cal. 6.3.5. Desinfección Es el proceso mediante el cual se eliminan los gérmenes patógenos de un agua residual. No debe confundirse con la esterilización, que consiste en la eliminación total de todos los microorganismos. La eficacia de una correcta desinfección depende de los siguientes FACTORES:


• Tipo y concentración de los microorganismos a destruir. • Tipo y concentración del desinfectante. • Tiempo de contacto entre agua y agente desinfectante. • Características físicas y químicas del agua a tratar (Tª). • Las CARACTERISTICAS de un buen desinfectante son: • Capacidad de destrucción de los microorganismos patógenos presentes en el agua. • Ser inocuo y no tener sabor y olor desagradables. • Fácil manipulación y manejo. • Determinación rápida y fácil, de su concentración en agua (automatismo). • Permanencia en el agua, cuando su demanda sea nula. • Precio asequible en el mercado vigente. • Rapidez de actuación e independencia del pH, concentración, temperatura y variación

de las condiciones físicas. Los desinfectantes pueden ser de dos tipos: físicos (calor, luz solar y luz ultravioleta) y químicos (ozono y cloro y sus derivados). El más utilizado es el hipoclorito sódico (lejía). Las dosis de este último, según el tipo de tratamiento de depuración que ha sufrido el agua a tratar, se reflejan en la Tabla 6.5. Los equipos utilizados son las ARQUETAS DE DESINFECCIÓN.

EFLUENTE PROCEDENTE DE DOSIS (mg/l) Agua residual sin tratar (precloración) 6 - 25 Sedimentación primaria 5 - 20 Planta de precipitación química 2 - 6 Planta de filtros percoladores 3 - 15 Planta de fangos activados 2 - 8 Filtros multicapa detrás de fangos activados 1 - 5

Tabla 6.5. Típicas dosis de cloro para desinfección

6.4. Tratamientos biológicos También son conocidos por tratamientos secundarios. Son los encargados de reducir la DBO (Demanda Biológica de Oxígeno) de las aguas residuales, ya sean industriales o urbanas. Estos procesos biológicos de depuración de aguas residuales consisten -en síntesis- en fomentar el desarrollo de unos microorganismos (principalmente bacterias heterótrofas) que, realizando sus misiones metabólicas, forman flóculos que retienen la contaminación orgánica, alimentándose de ella, para posteriormente sedimentar. El mecanismo de la oxidación biológica, consiste en la asimilación de la materia orgánica degradable biológicamente (DBO) por los microorganismos, en presencia de oxígeno y nutrientes de acuerdo con la siguiente reacción:

Los productos finales del metabolismo aerobio son CO2 (anhídrido carbónico) y agua.

MATERIA ORGANICA + MICROORGANISMOS + O2 ⇒

PRODUCTOS FINALES + NUEVOS MICROORGANISMOS + ENERGIA


Entre los numerosos procesos biológicos existentes, destacan como los más utilizados los siguientes:

• Lodos activos (para tratamiento de aguas con microorganismos no inmovilizados). • Filtros percoladores (para tratamiento de aguas con microorganismos inmovilizados). • Digestión anaerobia.(para tratamiento de fangos en ausencia de oxígeno). • Lagunaje.(para tratamiento de aguas con bajo coste).

6.4.1 Lodos activos. Este proceso biológico consiste en desarrollar un cultivo bacteriano disperso en forma de flóculo (lodos activados), en un depósito agitado y aireado (Tanque de aireación), y alimentado con el agua a depurar. La agitación evita sedimentos y homogeniza la mezcla de los flóculos bacterianos y el agua residual (licor de mezcla). La aireación que puede hacerse partiendo del oxígeno del aire, de un gas enriquecido en oxígeno, o de oxígeno puro, tiene por objeto suministrar el oxígeno necesario tanto a las bacterias como al resto de los microorganismos aerobios. Después de un tiempo de contacto suficiente, el licor de mezcla se envía a un clarificador (decantador secundario), destinado a separar el agua depurada de los fangos; un porcentaje de estos últimos son recirculados al tanque de aireación, para mantener en el mismo una concentración suficiente de biomasa activa. Los fangos secundarios en exceso, se extraen del sistema y se evacuan al tratamiento de fangos. Para el diseño de una instalación de Lodos Activos, se utilizan una serie de parámetros entre los que destacan:

• Cm = Carga másica = Es una relación entre la masa diaria de contaminación que debe eliminarse y la masa de bacterias depuradoras.

• Cv = Carga volumétrica = Es una relación entre la masa diaria de contaminación que debe eliminarse y el volumen del reactor biológico.

• θc = Tiempo de Retención Celular o edad de los fangos = Tiempo de permanencia de los fangos en el reactor biológico.

• θh = Tiempo de Retención Hidráulica = Tiempo de permanencia media del agua a tratar en el reactor biológico.

Según estos parámetros, los Lodos Activos se pueden clasificar en tres tipos:

• De alta carga: Cm > 1 ; Cv > 3 ; θc = 1-5 días ; θh < 4 h • De carga media o Convencional: 0,2 < Cm < 0,4 ; 0,32 < Cv < 0,64 ; θc = 5 -15 días ;

θh > 4 h • De baja carga o de Aireación Prolongada: Cm < 0,1 ; Cv < 0,2 ; θc >15 días ; θh >

12 h (puede darse el fenómeno de la nitrificación) Los parámetros característicos de la clasificación del Proceso de Lodos Activos según la carga contaminante se recoge en la siguiente Tabla 6.6.


LODOS ACTIVOS ALTA CARGA

CARGA MEDIA

BAJA CARGA

Color de los fangos gris marrón marrón chocolate Cm (kg DBO5 / kg MLSS / día) 0,4 - 1,5 0,1 - 1 0,03 - 0,12 Cv (kg DBO5 / m3 / día) 1,6 - 16 0,3 - 3 0,16 - 0,4 θc (días) 1 – 5 5 - 15 20 -30 θh (h) 0,5 - 4 4 - 8 18 - 36 MLSS ( ppm) 1000 - 2000 2000 - 3000 3000 - 6000 Recirculación (%) 100 100 75 - 500 Fangos Exceso (kg MLSS/kgDBO5/día) 1,2 0,9 - 1 < 0,6 Respiración endógena (mg O2 / g / h) 10 3 - 10 < 3 Indice de Mohlmann 120 - 250 90 - 160 50 -100 N total en fangos (mg/g) 80 70 50

Tabla 6.6 Clasificación del Proceso de Lodos Activos según la carga contaminante

Estos mismos procesos se pueden observar de forma gráfica representando el <Índice de Mohlmann> frente a la <Carga Másica > (figura 6.31). Existiendo una relación entre las “Zonas” marcadas y el “Rendimiento (Rto.) en DBO5 “ se puede obtener: A = Zona Alta Carga Rto. en DBO5 = 80 % B = Zona Carga Media Rto. en DBO5 = 90 % C = Zona Aireación prolongada Rto. en DBO5 = 96 %

Ind ic e deMohlm ann

CargaMásic a

30 ºC

10 ºC

100

200

300

400

500

1,52,5 0,512 0

AA BB CC

Figura 6.31. Carga másica en el Proceso de Lodos Activos


Los procesos de Lodos Activos, según la disposición de las unidades de oxidación biológica y de como se lleve a cabo la misma (si en reactores de mezcla completa, con o sin recirculación, o en reactores de flujo pistón con recirculación, ...), se clasifican en numerosos tipos (Tabla 6.7), destacando los siguientes:

• Convencional. • Mezcla Completa. • Aireación Escalonada. • Contacto-Estabilización.

PARAMETROS PROCESOS DE

LODOS ACTIVOS Cm Cv θc (d) θh (h) [MLSS] (ppm) Qr/Qmed Convencional

0,2-0,4 0,32-0,64 5-15 4-8 1500-3000 0,25-0,5

Mezcla Completa

0,2-0,6 0,8-1,92 5-15 3-5 3000-6000 0,25-1

Aireación Escalonada

0,2-0,4 0,64-0,96 0-15 3-5 2000-3500 0,25-0,75

Contacto1 Estabilización2

0,2-0,6 0,96-1,2 5-15 0,5-11 3-62

1000-30001 4000-100002

0,25-1

Aireación Prolongada

0,05-0,15 0,16-0,4 20-30 18-36 3000-6000 0,75-1,5

Aireación con Oxígeno

0,25-1 1,6-4 8-20 1-3 6000-8000 0,25-0,5

Tabla 6.7. Parámetros de diseño de los distintos Procesos de Lodos Activos

Proceso Convencional: Consiste en un tanque de aireación, un clasificador secundario y una línea de retorno de fango. El modelo de flujo es de pistón con recirculación celular. El agua residual influente y el fango recirculado entran en el tanque por un extremo y son aireados durante un periodo de 6 horas. El fango recirculado es del 25-50 % del caudal influente.

INFLUENTE

EFLUENTE

PURGA DEFANGOS

RECIRCULACIONDE FANGOS

TANQUE DE AIREACIONTANQUE DE AIREACION

(Flujo Pistón)(Flujo Pistón)DECANTADORDECANTADORSECUNDARIOSECUNDARIO

Proceso Mezcla Completa: Imita al régimen hidráulico existente en un reactor agitado mecánicamente. La carga orgánica en el tanque de aireación y la demanda de oxígeno, son uniformes de uno a otro extremo de aquél. El licor de mezcla al ir atravesando el tanque de


aireación desde la entrada al canal efluente, tiene una mezcla completa por medio de aireación mecánica (turbinas) o difusores.

EFLUENTE

PURGA DEFANGOS



(Mezcla Completa)(Mezcla Completa)

DECANTADORDECANTADORSECUNDARIOSECUNDARIO

INFLUENTE

Proceso Aireación Escalonada: Es una modificación del Proceso Convencional. Introduce el agua residual en distintos puntos del tanque de aireación, disminuyendo la demanda punta de oxígeno. El tanque de aireación se subdivide por medio de deflectores en cuatro canales paralelos, o más. Cada canal es una fase o eslabón individual, y las distintas fases se conectan entre sí en serie. Si se quiere, se puede utilizar la primera fase para reaireación del fango activado de retorno.

INFLUENTE

EFLUENTE

PURGA DEFANGOS



(Flujo Pistón)(Flujo Pistón)DECANTADORDECANTADORSECUNDARIOSECUNDARIO

Proceso Contacto-Estabilización: Se desarrolla para utilizar las propiedades absorbentes del fango activado; teniendo lugar la eliminación de la DBO en dos etapas: la primera es la absorción en el fango de la mayor parte de las materias orgánicas coloidales (20-40 minutos), y la segunda es la asimilación metabólica de las materias orgánicas absorbidas. El tiempo de retención en el tanque de estabilización es de 3 a 6 horas. A veces, se prescinde de la sedimentación primaria.

INFLUENTE

EFLUENTE

PURGA DEFANGOS


TANQUE DE CONTACTOTANQUE DE CONTACTO DECANTADORDECANTADORSECUNDARIOSECUNDARIO

TANQUE DETANQUE DE

ESTABILIZACIONESTABILIZACION


Sistemas de Aireación utilizados para introducir aire en el tanque de aireación: A) Difusores porosos sumergidos o boquillas (figura 3.32): Se diseñan para que produzcan burbujas pequeñas (difusor de burbuja fina) o relativamente grandes (difusor de burbuja gruesa). Son de naturaleza cerámica y proporcionan de 5 a 25 m3/h. El aire que se le introduce debe ser limpio y estar exento de polvo para evitar colmatarlos.

Figura 6.32. Difusores de Burbuja Gruesa: (a) Cilíndrico y (b) Plano B) Agitadores mecánicos (figura 6.33): Hay dos tipos: de superficie (rotores sumergidos total o parcialmente montados en el centro del tanque de aireación) y de turbina (de flujo ascendente, basan su eficacia en la agitación de la superficie y en el arrastre de aire).

Figura 6.33. Turbina de Aireación 6.4.2. Filtros percoladores También son conocidos por Lechos Bacterianos. El principio de funcionamiento consiste en hacer caer el agua residual a tratar (previamente decantada), en forma de lluvia, sobre una masa de material de gran superficie específica que sirve de soporte a los microorganismos

(a) (b)


depuradores, los cuales forman en la misma una película de mayor o menor espesor, según la naturaleza del material utilizado (figura 6.34). Los Filtros Percoladores se clasifican según su carga orgánica e hidráulica en Filtros de alta carga y Filtros de baja carga. Según el tipo de relleno, los Filtros pueden ser de dos tipos: de relleno tradicional (piedras) y de relleno plástico. Los filtros de relleno tradicional suelen estar formados por piedras de 10 cm de diámetro, con una profundidad de 1 a 3 m. Los de relleno plástico pueden alcanzar hasta 15 m de altura. El agua residual se distribuye por la parte superior del filtro, mediante un mecanismo rotativo o bien mediante boquillas de pulverización fijas. Los filtros están provistos de drenajes en la parte inferior, para recoger el agua depurada y favorecer la aireación. El funcionamiento de este tratamiento biológico es como se expone a continuación:

• Se efectúa una aireación por tiro natural. Esta aireación persigue aportar a la masa del lecho, el oxígeno necesario para mantener la microflora en un medio aerobio.

• Las sustancias contaminantes del agua, y el oxígeno del aire, se difunden a través de la película biológica, hasta los microorganismos asimiladores; al mismo tiempo se eliminan en los fluidos líquidos y gaseosos, los subproductos y el gas carbónico.

• Esta película biológica contiene bacterias heterótrofas próximas a la superficie, y autótrofas (bacterias nitrificantes) cerca del fondo.

• Observándose con frecuencia, la presencia de hongos en las capas superiores y de algas verdes en la superficie.

• Existe la posibilidad de llevar a cabo el proceso en lugar de una fase (etapa) en dos fases (etapas).

La diferencia más importante con el Proceso de los Lodos Activos, de los decantadores secundarios de los procesos de Filtros Percoladores, es la no recirculación de los fangos. Aquí, todos los fangos van a las instalaciones de Tratamientos de Fangos.

Figura 6.34. Lecho Bacteriano provisto de recirculación de agua residual en cabecera

1. INFLUENTE 2. RECIRCULACION AGUA BRUTA 3. LECHO BACTERIANO 4. DECANTADOR SECUNDARIO 5. EFLUENTE 6. DESCARGA DE FANGOS

54

6

1

3

2


6.5. Tratamientos de Fangos Las plantas de tratamiento de aguas residuales (urbanas e industriales) concentran los contaminantes separados en el proceso de depuración, en forma de fangos. A estos fangos, hay que someterlos a determinados procesos que reducirán su facultad de fermentación y su volumen. Las características de los fangos son consecuencia del uso que se les haya dado a las aguas y de los sucesivos procesos de depuración a los que se han visto sometidos. Los fangos se producen por sedimentación en los decantadores de los distintos procesos de tratamiento. En plantas depuradoras con tratamientos biológicos, se generan en dos procesos:

• Fangos Primarios : Las partículas sólidas más gruesas se depositan en el fondo del decantador primario.

• Fangos Secundarios : Las partidas más finas y disueltas, se fijan y metabolizan por las bacterias, que se multiplican en presencia de oxígeno durante la operación de aireación. Esta biomasa bacteriana se separa en el decantador secundario, para producir los fangos secundarios. Una parte de esta biomasa es recirculada al tanque de aireación; la otra se extrae constituyendo los fangos biológicos en exceso.

Los Fangos primarios y secundarios se pueden juntar, dando lugar a los denominados <FANGOS MIXTOS>. El TRATAMIENTO de los FANGOS, depende de su composición química y del tipo de agua residual del que proviene. Las fases -más usuales- en este proceso de tratamiento y evacuación de fangos son: Concentración, Digestión, Acondicionamiento, Deshidratación, Incineración y Evacuación. Hay que señalar que los fangos de depuración serán tratados en función de las distintas disponibilidades económicas, destino final previsto, existencia de espacio, legislación a cumplir, etc. 6.5.1. Concentración de Fangos Se puede llevar a cabo mediante dos operaciones: Espesamiento El espesador es un depósito cilíndrico terminado en forma cónica. Tiene una entrada (para los fangos a espesar) y dos salidas: una por la parte inferior (fango espesado) y otra por la parte superior para el sobrenadante o agua separada de los fangos (figura 6.35). Los espesadores pueden ser dinámicos o estáticos, según tengan rasquetas o no. El tipo de fango que le llega puede ser primario, secundario o mixto. Flotación Consiste en inyectar aire a presión al líquido a tratar y seguidamente pasar la mezcla al equipo de flotación. Al entrar la mezcla en el decantador, pasa por una válvula que reduce la presión, con lo que el aire que se había disuelto a presión se libera en forma de pequeñas burbujas que se adhieren a las partículas en suspensión, elevándolas a la superficie. Sobre la superficie se forma un manto de fango que mediante una rasqueta superficial se barre hacia la arqueta (figura 6.36). Este tipo de concentración (flotación con aire), se aplica a Fangos ligeros (Fangos Secundarios), en concreto a los procedentes de Lodos Activos.


Figura 6.35. Espesador

Figura 6.36. Flotación de Fangos

6.5.2. Digestión de Fangos La digestión de un fango supone la destrucción de la materia orgánica contenida en el mismo. Esta destrucción se puede llevar a cabo de varias formas: Digestión Aerobia, Digestión Anaerobia, Laguna de Lodos y Tanques Imhoff. Por su importancia y aplicación práctica, solo se abordará las dos primeras. Digestión Aerobia También conocida como estabilización de fangos; se basa en la destrucción de la materia orgánica contenida en los fangos, debido a la asimilación hecha por células biológicas en presencia de oxígeno libre molecular. Esta asimilación se puede reflejar mediante las siguientes ecuaciones:

1. ENTRADA DE FANGOS 2. RASQUETA 3. SALIDA DE AGUA 4. CONCENTRADOR O POCETA 5. SALIDA DE FANGOS

13

2

54

1. ENTRADA DE FANGOS 2. BOMBA 3. TANQUE DE PRESURIZACION 4. VALVULA REDUCTORA DE PRESION 5. SALIDA DE AGUA 6. SALIDA DE FANGOS

1

3

45

2

6


C5H7NO2 + 5 O2 ⇒ 5 CO2 + NH3 + Otros 6.1 NH3 + 2 O2 ⇒ NO3H + H2O 6.2 Se aplica usualmente a los fangos mixtos y secundarios. Es un proceso sencillo y de bajo coste de instalación; pero debido a la energía que precisa para mantener el fango aireado, hace que este proceso sólo se utilice para plantas pequeñas. El volumen de fangos digeridos vía aerobia, es del mismo orden que en el caso de que se utilice la vía anaerobia; sin embargo los primeros son de mejores características. Así, los fangos aerobios, debido a su menor resistencia específica a la filtración, se deshidratan más fácilmente. Digestión Anaerobia Es un proceso biológico en el cual la materia orgánica biodegradable es asimilada por una serie de microorganismos específicos, empleando parte de esta materia orgánica en la síntesis de nuevas células (nuevos microorganismos), sufriendo el resto un proceso de oxidación hasta los productos finales (metano y anhídrido carbónico). Este proceso se produce en total ausencia de oxígeno disuelto. El mecanismo aceptado actualmente para explicar la biodegradación anaerobia se compone de cuatro fases consecutivas:

• Fase de hidrólisis. • Fase ácida. • Fase acetogénica. • Fase metánica.

Los parámetros controladores son:

• Temperatura: Es un parámetro esencial. Cuando aumenta la temperatura, las reacciones biológicas son más rápidas, hasta una temperatura límite. La situación menos favorable y económica, tanto de velocidad de reacción como de consumo de energía, es trabajar a temperaturas de 20-45 ºC (nivel mesofílico).

• Anaerobiosis: Ausencia total de oxígeno. Se trabaja en tanques de digestión cerrados, que permitan la salida del gas (metano).

• pH: Entre 6 y 8. • Acidez y alcalinidad:: Tampón: CO2 / CO3

-. • Nutrientes:: Que exista la cantidad mínima requerida. • Compuestos tóxicos: Tales como: Na, NH4

+, metales, clorados, CN-, ... Ausencia. Los tipos de digestores se establecen según la disposición de los microorganismos (siendo el más usado el último, en concreto el de dos etapas): 1) Cultivo Suspendido: Proceso Discontinuo. Digestión Seca. Digestor Monoetapa. Digestor de Flujo Pistón. Digestor de Contacto.


2) Cultivo Adherido: Filtro Anaerobio. Digestor Anaerobio. Digestor de Lecho Fluidizado. Digestor de Lecho de Lodos. Digestor de lecho expandido. 3) Sistemas Múltiples: Dos fases. Dos etapas. Mixtos. 6.5.3. Acondicionamiento de Fangos Este se puede abordar desde dos puntos de vista: térmico y químico. El primero, supone someter al fango bien a calor o bien a frío; el segundo, consiste en añadirle uno o varios reactivos. Dada la importancia económica que impone los procesos que utilizan energía (calorías o frigorías), solo el acondicionamiento químico se suele aplicar a los fangos. Tanto los fangos urbanos como otros muchos industriales tienen una estructura coloidal que los hace poco filtrables, por lo que en el sistema de filtración se consigue un bajo rendimiento. Para evitar este inconveniente, se acondicionan los fangos, añadiéndoles reactivos floculantes que rompen la estructura coloidal, y le confieren otra de carácter granular de mayor filtrabilidad, bajando por tanto su resistencia específica a la filtración. Los reactivos más utilizados son: las sales de hierro (cloruro férrico), sulfato de alúmina, cal y polielectrolito. La combinación de cloruro férrico como coagulante y cal como regulador de pH, es muy empleada. Es de señalar, la conveniencia de realizar ensayos en el laboratorio para definir las dosis apropiadas. 6.5.4. Deshidratación de Fangos Consiste en eliminar el agua de los fangos. Este proceso se puede llevar a cabo con diferentes técnicas, siendo las más empleadas (figuras 6.37 a 6.41): Eras de secado, Filtros de vacío, Filtros prensa de placas y marcos, Filtro prensa de bandas y Centrifugación.

Figura 6.37. Eras de secado

1. FANGOS 2. ARENAS 3. GRAVAS 4. DRENES

2

1

3 4


FORMACIONDE TORTA

ZONA DELAVADO

ZONA DEDESHITRATACION

ZONA DEDESCARGA

8

23

4

6

1

57

Figura 6.38. Filtro de vacío

23

45

1

6

Figura 6.39. Filtro Prensa de Placas y Marcos

1. TAMBOR 2. AGITADOR 3. ENTRADA DE VACIO 4. TORTA DE FANGOS 5. ROCIADORES DE LAVADO 6. CILINDRO ALISADOR 7. SALIDA DE VACIO 8. HOJA RASPADORA

1. ENTRADA DE FANGOS 2. CABEZAL MOVIL 3. PLACAS 4. MARCOS CON TORTA 5. SALIDA DE AGUA 6. CIERRE HIDRAULICO


12

5 6

3

4

Figura 6.40. Filtro Prensa de Banda

1

23 4

9 76

5

8

Figura 6.41. Centrífuga de Tornillo Sinfín

6.6. Tecnologías Blandas Son también denominadas "Técnicas de Depuración de bajo coste". Vienen aplicándose desde hace décadas, y tienen interés por abarcar un campo de aplicación especialmente adecuado para pequeñas y medianas poblaciones, y que es debido fundamentalmente:

1. ENTRADA DE FANGOS 2. POLEA 3. CUBIERTA 4. CARCASA ROTATIVA 5. TORNILLO SINFIN 6. REGULADOR DE VELOCIDAD 7. SALIDA DE AGUA 8. TORTA DE FANGOS 9. SALIDA DE FANGOS SECOS

1. ENTRADA DE FANGOS 2. REACTIVOS 3. TORTA HUMEDA DE FANGOS 4. ROCIADORES DE LAVADO 5. RODILLOS CILINDRICOS 6. FANGOS SECOS


• Buen rendimiento en eliminación de patógenos. • Facilidad de operación y mantenimiento. • Buena integración en el medio rural.

Se ha comprobado que aplicar los sistemas convencionales de depuración a pequeños municipios, no tiene éxito. Ello no es porque no sean válidos, sino debido a los elevados costes de explotación que imponen. De ahí viene el nombre de "Depuración de bajo coste", debido a los bajos costes de explotación de estos tratamientos. Estos tratamientos o <Tecnologías Blandas> son principalmente los siguientes: Lagunas de oxidación o estabilización (Lagunaje), contactores biológicos rotativos (C.B.R.), lechos de turba y filtros verdes. 6.6.1. Lagunas de oxidación o estabilización (Lagunaje) Se aplica a cualquier estanque diseñado para llevar a cabo un tratamiento biológico. Requiere mucho terreno llano, adaptándose a la forma del mismo. Son de tres tipos:

• Lagunas anaeróbicas (ausencia de oxígeno). • Lagunas facultativas (capas con y sin oxígeno). • Lagunas aeróbicas (presencia de oxígeno).

6.6.2. Contactores biológicos rotativos (C.B.R.) También reciben el nombre de << Biodiscos >>. Presentan cierta similitud con los lechos bacterianos, pero en este caso, los microorganismos crecen sobre la superficie de unos discos rotativos. Requiere decantación previa. Se pueden emplear en zonas de montaña por el poco espacio que ocupan. 6.6.3. Lechos de turba Consiste en hacer fluir el agua residual a través de un lecho de turba. Este lecho se forma colocando la turba sobre una capa de arena, y ésta sobre una de grava, con dispositivos de drenaje en su parte inferior. Se ponen por duplicado, ya que se suelen colmatar con frecuencia; necesitando su limpieza. 6.6.4. Filtros verdes Consiste en aplicar el agua residual a un terreno para conseguir su depuración por la acción conjunta del suelo, microorganismos y plantas; mediante una triple acción física, química y biológica. Las técnicas empleadas son:

• Riego de cultivos. • Escorrentía sobre cubierta vegetal. • Infiltración-Percolación.


6.7. Bibliografía. American Public Health, American Water Works Association y Water Pollution Control Federation (1985). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. Castillo Martín (1994). Reutilización de aguas residuales: Criterios para la evaluación sanitaria de proyectos de reutilización directa de Aguas Residuales Urbanas Depuradas, Ed. Antonio Castillo Martín, 256 págs. Degremont (1979). Manual Técnico del Agua, 4ª Edición. Degremont (1979). Water Treatment Handbook, 6th Edition. Díaz Lázaro Carrasco, J.A. (1991). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones del Ministerio de Obras Públicas y Transportes. Hernández Muñoz A. (1992). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones de la Escuela de Ingenieros de Caminos de Madrid, Colección Senior nº 9, 2ª Edición. IGME (1985). Calidad y contaminación de las aguas subterráneas en España. Ed. IGME. Madrid. ITGE (1999). La contaminación de las aguas subterráneas: un problema pendiente. Ed. ITGE. Madrid. Metcalf y Eddy (1985). Ingeniería Sanitaria. Tratamiento, Evacuación y Reutilización de Aguas Residuales, Editorial Labor S.A., 2ª Edición. Miro Chavarría, J., De Lora Soria F. (1975). Técnicas de Defensa del Medio Ambiente, Editorial Labor S.A. Sanz, J.M. (1991). La Contaminación Atmosférica, Ed. MOPT, 200 págs. Steel, E.W. McGhee, T.J. (1981). Abastecimiento de Agua y Alcantarillado, Editorial Gustavo Gili S.A., 5ª Edición. Water Pollution Control Federation (1985). Simplified Laboratory Procedures for Wastewater Examination.


CAPÍTULO 7: ESQUEMA GENERAL DE UNA EDARU 7.1. Introducción Antes de entrar a describir de forma detallada el esquema general de un EDARU (Estación Depuradora de Aguas Residuales Urbanas), conviene detenerse en una serie de puntos que de alguna forma ayudarán a un mejor entendimiento del mismo. Antiguamente, el tratamiento de un agua residual lo resolvía la propia naturaleza, ya que al ser la carga contaminante mínima, de una forma natural se iba produciendo una autodepuración. Hoy día, la presencia masiva del hombre y el uso intensivo que a este recurso se le está dando, obliga a pensar en otras formas de depuración, que basándose en principios naturales se apoyan en métodos físicos, químicos y biológicos. El agua residual como concepto, puede definirse de muchas maneras, una de ellas podría ser aquella en que el agua una vez que ha sido utilizada por el hombre, la desecha por encontrarse contaminada, y por lo tanto, no apta para un nuevo uso. En función de su origen, las aguas residuales se clasifican en urbanas e industriales. Las primeras se caracterizan por su alto contenido en materia orgánica (residuos de origen vegetal y animal), y las segundas por su alto contenido en materia inorgánica (minerales y compuestos químicos). Aunque existen otros tipos de residuos distintos de los anteriores, como son los térmicos (procedentes de industrias generadoras de energía eléctrica) y los radiactivos (procedentes de hospitales, laboratorios farmacéuticos y centrales nucleares); la tipología del agua residual que va a tratar las depuradoras, salvo excepciones, son de carácter doméstico o urbano, acompañado de vertidos industriales con mayor o menor facilidad de biodegradación, y del agua de lluvia (que se incorpora a los colectores a través de los sumideros existentes en las redes de saneamiento). Por último y para dar paso a la descripción del proceso de la EDARU, conviene recordar siempre el objetivo que se pretende conseguir con este tipo de obras. Partiendo de que el agua hoy en día es un recurso escaso, y teniendo en cuenta la degradación que el agua residual va produciendo en el medio ambiente, nuestro fin será conseguir reunir todos los vertidos residuales existentes que afecten a una determinada cuenca y hacerlos pasar por un proceso de depuración que permita rebajar sensiblemente los parámetros de contaminación; logrando así una lógica reutilización posterior de ese agua. De esta forma, conseguiremos un doble objetivo, por un lado volver a utilizar la mayor parte del agua que consumimos, y por otra conseguir que los cauces públicos vuelvan a tener vida animal y vegetal, mejorando sensiblemente el medio ecológico. El que este fin a perseguir se haga realidad depende en su mayor parte del mantenimiento, conservación y explotación de la Estación Depuradora.

CAPÍTULO 7: ESQUEMA GENERAL DE UNA EDARU [María José Moreno López]

156

7.2. Esquema General de una EDARU A continuación se expone el recorrido del agua residual, deteniéndonos en cada una de las fases. Para ello, nos vamos a auxiliar de un esquema general que obedece a un tipo de tratamiento convencional. Atendiendo pues a los dos diagramas que se adjunta, se comenzará en primer lugar por describir la LINEA DE AGUA (figura 7.1), para luego seguidamente hacer lo propio, con la LINEA DE FANGOS y con la LINEA DE GAS (figura 7.2). Esta última, es sólo utilizada en caso de digestión anaerobia del fango. 7.2.1. Línea de Agua 7.2.1.1. Conceptos Generales Llegada de Agua Bruta Es el agua residual que llega al EDARU, procedente de las redes de saneamiento de las poblaciones cuyas aguas van a ser tratadas. Pozo de Gruesos Es una arqueta profunda de grandes dimensiones, cuya misión consiste en retener en su fondo, objetos voluminosos que han sido arrastrados a través del emisario, y que pueden perjudicar el proceso de desbaste (cribado), obstaculizándolo. De este pozo, mediante cuchara bivalva, se extraen los gruesos periódicamente, depositándolos en contenedores previstos en la zona de pretratamiento. Aliviadero General y By-pass Debido a que existen momentos en que el agua residual viene mezclada con agua de lluvia, cuando se produce una importante avenida, se debe prever un sistema que permita aliviar el exceso de agua, por lo que se implanta un aliviadero general de crecidas. Asimismo, hay que prever la posibilidad de dejar fuera de servicio la estación, debido a alguna avería importante, por lo que se hace necesario la construcción de un colector que realice el by-pass de la propia depuradora. Este colector tiene pues, la doble función de conducir el agua aliviada por crecidas y el total que llega al EDARU en caso de avería. Estación de Bombeo No siempre es necesario, pero ocurre con relativa frecuencia que debido a la pérdida de carga que se experimenta a lo largo del proceso, se hace imprescindible contar con una elevación del agua bruta a la cota que exijan los cálculos hidráulicos, de ahí la construcción de una estación de bombeo. 7.2.1.2. Pretratamiento Es la fase del proceso, que por depuración física, se ocupa de la primera separación del agua residual, de una gran parte de los sólidos y flotantes que en ella van inmersos. Se compone básicamente de dos bloques de operaciones: primero un desbaste (o cribado) y después un desarenado y un desengrasado. En el pretratamiento se producen una cantidad


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importante de residuos, que conviene extraer periódicamente, para evitar los malos olores debidos a su impregnación de materia orgánica. Desbaste Se lleva a cabo mediante un sistema de Rejas, formados por barrotes con mayor o menor separación, y colocadas transversalmente a la dirección del flujo o corriente de agua. En estas rejas quedan retenidos los sólidos, cuyas dimensiones exceden de la luz entre barrotes. Normalmente, se coloca un sistema de Rejas de Gruesos, seguida de uno de Rejas de Finos. Desarenado Es la operación que separa del agua residual, las arenas y partículas más finas que se encuentran en suspensión. Desengrasado Esta operación separa del agua bruta, las grasas, aceites y demás flotantes, con el fin de que no entorpezcan el proceso de depuración. 7.2.1.3. Obras de Medida Una vez eliminadas las materias que podrían falsear los resultados de una medición de caudal, se intercala en la línea de agua una obra que permita conocer con la mayor aproximación posible, el caudal de agua que va a ser tratado en la depuradora. Normalmente, se construye un medidor del tipo PARSHALL o VENTURI en un canal abierto en el que se produce una restricción del mismo. 7.2.1.4. Tratamiento Primario En esta fase del proceso, se separa del agua residual los sólidos y flotantes que en ella han quedado inmersos, y no han sido eliminados en el pretratamiento. Se compone básicamente de dos operaciones: una floculación (depuración química) y una decantación primaria (depuración física). Coagulación-Floculación Antes de pasar a la decantación primaria, el agua residual pasa a unas arquetas, donde se le añaden reactivos químicos, que una vez mezclados producen una floculación. Se entiende por floculación, la unión de una serie de materias en suspensión que al juntarse en grupo aumentan su peso, facilitando así la posterior decantación. Sería una depuración química. Decantación Primaria En esta fase, mediante depuración física, las partículas en suspensión se decantan o precipitan sobre el fondo del tanque, produciendo los fangos primarios. Estos fangos son arrastrados por unas rasquetas de fondo hacia una poceta de recogida. Los flotantes a su vez son barridos en superficie y conducidos a una caja situada en el perímetro del tanque, donde se procede a su


158

extracción. De estos decantadores, el agua pasa a recibir el denominado tratamiento secundario o biológico. 7.2.1.5. Tratamiento Secundario o Biológico Se caracteriza por reducir el contenido de materia orgánica presente en el agua por la acción de microorganismos. En este proceso existen dos fases claramente diferenciadas: la primera o inicial, donde se manifiesta una reacción biológica en la que mediante un aporte de oxígeno se produce una floculación natural, y una segunda o decantación secundaria, donde se eliminan los sólidos en suspensión o disueltos a través de una de clarificación final. 7.2.1.6. Tratamiento Terciario Con objeto de eliminar los microorganismos patógenos del agua tratada, se somete a un proceso de desinfección por adición de cloro. Este tipo de depuración está incluida dentro de los tratamientos químicos. 7.2.2. Línea de Fangos Como se ha visto en la Línea de Agua, se producen unos fangos o residuos que también deben ser tratados convenientemente a fin de eliminar o reducir su volumen, olor y contenido en materia orgánica. Para ello, se someten dichos fangos a los siguientes procesos de tratamiento: Concentración Los fangos primarios (procedentes del decantador primario) se concentran en espesadores de gravedad. Los fangos secundarios en exceso (procedentes del decantador secundario) se concentran en espesadores de flotación. Digestión Donde los fangos se estabilizan mediante una reducción del contenido en materia orgánica. Esta digestión puede ser aerobia o anaerobia, en función de la utilización o no de oxígeno. Acondicionamiento Se realiza con la adición de reactivos químicos (cloruro férrico y polielectrolito). Deshidratación o secado Normalmente, la deshidratación de los fangos se lleva a cabo de forma mecánica, mediante filtro prensa de bandas. Una vez que los fangos están secos, son transportados a vertedero o bien destinado a usos de agricultura, jardinería, etc. 7.2.3. Línea de Gas Sólo tiene lugar si se realiza la digestión anaerobia de los fangos. Esta digestión produce una gran cantidad de litros de gas, compuesto principalmente por Metano y Anhídrido carbónico en


159

proporciones de 70 y 30 % respectivamente. Este gas posee un poder calorífico de 550 Kilocalorías / litro, lo cual lo convierte en un buen elemento para calentar equipos, edificios, obtener energía,... en la misma depuradora. Normalmente, la digestión se hace en dos tanques: Digestor Primario y Digestor Secundario. El gas producido se almacena en un tanque cerrado llamado gasómetro. Para el exceso de gas o sobrante, se prevé un quemador.

Figura 7.1. Línea de Agua de una EDARU

CAUDAL

COAGULACION FLOCULACION

DECANTADOR 1º

TRATAMIENTOS 1º

Productos

Químicos

Fangos 1º

CUBA DE AIREACION

DECANTADOR 2º

DESINFECCION

TRATAMIENTOS 2º

TRATAMIENTOS 3º

Aire

Fangos 2º

Fangos

Recirculados

EFLUENTE

Cloro

PRETRATAMIENTOS

DES-ARENADO

Aire

Arenas

DES-ENGRASADO

Grasas

POZO DE GRUESOS

BOMBEO

DESBASTE

Residuos Aliviadero

INFLUENTE


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Figura 7.2. Línea de Fangos y Línea de Gas de una EDARU

7.3. Bibliografía Degremont (1979). Water Treatment Handbook, 6th Edition. Hernández Muñoz A. (1992). Depuración de Aguas Residuales, Publicaciones de la Escuela de Ingenieros de Caminos de Madrid, Colección Senior nº 9, 2ª Edición. Metcalf y Eddy (1985). Ingeniería Sanitaria. Tratamiento, Evacuación y Reutilización de Aguas Residuales, Editorial Labor S.A., 2ª Edición.

Productos

Químicos

METANO

DIGESTION ANAEROBIA

(DIGESTOR 1º Y 2º)

FLOTACION

ESPESAMIENTO

FANGOS 2º

FANGOS 1º

Fangos

concentrados

DIGESTION AEROBIA

ACONDICIONAMIENTOQUIMICO

SECADO MECANICO


CAPÍTULO 8: REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES 8.1. Introducción La reutilización de aguas residuales reviste mayor importancia a medida que transcurre el tiempo, dado que día a día aumentan en nuestra sociedad las necesidades en cantidad y calidad. La Ley de Aguas hace referencia a la reutilización de aguas residuales depuradas en los artículos 272 y 273 del RD 849/86. Así, en su artículo 272 (destaca):

1. El gobierno establecerá las condiciones básicas para la reutilización directa de las aguas, en función de los proceso de depuración, su calidad y los usos previstos.

2. A los efectos del presente reglamento se entiende por reutilización directa de las aguas las que, habiendo sido utilizadas por quién las derivó, y antes de su devolución a cauce público, fueran aplicadas a otros diferentes usos sucesivos.

3. La reutilización de aguas residuales, que estará sujeta a las condiciones básicas que el gobierno establezca, requerirá concesión administrativa.

4. En todos los casos de reutilización directa de aguas residuales se recabará por el Organismo de cuenca informe de las autoridades sanitarias, que tendrá carácter vinculante.

5. Se prohíbe la reutilización directa de aguas residuales depuradas para el consumo humano, excepto en situaciones catastróficas o de emergencia, en las que, con sujeción al artículo anterior y mediante los controles y garantías que se fijen por las autoridades sanitarias, puedan autorizarse por el Organismo de cuenca dicho uso con carácter transitorio. "La autoridad sanitaria es responsable de emitir informes preceptivos y vinculantes en todos los casos de reutilización directa de aguas residuales depuradas". "No se contempla la posibilidad de reutilizar aguas residuales sin depurar".

El vertido de aguas residuales al Dominio Público Hidráulico y la captación de aguas parcial o totalmente residuales de cauces públicos, no están contempladas en el artículo anterior. Por tanto, se entiende que no están sujetas a emisión obligatoria de informe sanitario las aplicaciones de las aguas residuales al terreno y la recarga de acuíferos, sino que deben ser consideradas como vertidos, ya que tienen por objeto aumentar los recursos hídricos subterráneos, que son parte del Dominio Público Hidráulico. El RD 849/86 sólo impone una limitación a la reutilización directa, que es "la prohibición de destinarla para el consumo humano", salvo en casos muy excepcionales, y siempre previa conformidad de la autoridad sanitaria y del Organismo de Cuenca. Por el contrario, no se prevén excepciones a la emisión de informes sanitarios en los casos de reutilización directa de aguas residuales depuradas, ni siquiera en virtud de los caudales o volúmenes a aplicar, tipos de uso, o cualesquiera otras variables del proyecto de reutilización solicitado. Las referencias a informes sanitarios para los casos de reutilización se circunscriben únicamente a los contemplados en el artículo citado 272.4 del RD 849/86 (reproducido anteriormente).

CAPÍTULO 8: REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES [Juan Carlos Cerón García] 162

El gran desarrollo tecnológico de los sistemas de tratamiento de depuración, todavía no implantados como sería deseable, hace que las aguas residuales se reutilicen solo en agricultura, con fines recreativos, industria, acuicultura y recarga de acuíferos. 8.2. Reutilización agrícola y forestal

• Los vegetales utilizan directamente para su crecimiento los nutrientes contenidos en las aguas residuales.

• Mejora las condiciones agrícolas de los suelos, preservando su estructura. • Aumenta la fertilización de los cultivos. • Disminuyen los organismos patógenos de los suelos.

Algunas experiencias de reutilización de aguas residuales urbanas en regadío, con indicación de los cultivos utilizados y de los tratamientos previos aplicados, se muestran para España en la Tabla 8.1 y para el resto del mundo en la Tabla 8.2.

LOCALIDAD CULTIVOS TRATAMIENTOS Calvia (Palma de Mallorca) Almendro, Patata, Olivar,

Cereales y hortalizas Convencional

Campo de Cartagena (Murcia) Almendro, Cebada, Melón, Avellana y Alfalfa

Lagunaje

Guardamar de Segura (Alicante) Almendro, Alcachofa, Limonero y Naranjo

Lagunaje

Camarca de Esteruelas (Madrid) Cebada, Trigo y Vid Biodiscos FUENTE: Sierra y Peñalver (1989)

Tabla 8.1. Reutilización de aguas residuales urbanas para regadío en España

LOCALIDAD CULTIVOS TRATAMIENTOS

Mezquital (México) Cereales, Alfalfa Efluentes Brutos Bikaner (India) Trigo , Hortalizas Efluentes Brutos Lima (Perú) Vegetales crudos Efluentes Brutos Debrecen (Hungría) Patata, Maíz, Alfalfa Decantación St. Charles (USA) Bosques Lagunaje Fontana (USA) Frutales, Vid Primario Madera (USA) Algodón, Cereales Decantación + Filtración Modesto (USA) Alfalfa, Maíz, Avena Decantación + Lagunaje MusKegon (USA) Cereales Lagunaje + Decanta. +

Desinfec. Pormona (USA) Cítricos, Vid, Alfalfa Cloración Fresno (USA) Algodón, cereales Secundario Camarillo (USA) Fresa, Tomate, limón Secundario + Cloración Visalia (USA) Algodón, Maíz Secundario + Filtra. +

Cloración Monterrey (USA) Cultivos crudos Terciario

FUENTES: Sheikh (1987); Sierra y Peñalver (1989); Mujeriego (1990); Yañez (1992)

Tabla 8.2. Reutilización mundial de aguas residuales urbanas en regadío


8.3. Reutilización con fines recreativos

• Se aplica a parques urbanos, campos deportivos y otras zonas verdes recreativas. • Existe un “Modelo de las Normas de Calidad del Estado de California para el riego de

zonas verdes urbanas”, con efluentes que han sido sometidos a tratamiento secundario + filtro de arenas + cloración.

Algunas experiencias de reutilización de aguas residuales urbanas con indicación de los tratamientos previos aplicados, se recogen en la Tabla 8.3 para el riego de parques públicos y de otras zonas verdes urbanas, y en la Tabla 8.4 para el riego de campos deportivos.

LOCALIDAD USO TRATAMIENTOS

Grau du Roi (Francia) Césped Tanques estabilización México Parques públicos Secundario San Luis Obispo (USA) Jardines Decantación + Filtra.

+Cloración Pormona (USA) Cementerios Convencional + Cloración San Francisco (USA) Parques de recreo Secundario + Desinfección Visalia (USA) Jardines Secundario + Filtra. + Clorac. Livermore (USA) Jardines Secund.+Coagula.+Filtra.+De

sinf. Emiratos Arabes Parques públicos Terciario Omán Zonas verdes Terciario Arabia Saudita Zonas verdes Terciario Irvine (USA) Jardines Terciario

FUENTE: Cowan & Jonhson (1985); Sierra y Peñalver (1989); OMS (1989); Mujeriego (1990); Brissaud (1991); EPA (1992).

Tabla 8.3. Reutilización de aguas residuales urbanas para riego de parques y zonas verdes urbanas

LOCALIDAD USO TRATAMIENTOS Túnez Campos de golf Lodos activos Lubbok (USA) Lagos de recreo Lechos bacterianos San Luis Obispo (USA) Golf y Lago Decantación + Filtración +

Cloración Pennsylvania (USA) Zonas de recreo Secundario + Desinfección Mas Nou (España) Campos de golf Secundario + Desinfección Livermore (USA) Campos de golf Secund.+ Coagula.+ Filtra.+

Desinf. Omán Campos de golf Terciario Arabia Saudita Campos de golf Terciario

FUENTE: Bandy (1977); Cowan & Jonhson (1985); Sierra y Peñalver (1989); OMS (1990); Mujeriego y Sala (1991)

Tabla 8.4 Reutilización de aguas residuales urbanas para riego de campos deportivos

CAPÍTULO 8: REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES [Juan Carlos Cerón García] 164

8.4. Reutilización industrial

• En la industria, la utilización de las aguas residuales es más excepcional. • Se usan cuando no se disponen de otras fuentes de abastecimiento alternativas.

Sus aplicaciones pueden ser para:

• Refrigeración (Es el más empleado, principalmente en el sector eléctrico, siderurgia, petroquímica, industria automovilística, cementeras, incineración de residuos, plantas nucleares).

• Lavado de materias primas (Incluso instalaciones). • Sistemas contraincendios.

8.5. Reutilización en acuicultura La mineralización de la materia orgánica vertida en el agua, suministra gran cantidad de nutrientes, que favorecen, en una primera fase, un gran desarrollo de las algas; a partir de este momento, y gracias a la fotosíntesis y al consiguiente aporte de oxígeno, se desarrollan otros grupos de organismos (macrófitos acuáticos, zooplancton y la ictiofauna). Por tanto, hay transformación de Materia Orgánica en Biomasa:

• algas (pienso, abono y fuente de combustible) • plantas acuáticas superiores (carrizos, jacintos de agua, espinaca de agua, castaña de

agua, abrojo de agua y el loto) • zooplancton (alimento para piscicultura y acuarios; ciliados, rotíferos, copépodos y

dafnias) • crustáceos (camarones, cangrejos, ostras) • peces (Tabla 8.5) (harina de pienso; carpas, tencas, barbos; salmónidos, doradas y

lubinas)

LOCALIDAD ESPECIES TRATAMIENTOS Calcuta (India) Carpas, Tilapias Efluentes brutos Cikoneng (Indonesia) Carpas, Tilapias Brutos + Río + Excretas

humanas Munich (Alemania) Carpas Aireadas + Agua de río Michigan (USA) Algas, Macrófitas Secundario

FUENTE: Bahr (1977); OMS (1990); Strauss (1990)

Tabla 8.5. Reutilización de aguas residuales urbanas en acuicultura 8.6. Bibliografía Castillo Martín (1994). Reutilización de aguas residuales: Criterios para la evaluación sanitaria de proyectos de reutilización directa de Aguas Residuales Urbanas Depuradas, Ed. Antonio Castillo Martín, 256 págs. Metcalf y Eddy (1985). Ingeniería Sanitaria. Tratamiento, Evacuación y Reutilización de Aguas Residuales, Editorial Labor S.A., 2ª Edición.


CAPÍTULO 9: LEGISLACIÓN DE AGUAS 9.1. Introducción Hoy día, la sociedad exige cada vez más compromisos medioambientales. Esto representa un gran esfuerzo en recursos, técnicas, equipos, personal cualificado, innovación, etc. Pero a la vez, es oportunidad de negocio: nuevas tecnologías, nuevas soluciones, nuevos servicios, etc. Este compromiso con el Medio Ambiente hace ya tiempo que cruzó las fronteras nacionales. España viene firmando Convenios Internacionales desde 1974: Convenio de París (1974); Convenio de Barcelona (1976); Convenio de Ginebra (1979); Convenio de Viena (1985); Convenio de Helsinki (1985); Convenio de Río de Janeiro (1992), entre otos. La Unión Europea ha emitido centenares de documentos normativos medioambientales (Directivas, Reglamentos, Recomendaciones, Decisiones, etc.), algunos de gran trascendencia como la Directiva sobre Contaminación de las Aguas por Sustancias Peligrosas. Además, están las disposiciones medioambientales del propio Estado, de las Comunidades Autónomas y de los Ayuntamientos. Abordar seriamente las cuestiones medioambientales es por tanto OBLIGADO y RENTABLE. Pero también supone un reto muy importante, dada la magnitud de problemas pendientes:

• Dificultad de adaptación a los cambios rápidos de la normativa medioambiental. • Déficit de instalaciones anticontaminantes en sectores concretos. • Escasez de expertos suficientemente formados. • Falta de infraestructuras de tratamiento de residuos. • Dificultad de acceso a la información medioambiental, sobre todo en el caso de las

Pequeñas y Medianas Empresas (PYMES). • Carencia de diagnósticos sistemáticos sobre la situación medioambiental.

En esta línea, se enmarca el objetivo de este capítulo: "Conocer las normativas medioambientales más importantes en la Calidad y Contaminación de Aguas". La primera cuestión es preguntarse qué Legislación se ha de cumplir. La respuesta es obvia: por ser España un país miembro de la Unión Europea han de cumplirse las Directivas, al mismo tiempo que las Leyes Estatales -con sus Decretos, Reales Decretos, Ordenes Ministeriales, ...-, las Leyes de las Comunidades Autónomas -con sus Decretos, Resoluciones, ...- y las Ordenanzas Municipales (figura 9.1).

CAPÍTULO 9: LEGISLACIÓN DE AGUAS [María José Moreno López] 166

Figura 9.1. Estructuración de la Legislación a cumplir 9.2. Legislación comunitaria De forma muy resumida se puede desglosar casi toda la legislación comunitaria para el campo de las aguas, en cuatro grandes bloques (figura 9.2): A) CALIDAD DE LAS AGUAS - Para uso humano: 75/440 DIR 79/869 DIR 80/778 DIR 81/858 DIR 81/885 DIR - Baño: 76/160 DIR - Peces: 78/659 DIR - Moluscos: 79/923 DIR B) TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Aguas urbanas: 91/271 DIR C) REGULACION DE VERTIDOS DE SUSTANCIAS PELIGROSAS - Sustancias peligrosas: 76/464 DIR 86/280 DIR 88/347 DIR - Mercurio: 82/176 DIR 84/156 DIR - Cadmio: 83/513 DIR - Compuestos clorados: 84/491 DIR 90/415 DIR

♦ COMUNITARIA (UNION EUROPEA) (Directivas, Reglamentos, Recomendaciones, Decisiones...) ♦ ESTATAL (ESPAÑA) (Leyes, Reales Decretos, Decretos, Ordenes Ministeriales...) ♦ COMUNIDADES AUTONOMAS (ANDALUCIA) (Leyes, Decretos, Resoluciones...) ♦ LOCAL (AYUNTAMIENTO) (Ordenanzas Municipales)


Uso humano Baño Peces Moluscos

CALIDAD DE LAS AGUAS

TRATAMIENTO DE AGUAS

RESIDUALES

PREVENCION DE CONTAMINACION

MARINA

Aguas Urbanas

Sustancias peligrosas Mercurio Cadmio Comp. clorados

Convenios Internacionales - Atlántico Norte - Mar Mediterráneo - Rhin

REGULACION DE VERTIDOS

PELIGROSOS

U.E.

D) PREVENCION DE LA CONTAMINACION MARINA Convenios Internacionales - Atlántico Norte: 75/437 DEC 75/438 DEC 84/358 DEC - Mar Mediterráneo: 83/101 DEC - Rhin: 77/586 DEC

Figura 9.2 Legislación comunitaria de Aguas

9.3. Legislación estatal De manera análoga al caso anterior, la legislación estatal española para aguas se puede casi resumir en cuatro grandes bloques (figura 9.3): A) CALIDAD DE LAS AGUAS Calidad de Aguas Continentales: RD 927/88 Calidad de Aguas Marítimas y Costeras: RD 1471/89 - Para uso humano: RD 140/03 - Baño: RD 734/88 - Peces y Moluscos: OM Dic/88 B) TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES Aguas urbanas: RD-L 11/95 RD 509/96


C) VERTIDOS DE SUSTANCIAS PELIGROSAS A AGUAS CONTINENTALES Ley de Aguas (Protección D.P.H.): L 29/85 - Vertidos: RD 849/86 OM Dic/86 OM Dic/89 - Regulación de vertidos: RD 484/95 - Sustancias peligrosas: OM Nov/87 OM Mar/89 OM Jun/91 D) VERTIDOS DE SUSTANCIAS PELIGROSAS DESDE TIERRA AL MAR Ley de Costas (Protección D.P.M.T.): L 22/88 - Vertidos: RD 258/89 - Sustancias peligrosas: OM Oct/89 Ley de Puertos y de la Marina Mercante: L 27/92

Figura 9.3. Legislación estatal de Aguas 9.3.1. Vertidos a aguas continentales Si se asocia toda la legislación existente para el vertido a aguas continentales y siguiendo la cronología de su origen, se puede establecer el siguiente listado con sus transposiciones comunitarias:

ESPAÑA

Uso humano Baño Peces Moluscos

CALIDAD DE LAS AGUAS

TRATAMIENTO DE AGUAS

RESIDUALES

VERTIDOS PELIGROSOS DESDE TIERRA

AL MAR

Aguas Urbanas

VERTIDOS PELIGROSOS A AGUAS

CONTINENTALES

Sustancias peligrosas: - organohalogenados - organofosfóricos - organoestánnicos - mercurio - cadmio - hidrocarburos

Sustancias peligrosas: - organohalogenados - organofosfóricos - organoestánnicos - mercurio - cadmio - hidrocarburos


LEY DE AGUAS 29/1985 del 2 Agosto (BOE 8/8/85).

REAL DECRETO 849/1986 del 11 Abril (BOE 30/4/86). (Reglamento del Dominio Público Hidráulico y Canon de vertido).

• ORDEN 23 Diciembre de 1986 (BOE 30/12/86).

(Normas en relación con autorizaciones de vertido de Aguas Residuales).

• ORDEN 12 Noviembre de 1987 (BOE 23/11/87). (Vertido de Sustancias Nocivas o Peligrosas a las aguas interiores de superficie: Mercurio, Cádmio, Hexacloro-ciclohexano, Tetracloruro de carbono, Pentaclorofenol, DDT). DIRECTIVAS TRANSPUESTAS: 82/176 CEE; 83/513 CEE; 4/156 CEE; 84/491 CEE; 86/280 CEE; 76/464 CEE.

• ORDEN 13 Marzo de 1989 (BOE 20/3/89).

(Vertido de Sustancias Nocivas o Peligrosas a las aguas interiores de superficie: Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin, Hexaclorobenceno, Hexacloro-butadieno, Cloroformo) DIRECTIVA TRANSPUESTA: 88/347 CEE.


(Modificación del Canon de vertido).

• ORDEN 28 Junio de 1991 (BOE 8/7/91). (Vertido de Sustancias Nocivas o Peligrosas: 1,2-Dicloroetano, Tricloroetileno, Percloroetileno y Triclorobenceno). DIRECTIVA TRANSPUESTA: 90/415 CEE.

REAL DECRETO 927/1988 del 29 Julio (BOE 31/8/88).

(Reglamento de Planificación Hidrológica).

• ORDEN 11 Mayo de 1988 (BOE 24/5/88 y 23/10/90). (Calidad del Agua Potable).

• DIRECTIVAS TRANSPUESTAS: 75/440 CEE; 79/869 CEE; 80/778 CEE(BOE 20/9/90); 81/858 CEE.

• REAL DECRETO 734/1988 del 1 Julio (BOE 13 y 15/7/88).

(Calidad de Aguas de Baño). • DIRECTIVA TRANSPUESTA: 76/160 CEE.


(Calidad de las Aguas para mantener la Vida Piscícola). (Calidad de las Aguas para la Cría de Moluscos).

• DIRECTIVAS TRANSPUESTAS: 78/659 CEE; 79/923 CEE.

REAL DECRETO 484/1995 del 7 Abril (BOE 21/4/95). (Reglamento sobre Medidas de Regularización y Control de Vertidos).


9.3.2. Vertidos al mar Análogamente, asociando la legislación existente para el vertido al mar y siguiendo también su cronología, se puede establecer el siguiente listado con sus transposiciones comunitarias: LEY DE COSTAS 22/1988 del 28 Julio (BOE 29/7/88).

REAL DECRETO 1471/1989 del 1 Diciembre (BOE 12/12/89). (Reglamento de la Ley de Costas).

REAL DECRETO 258/1989 del 10 Marzo (BOE 16/3/89).

(Reglamento de Vertidos de sustancias peligrosas desde la tierra al mar). DIRECTIVAS TRANSPUESTAS:76/464 CEE; 86/280 CEE.

• ORDEN 31 Octubre de 1989 (BOE 11/11/89).

(Vertido de sustancias peligrosas desde la tierra al mar: Mercurio, Cadmio, Hexaclorociclohexano, Tetracloruro de carbono, Pentaclorofenol, DDT, Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin, Hexaclorobenceno, Hexaclorobutadieno, Cloroformo). DIRECTIVAS TRANSPUESTAS: 82/176 CEE; 83/513 CEE; 84/156 CEE; 84/491 CEE; 86/280 CEE (76/464 CEE); 88/347 CEE.

LEY DE PUERTOS 27/1992 del 24 Noviembre (BOE 25/11/92). 9.3.3. Aguas Residuales Urbanas En lo referente a estas aguas residuales, la legislación existente siguiendo también su cronología y con sus transposiciones comunitarias, son las que a continuación se exponen:

CARTA EUROPEA DEL AGUA. (Estrasburgo, 6 Mayo de 1968). (Reglamento Europeo del Agua).

REAL DECRETO 2144/1961 del 30 Noviembre (BOE 7/12/61).

(Reglamento de Actividades Molestas, Insalubres, Nocivas y Peligrosas).

REAL DECRETO 1310/1990 del 29 Octubre (BOE 1/11/90). (Reglamento sobre la Utilización de Lodos de Depuración en el Sector Agrario). DIRECTIVA TRANSPUESTA: 86/278 CEE.

REAL DECRETO LEY 11/1995 de 28 Diciembre (BOE 30/12/95).

REAL DECRETO 509/1996 del 15 Marzo (BOE 29/3/96).

(Normas aplicables al Tratamiento de las Aguas Residuales Urbanas). DIRECTIVA TRANSPUESTA: 91/271 CEE.


9.4. Legislación autonómica La autonomía que se aborda es la de Andalucía. Siguiendo con el mismo procedimiento que en los apartados anteriores, la legislación autonómica andaluza se puede resumir en este caso en dos grandes bloques (figura 9.4), como el resultado de la agrupación de la normativa entorno a la Protección ambiental (que incluye desde la prevención, pasando por la calidad -incluso de sus aguas costeras- y las sanciones) y a la regulación de las autorizaciones de vertidos que se puedan producir en sus costas: A) PROTECCION AMBIENTAL Ley de Protección Ambiental (Prevención, Calidad y Disciplina): L 7/94 Calidad de Aguas Litorales: D 14/96 B) VERTIDOS AL DOMINIO PUBLICO MARITIMO-TERRESTRE Autorizaciones de vertido: D 334/94

Figura 9.4 Legislación Autonómica de Aguas 9.5. Comentarios

DIRECTIVA 76/464 Directiva sobre Contaminación de las Aguas por Sustancias Peligrosas, establece las LISTAS GRIS, NEGRA y ROJA de sustancias peligrosas, tanto para Aguas Continentales como para Aguas Marítimas y Costeras.

DIRECTIVA 91/271

Directiva sobre Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas, hace referencia al Tratamiento de las Aguas Residuales Urbanas y a las fechas en que los municipios han de tener colectores y estaciones depuradoras de sus aguas residuales: Diciembre 2000, Municipios > 15.000 Habitante-equivalente Diciembre 2005, Municipios > 2.000 Habitante-equivalente

Prevención Ambiental Calidad Ambiental Disciplina Ambiental

PROTECCION AMBIENTAL

TRAMITACION DE AUTORIZACIONES DE VERTIDO AL D.P.M.T.

ANDALUCIA


LEY DE AGUAS 29/1985 Vino a sustituir a la centenaria Ley de Aguas de 1879. Trata de la PROTECCION del Dominio Público Hidráulico y de la CALIDAD de las aguas continentales (Titulo V) y de los VERTIDOS (Capítulo II). Se establece la obligatoriedad de contar con AUTORIZACION ADMINISTRATIVA del Organismo de Cuenca, para realizar un vertido susceptible de contaminar el Dominio Público Hidráulico. Habrá un Censo. En dicha autorización, quedarán reflejadas las instalaciones de depuración necesarias y los elementos de control de su funcionamiento, así como la composición del efluente y el importe del canon de vertido. Se contempla la posibilidad de que el Organismo de Cuenca de la Confederación Hidrográfica respectiva, desarrolle funciones de explotación de las instalaciones de depuración de aguas residuales y la posibilidad de crear empresas de vertido para conducir, tratar y verter aguas residuales de terceros.

REAL DECRETO 849/1986

Como primer Reglamento de la Ley de Aguas, desarrolla todo lo relacionado con la Calidad de las aguas continentales (Título III) y establece en lo referente a Vertidos el Procedimiento para obtener la Autorización Administrativa, consistente en la:

1º/ Presentación de una SOLICITUD, en la que se especifica: a) Características detalladas de la actividad causante del vertido. b) Localización exacta del punto donde se produce el vertido. c) Características cuantitativas y cualitativas de los vertidos.

d) Descripción básica de las instalaciones de depuración y medidas de seguridad en caso de vertido accidental.

2º/ PROYECTO suscrito por técnico competente, con las obras e instalaciones de

depuración a ejecutar para que el vertido esté en el grupo de calidad establecido para el medio receptor.

Los vertidos autorizados se gravan con un CANON de vertido, destinado a la protección y mejora del medio receptor de cada Cuenca. Se establece una clasificación de actividades y límites de vertidos según unos Anexos.

ORDENES MINISTERIALES DE 1986-1991

Con ellas, se establece la información técnica de cómo aplicar el Real Decreto 849/1986. Para ello, se fijan las normas de vertido, se definen las sustancias peligrosas y se modifica el canon de vertido. Como estas Ordenes proceden de la transposición de Directivas Europeas, se incorporan en España las listas negra, gris y roja de sustancias peligrosas de la C.E.E.


REAL DECRETO 927/1988 Como segundo Reglamento de la Ley de Aguas, desarrolla todo lo relacionado con la Constitución de los Organismos de Cuenca y del Consejo Nacional del Agua, así como los Planes Hidrológicos, en los cuales se tendrá en cuenta la Normativa Europea respecto a la Calidad de las aguas continentales.

ORDENES MINISTERIALES DE 1988 Vienen a aplicar desde un punto de vista técnico el Real Decreto 927/1988. Para ello, se transponen las Directivas Europeas, referentes a las calidad de las aguas continentales, abarcando 4 sectores: Aguas potables, Aguas de baño, Aguas para vida piscícola y Aguas para cría de moluscos.

Una mención especial corresponde a la Directiva 80/778 CEE (BOE 20/9/90), por la descripción detallada de los < métodos analíticos en el control de contaminantes en las aguas >.

REAL DECRETO 484/1995 Muy reciente y muy importante para todos los sectores empresariales, establece las medidas de Regulación y Control de vertidos al Dominio Público Hidráulico. Por un lado, pretende el Ordenamiento definitivo de todos los vertidos existentes, a través de PLANES concretos de REGULACION, llamados a conseguir mediante una serie de actuaciones programadas en el tiempo el adecuado tratamiento de todo vertido. Las Autorizaciones definitivas tendrán carácter Temporal y Renovable (4 años) con declaraciones trimestrales -caudal y composición- y anuales -mejora del vertido- ante la Confederación Hidrográfica, si cumplen con las condiciones prescritas en el Modelo de Autorización descrito en el Anexo 1. ¡OJO! SANCIONES económicas grandes, con cierre de empresa. Por otro lado, establece AYUDAS económico-financieras para el cumplimiento de los Planes de Regulación de Vertidos (urbanos e industriales), creándose la figura de Empresas colaboradoras especialistas en vertido. En su Anexo 2, se fija los Planes Sectoriales de Regulación.

LEY DE COSTAS 22/1988

Vino a sustituir a la Ley de Costas de 1969. Trata de la PROTECCION del Dominio Público Marítimo-Terrestre (en especial, de la ribera del mar), de la CALIDAD de las aguas marítimas y costeras, y de los VERTIDOS de sustancias nocivas o peligrosas desde la tierra al mar. Destaca el hecho de que confiere Competencias a las Comunidades Autónomas que se ven afectadas por poseer en su territorio, costas. En resumen, viene a ser como la Ley de Aguas pero aplicada en lugar de a las aguas continentales al mar.


REAL DECRETO 1471/1989 Reglamento de la Ley de Costas, que desarrolla todo lo relacionado con la Calidad de las aguas marítimas y costeras. Fija el régimen de vertidos y autorizaciones en el Dominio Público Marítimo-Costero.


Reglamento de la Ley de Costas, que establece todo lo relacionado con los Vertidos de sustancias nocivas o peligrosas desde la tierra al mar.

ORDEN MINISTERIAL DE 1989

Con ella, se establece la información técnica de cómo aplicar el Real Decreto 258/1989. Para ello, se fijan las normas de autorización de vertido y se definen las sustancias peligrosas desde la tierra al mar. Como esta Orden procede de la transposición de Directivas Europeas, se incorporan en España las listas existentes de sustancias peligrosas de la C.E.E.

LEY DE PUERTOS 27/1992

Con esta ley se completa la legislación actual, rellenando el vacío existente en cuanto a la situación de los Puertos del Estado y de la Marina Mercante. Se establece en ella, el régimen de vertidos y autorizaciones en el Dominio Público Portuario.

CARTA EUROPEA DEL AGUA (1968) En ella se contempla por primera vez la necesidad de depurar, quedando reflejado en dos de sus principios: • Los recursos de agua son limitados. Es necesario conservarlos, controlarlos y, si

es posible, incrementarlos. • Cuando las aguas usadas son devueltas a los cauces públicos, no deben impedir su

uso posterior público o privado.

REAL DECRETO 2144/1961 Conocido como el Reglamento de Actividades Molestas, Insalubres, Nocivas y Peligrosas (RAMINP), establece en su artículo 17, los límites de vertido (sin depurar) de DBO5 (Demanda Biológica de Oxígeno) y SS (Sólidos en Suspensión) entre 10 y 30 mg/l respectivamente.


Establece todo lo relacionado con la utilización en el sector agrario de lodos procedentes de estaciones depuradoras. Se fijan análisis de los suelos y los lodos, contenido de los lodos en metales pesados, etc.


REAL DECRETO LEY 11/1995 Y REAL DECRETO 509/1996 Transpone la Directiva 91/271 CEE que hace referencia al Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas y a las fechas en que los municipios han de tener colectores y estaciones depuradoras de sus aguas residuales:

Municipios > 15.000 Habitante-equivalente (Diciembre 2000) Municipios > 2.000 Habitante-equivalente (Diciembre 2005)

LEY ANDALUZA DE PROTECCION AMBIENTAL 7/1994 Complementa la legislación existente en el terreno de la Prevención, Calidad y Disciplina Ambiental. Fija procedimientos para una correcta evaluación anticipada de los efectos ambientales de las actividades humanas, clasificándolas en tres Anexos con definición de los procedimientos de Evaluación de Impacto Ambiental, Informe Ambiental y Calificación Ambiental respectivamente. Establece el control de la calidad de las aguas litorales, con pago de un Canon de vertido con carácter progresivo y finalista. Esta Ley constituye sólo un esbozo de los reglamentos que deben salir ahora, en los cuales se regulará los principios establecidos en la misma.

DECRETO ANDALUZ 14/1996

Complementa la Ley Andaluza anterior, al regular la calidad de las aguas litorales.

DECRETO ANDALUZ 334/1994

Regula el procedimiento para la tramitación de autorizaciones de vertido al Dominio Público Marítimo-Terrestre. Establece como Órgano competente para aplicar las normas de vertidos desde tierra al mar a la Agencia del Medio Ambiente (AMA) de la Junta de Andalucía. Todas las autorizaciones de vertido se inscribirán de oficio en el Registro del AMA (a efectos de vigilancia y control), no serán efectivas hasta realizar las instalaciones de depuración prescritas. Los vertidos autorizados pagarán un Canon.

9.6. Listado de normativas Llegar a establecer un listado muy exhaustivo de la normativa ambiental en el campo de aguas, es casi imposible; sin embargo a continuación se ha procedido a nombrar aquellas normas que son consideradas las más importantes y que han servido de base para la legislación actual:

LEY 29 / 1985 del 2 Agosto. Ley de Aguas. (BOE 8/8/85).


REAL DECRETO 849 / 1986 del 11 Abril. Reglamento del Dominio Público Hidráulico y Canon de vertido. (BOE 30/4/86).

ORDEN 23 de Diciembre de 1986.

Normas en relación con autorizaciones de vertido de Aguas Residuales. (BOE 30/12/86).

ORDEN 12 de Noviembre de 1987.

Vertido de Sustancias Nocivas o Peligrosas a las aguas interiores de superficie: Mercurio, Cádmio, Hexaclorociclohexano, Tetracloruro de carbono, Pentaclorofenol, DDT. (BOE 23/11/87).

ORDEN 13 de Marzo de 1989.

Vertido de Nuevas Sustancias Nocivas o Peligrosas a las aguas interiores de superficie: Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin, Hexaclorobenceno, Hexaclorobutadieno, Cloroformo. (BOE 23/3/89).

ORDEN 19 de Diciembre de 1989.

Modificación del Canon de vertido. (BOE 23/12/89).

ORDEN 28 de Junio de 1991.

Vertido de Sustancias Nocivas o Peligrosas: 1,2-Dicloroetano, Tricloroetileno, Percloroetileno y Triclorobenceno. BOE 8/7/91).

REAL DECRETO 927 / 1988 del 29 Julio.

Reglamento de Planificación Hidrológica. (BOE 31/8/88).

ORDEN 11 de Mayo de 1988.

Calidad del Agua Potable. (BOE 24/5/88).

ORDEN 15 de Octubre de 1990.

Calidad del Agua Potable -Modifica la anterior-. (BOE 23/10/90).

REAL DECRETO 1138 / 1990 del 14 Septiembre.

Control de calidad de Aguas Potables. (BOE 20/9/90).

REAL DECRETO 734 / 1988 del 1 Julio.

Calidad de Aguas de Baño. (BOE 13 y 15/7/88).


ORDEN 16 de Diciembre de 1988. Calidad de las Aguas para la Vida Piscícola. (BOE 22/12/88).

REAL DECRETO 484 / 1995 del 7 Abril.

Reglamento sobre Medidas de Regularización y Control de Vertidos. (BOE 21/4/95).

LEY 22 / 1988 del 28 Julio.

Ley de Costas. (BOE 29/7/88).

REAL DECRETO 1471 / 1989 del 1 Diciembre.

Reglamento de la Ley de Costas. (BOE 12/12/89).

REAL DECRETO 258 / 1989 del 10 Marzo.

Reglamento sobre Vertidos de Sustancias Peligrosas desde tierra al mar. (BOE 16/3/89).

ORDEN 31 de Octubre de 1989.

Vertido de Sustancias Peligrosas desde tierra al mar: Mercurio, Cádmio, Hexaclorociclohexano, Tetracloruro de carbono, Pentaclorofenol, DDT, Aldrin, Dieldrin, Endrin, Isodrin, Hexaclorobenceno, Hexacloro-butadieno, Cloroformo. (BOE 11/11/89).

LEY 27 / 1992 del 24 Noviembre.

Ley de Puertos. (BOE 25/11/92).

REAL DECRETO 1310 / 1990 del 29 Octubre.

Reglamento sobre la Utilización de Lodos de Depuración en el Sector Agrario. (BOE 1/11/90).

DIRECTIVA CEE 91 / 271 del 21 Mayo.

Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas. (DOCE 30/5/91).

REAL DECRETO LEY 11 / 1995 del 28 Diciembre.

Normas aplicables al Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas. (BOE 30/12/95).

REAL DECRETO 509 / 1996 del 15 Marzo.

Normas aplicables al Tratamiento de Aguas Residuales Urbanas. (BOE 29/3/96).

LEY 7 / 1994 del 18 Mayo.

Ley de Protección Ambiental. (BOJA 31/5/94).


DECRETO 14 / 1996 del 16 Enero. Reglamento de la Calidad de las Aguas Litorales. (BOJA 8/2/96).

DECRETO 334 / 1994 del 4 Octubre.

Reglamento sobre Autorizaciones de Vertido al Dominio Público Marítimo-Terrestre. (BOJA 4/11/94).

Contaminación y tratamiento de aguas - Universidad de Huelva

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