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CONTAMINACION AMBIENTAL Una visión desde la química
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CONTAMINACION AMBIENTAL Una visión desde la química
Paraninfo
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CONTAMINACION AMBIENTAL Una visión desde la química
Paraninfo Contaminación ambiental. Una visión desde la química ©Carmen Orozco Barrenetxea, Antonio Pérez Serrano, Mª Nieves González Delgado, Francisco J. Rodríguez Vidal y José Marcos Alfayate Blanco
Gerente Editorial: María José López Raso
Equipo Técnico Editorial: Alicia Cerviño González Nuria Duarte González
Editora de Adquisiciones: Carmen Lara Carmona
Producción: Nacho Cabal Marta Muñoz
Diseño de cubierta: Ediciones Nobel
Reservados los derechos para todos los países de lengua española. De conformidad con lo dispuesto en el artículo 270 del Código Penal vigente, podrán ser castigados con penas de multa y privación de libertad quienes reprodujeren o plagiaren, en todo o en parte, una obra literaria, artística o científica fijada en cualquier tipo de soporte sin la preceptiva autorización. Ninguna parte de esta publicación, incluido el diseño de la cubierta, puede ser reproducida, almacenada o transmitida de ninguna forma, ni por ningún me· dio, sea éste electrónico, químico, mecánico, electro-óptico, grabación, fotocopia o cualquier otro, sin la previa autorización escrita por parte de la Editorial.
COPYRIGHT© 2003 lntemational Thomson Editores Spain Paraninfo, S. A. © 2011 Ediciones Paraninfo, SA Av. Filipinas, 50 Bajo A/ 28003 Madrid, ESPAÑA Teléfono: 902 995 240 I Fax: 914 456 218 clientesC
Impreso en España I Printed in Spain
Cimapress Madrid
(10856)
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Indice
Presentación .. ........ ... ..... .. .. ..................... ........... .......... .... ... ... ............ ...............
13
Abreviaturas......................................................................................................
15
Introducción ........ .. .. ........ .... ... .......... .. ... ... ................................................... .....
19
PARTE
1. EL AGUA
l. EL AGUA: GENERALIDADES..................................................................
31
1.1. Abundancia, ciclo y usos del agua.....................................................
32
1.1.1. Abundancia.............................................................................. 1.1.2. Ciclo hidrológico y contaminación......................................... 1.1.3. Usos del agua...........................................................................
32 33 34
1.2. Propiedades del agua y consecuencias medioambientales..............
38
2. CARACTERÍSTICAS DE LAS AGUAS NATURALES...............................
41
2.1. Composición de las aguas naturales................................................. 2.2. Procesos físico-químicos más importantes que influyen en la composición de las aguas..........................................................................
41
2.2.1. Disolución................................................................................. 2.2.2. Otros procesos físico-químicos...............................................
48 49
2.3. Fenómenos limitantes del contenido en sales disueltas...................
61
3. CONTAMINACIÓN DEL AGUA................................................................
63
3.1. Definición de contaminación y contaminantes del agua................. 3.2. Parámetros generales indicadores de contaminación......................
63 64
3.2.1. 3.2.2. 3.2.3. 3.2.4. 3.2.5. 3.2.6. © Ediciones Paraninfo
Características organolépticas: color, olor y sabor ................ Turbidez y sólidos en suspensión............................................ Temperatura............................................................................. Conductividad, salinidad y dureza.......................................... pH: Alcalinidad y Acidez.......................................................... Oxígeno disuelto y materia orgánica......................................
5
47
65 66 68 68 71 75
O
Índice 3.2.7. Radiactividad........................................................................... 3.2.8. Características microbiológicas.............................................. 3.2.9. Toxicidad..................................................................................
81 81 82
4. ALGUNOS CONTAMINANTES ESPECÍFICOS.......................................
87
4.1. Contaminación por metales...............................................................
88
Fuentes y efectos...................................................................... Destino de los contaminantes metálicos ................................ Elementos traza esenciales...................................................... Contaminantes metálicos más importantes...........................
90 90 94 94
4.2. Contaminación por bionutrientes: eutrofización ............................. 4.3. Detergentes.........................................................................................
97 101
4.3.1. Composición de los detergentes.............................................. 4.3.2. Problemas de contaminación.................................................. 4.3.3. Detergentes ecológicos............................................................
102 103 106
4.4. Pesticidas.............................................................................................
108
4.4.1. Naturaleza de los pesticidas.................................................... 4.4.2. Problemas de contaminación planteados por el desarrollo de los plaguicidas ..... ........ ........................... ............... .............. 4.4.3. Alternativas al uso de pesticidas químicos.............................
108 114 119
4.5. Policlorobifenilos (PCBs) y Dioxinas ................................................
119
4.5.1. Policlorobifenilos (PCBs) ........................................................ 4.5.2. Dioxinas y furanos ...................................................................
120 121
4.6. Hidrocarburos y otros derivados del petróleo..................................
124
4.6.1. Naturalezaypropiedades........................................................ 4.6.2. Evolución y tratamiento de los derrames de petróleo........... 4.6.3. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) .....................
125 129 132
5. TRATAMIENTO DE AGUAS NATURALES..............................................
139
5.1. Potabilización de aguas de consumo................................................
139
5.1.1. Introducción............................................................................. 5.1.2. Procesos de tratamiento.......................................................... 5.1.3. Procesos de tratamiento opcionales según calidad y uso del agua..........................................................................................
139 140
5.2. Tratamiento de aguas para la industria............................................
182
5.2.1. Introducción............................................................................. 5.2.2. Aguas de calderas y de refrigeración...................................... 5.2.3. Otras aguas de proceso............................................................
182 183 190
6. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES...............................................
193
6.1. Introducción: objetivos y principios de la depuración..................... 6.2. Tipos de aguas residuales: origen y características ..........................
193 194
6.2.1. Contaminación de origen urbano...........................................
195
4.1.1. 4.1.2. 4.1.3. 4.1.4.
6
t.=:'\
ITLC'
161
n,...,.,.. ... :..,.t ....
©Ediciones Paraninfo
Índice
D
6.2.2. Contaminación de origen industrial....................................... 6.2.3. Contaminación de tipo agropecuario.....................................
196 199
6.3. Efectos y problemas ocasionados por los vertidos de aguas residuales . 6.4. Depuración de aguas residuales urbanas..........................................
200 204
6.4.1. 6.4.2. 6.4.3. 6.4.4. 6.4.5. 6.4.6.
Pretratamiento ......................................................................... Tratamiento primario.............................................................. Tratamiento secundario o biológico....................................... Tratamiento terciario............................................................... Tratamiento de fangos............................................................. Tratamiento físico-químico en aguas residuales urbanas.....
205 210 211 223 229 243
6.5. Tratamientos de depuración de bajo coste.......................................
246
Lagunaje o lagunas de estabilización..................................... Sistemas de aplicación sobre el terreno................................. Sistemas de filtración artificial............................................... Contactares biológicos rotativos (CBRs) ................................ Sistemas de decantación-digestión.........................................
248 251 255 256 257
6.6. Tratamientos de aguas residuales industriales.................................
261
6.6.1. Introducción............................................................................. 6.6.2. Características y clasificación de los tratamientos de aguas residuales industriales (ARI) ........ ..... ..... ........ .. ................. ...... 6.6.3. Tratamientos físico-químicos.................................................. 6.6.4. Tratamientos biológicos o secundarios .................................. 6.6.5. Tratamiento de los fangos....................................................... 6.6.6. Ejemplo práctico de depuración: industria de galvanotecnia. 6.6.7. Minimización de vertidos industriales...................................
261
6.7. Reutilización de aguas residuales depuradas...................................
277
6.7.1. Posibles usos de las aguas residuales depuradas................... 6. 7.2. Tratamientos precisos para la reutilización de aguas residuales . 6.7.3. Problemas que plantean algunos contaminantes en la reutilización de las aguas residuales...............................................
277 278 280
7. CRITERIOS DE CALIDAD DEL AGUA. LEGISLACIÓN........................
281
7.1. Índices de calidad de un agua............................................................
281
7 .1.1. Indicadores físico-químicos ... ........ .... .... .. .... .. ........ ................. 7.1.2. Indicadores biológicos de calidad de aguas...........................
282 287
7.2. Legislación básica de aguas...............................................................
289
7.2.1. Legislación y normativas de aguas para diferentes usos...... 7.2.2. Legislación sobre vertidos: el canon de vertido.....................
289 293
6.5.1. 6.5.2. 6.5.3. 6.5.4. 6.5.5.
PARTE
261 263 270 274 275 276
2. EL AIRE
8. ATMÓSFERA. CONCEPTOS BÁSICOS...................................................
301
8.1. Estructura y propiedades...................................................................
301
© Ediciones Paraninfo
7
O
Índice 8.2. 8.3. 8.4. 8.5.
Génesis de la atmósfera terrestre ........ .............................................. Composición de la atmósfera ............................................................ Radiaciones en la atmósfera.............................................................. Procesos fotoquímicos en la atmósfera.............................................
304 306 308 312
8.5.1. Regiones altas........................................................................... 8.5.2. Capa de ozono estratosférico ..................................................
314 315
8.6 Ciclos biogeoquímicos ........................................................................
316
8.6.1. 8.6.2. 8.6.3. 8.6.4.
Ciclo del carbono..................................................................... Ciclos del nitrógeno................................................................. Ciclo del azufre ........................................................................ Ciclo del oxígeno......................................................................
318 320 323 324
9. QUÍMICA DE LA TROPOSFERA: CONTAMINACIÓN DEL AIRE.........
325
9.1. Concepto de Contaminación.............................................................. 9.2. Fuentes de contaminación.................................................................
325 325
9.2.1. Fuentes de contaminación natural......................................... 9.2.2. Fuentes de contaminación antropogénica .............................
326 328
9.3. Expresión de las medidas de contaminación.................................... 9.4. Conceptos de emisión e inmisión......................................................
330 331
10. CONTAMINANTES ATMOSFÉRICOS.....................................................
333
10.1. Tipos de contaminación atmosférica ..............................................
333
10.1.1. Contaminación de naturaleza física................................... 10.1.2. Contaminación de naturaleza química...............................
333 335
10.2. Contaminantes primarios................................................................ 10.3. Monóxido de carbono...................................................................... 10.3.1. Fuentes.................................................................................. 10.3.2. Formación............................................................................ 10.3.3. Evolución en la atmósfera................................................... 10.3.4. Efectos..................................................................................
336 340 340 342 343 344
10.4. Óxidos de nitrógeno.........................................................................
345
10.4.1. 10.4.2. 10.4.3. 10.4.4.
Fuentes.................................................................................. Formación............................................................................ Evolución de los NOx en la atmósfera................................ Efectos..................................................................................
345 346 348 349
10.5. Hidrocarburos y oxidantes fotoquímicos........................................
350
10.5.1. Fuentes.................................................................................. 10.5.2. Evolución de los hidrocarburos en la atmósfera: formación de oxidantes fotoquímicos .. .. .... .. ... .. .. .. .. ..... .. .. ...... .. .. .. 10.5.3. Efectos de los hidrocarburos y oxidantes fotoquímicos....
350
10.6. Óxidos de azufre...............................................................................
356
10.6.1. Fuentes.................................................................................. 10.6.2. Formación............................................................................
356 356
351 354
8 ©Ediciones Paraninfo
Índice
O
10.6.3. Evolución en la atmósfera................................................... 10.6.4. Efectos de los óxidos de azufre........................................... 10.6.5. Lluvia ácida..........................................................................
357 358 358
10.7. Partículas..........................................................................................
363
10.7.1. 10.7.2. 10.7.3. 10.7.4.
Fuentes.................................................................................. Composición química y tamaño......................................... Evolución en la atmósfera................................................... Efectos..................................................................................
364 364 368 370
11. CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA.........................
373
11.1. Control de focos de combustión móviles ... .. ... .... .. ............. .. .......... .
37 6
11.1.1. Mejora de la reacción de combustión................................. 1 l.1.2. Sistemas de reactores de escape térmicos o catalíticos..... 11.1.3. Empleo de combustibles alternativos.................................
376 376 377
11.2. Control de focos fijos de emisión de contaminantes......................
378
11.2.1. 11.2.2. 11.2.3. 11.2.4.
Monóxido de carbono e hidrocarburos.............................. Óxidos de nitrógeno............................................................. Óxidos de azufre................................................................... Partículas..............................................................................
379 381 384 388
12. DISPERSIÓN DE CONTAMINANTES EN LA ATMÓSFERA.................
401
12.1. Viento................................................................................................ 12.2. Gradiente vertical de temperaturas................................................. 12.3. Factores topográficos.......................................................................
403 405 408
13. EFECTO INVERNADERO........................................................................
413
13.1. Efecto invernadero natural.............................................................. 13.2. Efecto invernadero antropogénico ..................................................
413 415
14. CONTAMINACIÓN ESTRATOSFÉRICA: DISMINUCIÓN DE LA CAPA DE OZONO ................................................................................................
425
14.1. Introducción..................................................................................... 14.2. Acción de contaminantes sobre el ozono estratosférico ................
425 428
15. CALIDAD DEL AIRE Y LEGISLACIÓN...................................................
441
15.1. Inmisión............................................................................................ 15.1.1. Disposiciones legales vigentes............................................. 15.2. Emisión............................................................................................. 15.2.1. Disposiciones legales vigentes............................................. 15.3. Redes de vigilancia de la contaminación atmosférica...................
441 443 445 446 447
© Ediciones Paraninfo
9
D
Índice PARTE
3. LOS RESIDUOS
16. INTRODUCCIÓN....................................................................................... 17. NORMATIVA.............................................................................................. 18. RESIDUOS URBANOS............................................................................. 18.1. 18.2. 18.3. 18.4.
453 457 465
Definición y características.............................................................. Composición..................................................................................... Propiedades físicas, químicas y biológicas..................................... Gestión .............................................................................................
465 467 469 472
19. TRATAMIENTO DE RESIDUOS URBANOS...........................................
479
19.1. Reciclaje............................................................................................
479
19.1.1. Reciclaje de la materia orgánica: compostaje .................... 19.1.2. Reciclaje de otros componentes..........................................
480 488
19.2. Incineración......................................................................................
498
19 .2.1. Componentes de una planta incineradora de residuos urbanos..................................................................................... 19.2.2. Contaminantes atmosféricos procedentes de la incineración de residuos urbanos..................................................... 19.3. Vertederos........................................................................................... 19.3.1. 19.3.2. 19.3.3. 19.3.4. 19.3.5.
500 504 506
Planificación, diseño y explotación..................................... Reacciones en un vertedero................................................. Evolución de los procesos en un vertedero........................ Composición del lixiviado................................................... Composición del gas de vertedero.......................................
510 512 513 515 518
19.4. Otros tratamientos.............................................................................
520
19.4.1. 19.4.2. 19.4.3. 19.4.4.
Fermentación anaerobia o biogasificación ........................ Pirólisis................................................................................. Gasificación.......................................................................... Estabilización.......................................................................
521 521 522 522
19.5. Plan nacional de residuos urbanos (2000-2006) ..............................
524
19.5.1. Plan nacional de residuos especiales..................................
532
20. RESIDUOS INDUSTRIALES....................................................................
539
20.1. Definición y clasificación................................................................. 20.2. Residuos peligrosos.......................................................................... 20.3. Gestión de residuos peligrosos........................................................
539 541 551
20.3.1. 20.3.2. 20.3.3. 20.3.4.
Incineración......................................................................... Tratamiento físico-químico ................................................. Vertederos de residuos peligrosos....................................... Tecnologías limpias..............................................................
553 568 580 589
21. RESIDUOS AGRARIOS ...........................................................................
597
21.1. Definición y clasificación................................................................. 21.2. Valorización .. ........ .. ......... ... .... ............... .. .... .... .. ...... ......... ...... .. ..... .. .
597 599
10 ©Ediciones Paraninfo
Índice
O
21.2.1. Valorización energética........................................................ 21.2.2. Valorización agraria.............................................................
600 603
22. RESIDUOS SANITARIOS .. ... .......................................................... ..........
605
22.l. Definición y clasificación................................................................. 22.2. Gestión y tratamiento.......................................................................
605 607
23. RESIDUOS RADIACTIVOS......................................................................
611
23.1. Definición y clasificación................................................................. 23.2. Fuentes.............................................................................................. 23.3. Gestión y tratamiento.......................................................................
611 613 617
23.3.l. Fases en la gestión de residuos radiactivos de baja, media y alta actividad.....................................................................
620
24. CONTAMINACIÓN DEL SUELO..............................................................
631
Composición y estructura del suelo ................................. .. ............. Principales procesos físico-químicos en el suelo............................ Suelos contaminados....................................................................... Principales contaminantes del suelo............................................... Metodología para el estudio de suelos contaminados.................... Técnicas de tratamiento de suelos contaminados..........................
631 636 641 642 644 646
Anexo: Actualización de la legislación ............................................. ... ............
651
Bibliografía.......................................................................................................
655
Índice alfabético .. ................... ... .. .. .. .. .. ... ........... .. .................................. ... .. .. ....
661
24.1. 24.2. 24.3. 24.4. 24.5. 24.6.
ÍNDICE DEL CD Análisis de contaminantes ambientales: 1. 2. 3. 4.
Contaminantes acuosos Contaminantes atmosféricos Contaminantes del suelo Anexos
Instrumentos de gestión medioambiental en la industria: 1. 2. 3. 4. 5.
Evaluación de impacto ambiental Sistemas de gestión medioambiental Auditorías medioambientales Reglamento (CE) nº 761/2001 Anexo
© Ediciones Paraninfo
11
PRESENTACIÓN La actual preocupación por el medio ambiente y la necesaria consideración de que cualquier actividad ocasiona alteraciones en el mismo, se está traduciendo en una inclusión de asignaturas de temática ambiental en los planes de estudio de las titulaciones de carácter técnico y científico y, también, en muchas de enfoque socioeconómico. El estudio de los problemas ambientales ocasionados por la acción humana tiene, sin ninguna duda, un carácter multidisciplinar y nosotros, tanto por nuestra formación como por el ámbito en que desarrollamos nuestra labor docente, hemos tratado de abordarlos desde un punto de vista fundamentalmente químico. El libro que presentamos pretende ofrecer conocimientos que permitan a los alumnos detectar, cuantificar y minimizar esos problemas. Igualmente, consideramos que puede resultar útil como texto de consulta para profesores de enseñanza secundaria y bachillerato, dada la inserción de materias de contenido ambiental en los nuevos temarios de diversas asignaturas de estos niveles de enseñanza. Sin ánimo de ser exhaustivos, pero con voluntad de profundidad y rigor; el objetivo prioritario de este libro ha sido reunir en un único volumen los conocimientos referentes a los distintos campos que abarca la contaminación ambiental. Creemos que así lo aconseja la interrelación existente entre los fenómenos de contaminación de aire, agua y los derivados de la gestión incorrecta de los residuos. Es indudable que los problemas de contaminación de los diferentes medios constituyentes de la biosfera están íntimamente relacionados, y que los ocasionados en uno de ellos tendrán necesariamente su reflejo en los otros. Por ello, creemos que el alumno que se enfrente a una asignatura de este tipo debe comenzar por entender correctamente las perturbaciones que la contaminación ocasiona en uno u otro medio, y ser capaz, posteriormente, de interrelacionar unos fenómenos con otros y conocer la incidencia que un comportamiento inadecuado en un determinado ámbito de la biosfera puede ocasionar en los demás. También es importante que comprenda que cualquier método de tratamiento de un problema de contaminación va a originar a su vez un nuevo fenómeno con incidencia medioambiental, así, por ejemplo, un tratamiento de agua originará unos lodos, con la consiguiente necesidad de gestionar estos residuos; un tratamiento de gases por sistemas de lavado puede en muchas ocasiones originar un problema de contaminación de agua, o residuos líquidos; una incineración de residuos causará impactos en la atmósfera ... En definitiva, nuestro propósito ha sido elaborar un libro cuya consulta permita a los alumnos adquirir una idea correcta del porqué de los problemas ambientales, de la forma de cuantificarlos, de la manera de minimizarlos, de las consecuencias que se derivarán al optar por determinadas soluciones, etc., un libro cuyo estudio capacite a los alumnos para abordar los problemas de la contaminación desde perspectivas y enfoques globales. Evidentemente, las necesidades derivadas de la didáctica y de las estrategias del aprendizaje nos han llevado a abordar en capítulos diferentes los problemas de la contaminación del agua, del aire y los originados por los residuos. Pero a lo largo de nuestra exposición nunca hemos dejado de hacer referencias a la relación que un tema concreto objeto de análisis puede tener con otros aspectos de la contaminación en los demás medios. Pasando a comentar brevemente la estructura de la obra que presentamos, los capítulos referentes a agua y aire se inician con el estudio de las propiedades, características y procesos principales que ocurren de forma natural en un ambiente no contaminado. Posteriormente se estudia cuáles son los fenómenos de contaminación © Ediciones Paraninfo
13
O Presentación más frecuentes que en cada caso se presentan y que modifican la situación original del medio correspondiente, sus causas, sus efectos, los parámetros más habituales empleados para cuantificarlos y el tipo de soluciones técnicas que existen para minimizarlos. También se hace referencia a la legislación aplicable en nuestro país a la calidad de distintos tipos de aguas, de la atmósfera y a los vertidos emitidos en ambos medios. En ocasiones, cuando se abordan cuestiones de especial relevancia y preocupación social, tales como el efecto invernadero, el deterioro de la capa de ozono, el uso de plaguicidas y detergentes, etc., se incide en ellas con una mayor extensión. El capítulo dedicado a los residuos aborda su estudio clasificándolos en urbanos, industriales, agrarios, sanitarios y radiactivos. Para todos ellos se plantean las formas de caracterizarlos y valorarlos, así como los métodos de tratamiento aplicables a cada uno de los diversos tipos. Se incide también sobre los problemas que una gestión inadecuada de los residuos origina en el suelo. Hemos procurado preparar un texto cuya conexión con la realidad fuese un hecho lo más palpable posible. Para ello hemos recopilado e incluido a lo largo del libro algunas referencias a problemas y accidentes medioambientales de importancia relevante que se han producido a lo largo de la historia. Además, hemos considerado conveniente elaborar otro texto, que a nuestro juicio constituye un importante complemento de este manual, en el que se proponen una serie de problemas numéricos y cuestiones teóricas, con enunciados medioambientales realistas, cuya resolución puede abordarse combinando los conocimientos adquiridos en este texto con los de química que cualquier alumno de nivel universitario posee. También hemos creído oportuno completar los conocimientos expuestos en el libro, acompañándolo de un CD en el que hacemos referencia dos aspectos que consideramos de gran importancia: la gestión medioambiental y el análisis de contaminantes. En cuanto al primero, consideramos que la aplicación de los instrumentos de gestión medioambiental en la industria es actualmente una preocupación constante en todos aquellos profesionales con responsabilidades ambientales y/o de gestión en una empresa. Por ello, creemos que puede resultar de interés la inclusión de este capítulo, en el que se resumen las legislaciones aplicables a la misma, así como una serie de consideraciones sobre los dos sistemas de gestión medioambiental mayoritariamente empleados: la serie de normas ISO 14.000 y el Reglamento Europeo de Gestión y Auditoría Medioambientales (EMAS). El capítulo va acompañado de tres archivos en los que se recogen la Ley 6/2001, de Evaluación de Impacto Ambiental, el Reglamento (CE) nº 76112001 del Parlamento Europeo y del Consejo, por el que se permite que las organizaciones se adhieran con carácter voluntario a un sistema comunitario de gestión y auditoría medioambientales (EMAS) y la Directiva 97/11/CE del Consejo, relativa a la evaluación de las repercusiones de determinados proyectos públicos y privados sobre el medio ambiente. En cuanto al capítulo referente a los métodos más frecuentes de análisis de contaminantes, creemos que su inclusión puede dar una visión global de las formas de abordar el mismo, complementar la visión química de los problemas ambientales y facilitar la búsqueda detallada de las metodologías más frecuentemente empleadas para detectar y cuantificar los diferentes tipos de agentes en los distintos medios. Por último, nos gustaría transmitir a través de este libro, con ilusión y con modestia, el interés y preocupación que tenemos y la responsabilidad individual y colectiva en que consideramos que estamos inmersos, como ciudadanos y docentes, sobre la situación actual y futura de nuestro medio ambiente. 14 ©Ediciones Paraninfo
ABREVIATURAS Y NOTACIONES EMPLEADAS EN ESTE LIBRO Toda la simbología empleada en este libro es la especificada por la I.U.P.A.C.
(Intemational Unían of Pure and Applied Chemistry). Además de éstas, a lo largo del libro se han utilizado otras abreviaturas, con respecto a las cuales deseamos señalar que la mayor parte corresponden a las iniciales de las palabras que constituyen el nombre de aquello a que hacemos referencia. Estas iniciales pueden ponerse en orden teniendo en cuenta la lengua castellana (caso de que exista tradición de traducir el nombre), o la inglesa. Así, por ejemplo, COT son las iniciales de Carbono Orgánico Total si tenemos en cuenta la denominación castellana del parámetro, pero si consideramos la denominación inglesa, Total Organic Carbon, la abreviatura sería TOC. Hemos procurado mantener a lo largo del texto el nombre castellano, pero debe quedar reflejado que no existe acuerdo en la bibliografía y que ambos tipos de abreviatura se utilizan indistintamente en los libros escritos en nuestra lengua. En la lista que a continuación se expone, junto a la abreviatura utilizada en el texto, se recoge entre paréntesis la abreviatura en lengua inglesa.
Abreviaturas de carácter científico-técnico utilizadas en el texto (orden alfabético): ABS
ACV ARI
ARU AWWA BEF Bq
BWR C/N CARD
CB (BC) CBR CE (EC)
CFC Ci CIA
CIC CL (LC)
cosv COT(TOC) COV(VOC) COV.NM (NMVOC) DAF DBOx(BODx) DBPs DDT DE © Ediciones Paraninfo
Alquilbencenosulfonato Análisis de Ciclo de Vida Agua Residual Industrial Agua Residual Urbana American Water Works Association Bacterias Eliminadoras de Fósforo Becquerelio Reactor de Agua en Ebullición Relación Carbono Nitrógeno Centro Autorizado de Recepción y Descontaminación Coeficiente de Bioacumulación Contador Biológico Rotativo Concentración Efectiva Clorofluorocarbono Curie Capacidad de Intercambio Aniónico Capacidad de Intercambio Catiónico Concentración Letal Compuesto Orgánico Semivolátil Carbono Orgánico Total Compuesto Orgánico Volátil Compuesto Orgánico Volátil No Metánico Flotación por Aire Disuelto Demanda Bioquímica de Oxígeno a los x días Subproductos de la Desinfección Diclorodifeniltricloroetano Dosis Equivalente
15
O
Abreviaturas y notaciones empleadas en este libro DL (LD)
DQO (COD) DU (UD) E (E) EDAR EDARI EDTA EN Eº (Eº) FTU (UNF) GAC HAP's (PHA's)
Hb hb-eq HC HCB(BCH) HCFC's HCH l+D ICG IDV IPVS IR ISQA IVF
KB
Kow
LAS LD
LMT LSI MER MES MF MPS N
NADP NADPH NFU NPA(PAN)
Dosis Letal Demanda Química de Oxígeno Unidad Dobson Potencial de electrodo de reducción Estación Depuradora de Aguas Residuales Estación Depuradora de Aguas Residuales Industriales Ácido etilendiaminotetracético Normas Europeas Potencial de electrodo de reducción en condiciones estándar Unidades de Formacina de Turbidez Carbón Activado Granular Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos Hemoglobina Habitante Equivalente Hidrocarburos Hexaclorobenceno Hidroclorofluorocarbonos Hexaclorociclohexano Investigación y Desarrollo Índice de Calidad General Índice de Desviación de Vertido Concentración Inmediatamente Peligrosa para la Vida o la Salud Infrarrojo Índice Simplificado de Calidad del Agua Índice Volumétrico de Fangos Factor (coeficiente) de bioacumulación Coeficiente o constante de reparto octanol-agua Laurilsulfonato Lodos de Depuradora Límite Medio de Tolerancia Índice de Langelier Materiales Específicos de Riesgo Materia en Suspensión Microfiltración Materias Primas Secundarias Esta letra, delante de una unidad de volumen de gas indica que dicho volumen se considera medido en condiciones normales de presión y temperatura. Así, Nm 3, NI o Ncm3 indica que nos referimos a un metro cúbico, un litro o un centímetro cúbico, respectivamente, de gas medidos a una presión de 1 atmósfera y a una temperatura de 273 K. Nicotinamida Adenin Dinucleótido Fosfato Nicotinamida Adenin Dinucleótido Fosfato (forma reducida) Neumático Fuera de Uso Nitrato de PeroxiAcilo
16 ©Ediciones Paraninfo
Abreviaturas y notaciones empleadas en este libro
NPB(PBN) NTA NTU OF p 1t
PAC PCB PCDD PCDF PCI PCS PCT pE PE PE-HD
PE-LD PET
PHN PMX
PNLD PNNFU PNRCD PNRMDSAM PNRU PNRV PNVFU pp ppb ppm
PS PVC PWR RAA RAS (SAR) RBMA
RCD RPdH RSI
RV SAICA SAO SDDR SEC SIG SOD (DOS) SS
ssv © Ediciones Paraninfo
O
Nitrato de PeroxiBenzoilo Ácido Nitrilotriacético Unidades Nefelométricas de Turbidez Oxidantes Fotoquímicos Presión Presión osmótica Carbón Activado en Polvo Policlorobifenilo Policlorodibenzo-p-dioxina Policlorodibenzofurano Poder Calorífico Inferior Poder Calorífico Superior Policloroterfenilo Potencial redox Polietileno Polietileno de Alta Densidad Polietileno de Baja Densidad Polietileno Tereftálico Plan Hidrológico Nacional Partículas de diámetro inferior a x µm Plan Nacional de Lodos de Depuradora Plan Nacional de Neumáticos Fuera de Uso Plan Nacional de Residuos de Construcción y Demolición Plan Nacional de Residuos de Matadero, Decomisos, Subproductos cárnicos y Animales Muertos Plan Nacional de Residuos Urbanos Plan Nacional de Residuos Voluminosos Plan Nacional de Vehículos Fuera de Uso Polipropileno Partes por billón (1 billón= 1.000 millones) Partes por millón Poliestireno Policloruro de Vinilo Reactor de Agua a Presión Residuos de Alta Actividad Reducción Adsorción Sodio Residuos de Baja y Media Actividad Residuos de Construcción y Demolición Residuos Peligrosos del Hogar índice de Ryznar Residuos Voluminosos Sistema Automático de Información de Calidad de Agua Sustancia Aportadora de Ozono Sistema de Depósito, Devolución y Retorno Sustancias Extraíbles al Cloroformo Sistema Integrado de Gestión Sustancia Destructora de Ozono Sólidos en Suspensión Sólidos en Suspensión Volátiles 17
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Abreviaturas y notaciones empleadas en este libro T
TEF TEPP
TEQ THM
THR TRS TSD (SDT)
UF
uv VFU VLT WAO
Temperatura Factor de Equivalencia Tóxica Pirofosfato de Tetraetilo Equivalente Tóxico Trihalometano Tiempo Hidráulico de Retención Tiempo de Retención de Sólidos Total de Sólidos Disueltos Ultrafiltración Ultravioleta Vehículo Fuera de Uso Valor Límite Umbral Oxidación con Aire Húmedo
Abreviaturas referentes a organismos, entidades y normas de carácter administrativo (orden alfabético): AENOR API ASTM
BOE CEE CER CIBMAT EIA
EMAS ENAC ENRESA EPAóUSEPA FAO IDAE ISO I.U.P.A.C. MMA MOPT MOPTMA MOPU
OCDE OIBA OMS(WHO) R.D. SGM UE UNE
Asociación Española de Normalización Instituto del Petróleo Americano Sociedad Americana para Ensayos y Materiales Boletín Oficial del Estado Comunidad Económica Europea Catálogo Europeo de Residuos Centro de Investigaciones Energéticas, Medio Ambientales y Tecnológicas Evaluación de Impacto Ambiental Sistema Comunitario de Gestión y Auditoria Medio Ambiental Entidad Nacional de Acreditación Empresa Nacional de Residuos Agencia de Protección del Medio Ambiente-USA Organización para la Alimentación y la Agricultura Instituto para la Diversificación y Ahorro de Energía Organización Internacional para la Estandarización International Union of Pure and Applied Chemistry Ministerio de Medio Ambiente Ministerio de Obras Públicas y Transportes Ministerio de Obras Públicas, Transportes y Medio Ambiente Ministerio de Obras Públicas y Urbanismo Organización para la Cooperación y el Desarrollo de Europa Organismo Internacional de Energía Atómica Organización Mundial de la Salud Real Decreto Sistema de Gestión Medioambiental Unión Europea Normas Españolas
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INTRODUCCIÓN La preocupación por la problemática de la contaminación del medio ambiente ha alcanzado en estos últimos tiempos una dimensión inusitada. Para comprenderlo adecuadamente y analizar la influencia del hombre sobre el mismo, es absolutamente necesario examinar con anterioridad las características que lo definen, y que de una manera breve podríamos enunciar tratando de responder a las siguientes preguntas: ¿por qué la acción humana ha alterado el equilibro existente en la naturaleza?, ¿es cierto que actualmente hay una crisis ambiental?, caso de que la existencia de la crisis sea cierta ¿cuáles son sus causas y cuáles los desequilibrios que se derivan de la misma ?, los problemas ambientales ¿son localizados o se extienden de unas a otras esferas de la biosfera y de unas a otras zonas del planeta?, y por último, ¿cómo deben abordarse los problemas ambientales?. En las siguientes líneas exponemos nuestra opinión sobre las respuestas que consideramos deben recibir los interrogantes planteados. El medio ambiente, o el medio humano concebido como biosfera, es un sistema que engloba a todos los seres vivientes de nuestro planeta, así como el aire, el agua y el suelo que constituyen su hábitat o lugar donde se desarrolla normalmente su ciclo vital. Podríamos resumir el funcionamiento de la biosfera con un ciclo como el que se refleja en la figura siguiente. Este sistema de relaciones, en cuyo seno se reciclan todos aquellos productos de la biosfera, tiene una gran unidad y mantiene el llamado equilibrio ecológico sobre la tierra.
~ OXÍGENO
Radiación solar
'
PLANTAS
Fotosíntesis =====~ MATERIA NUTRITIVA
/
Materia Inerte, co,, H20, ... ANIMALES
/ RESIDUOS
-
~
gaseosos =:> ATMÓSFERA líquidos }
=:>
HIDROSFERA Y SUELO
sólidos Microorganismos
Esquema representativo del EQUILIBRIO ECOLÓGICO © Edic iones Paraninfo
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Introducción
¿POR QUÉ LA ACCIÓN HUMANA HA ALTERADO EL EQUILIBRIO EXISTENTE EN LA NATURALEZA? A lo largo de la historia de la humanidad, la acción del hombre ha pasado por diversas etapas, y ha ido introduciendo alteraciones, cada vez más notorias en este equilibrio ecológico. Desde una perspectiva correspondiente a las sociedades que más han evolucionado desde el punto de vista de la ciencia y la tecnología, podríamos resumir, de forma breve y muy simplificada, dichas alteraciones de la siguiente manera:
• Época de nomadismo: El ser humano es recolector y cazador, no modifica el equilibrio ecológico, al comportarse como un animal depredador más. • Hombre sedentario: - Pastor y agricultor: se inicia la alteración del medio ambiente, especialmente por la quema de bosques. - Comienza el incremento de consumo de energía, esencialmente renovable, de biomasa y también de recursos naturales. - Feudalismo, las tecnologías pre-industriales y las guerras son la antelasala de las grandes alteraciones ambientales. - Empieza la formación de los, aún poco numerosos, grandes núcleos de población, con la consiguiente aparición de fenómenos de contaminación localizada. • Revolución industrial a partir del siglo XVIII («Hombre industrial»): - La actitud ante la naturaleza es de superioridad y dominio. - Despierta la fe del hombre en la ciencia y la técnica. - Se considera la contaminación como un mal necesario para el progreso económico. - Comienza la transformación de la población rural en urbana, con la consiguiente emisión de contaminantes en las grandes urbes y alteraciones ambientales de carácter local/regional. - Se empiezan a utilizar de forma masiva las energías no renovables y se genera una espiral de explotación de recursos. - El modelo cultural que se instaura está dominado por lo urbano, lo que significa que los ecosistemas son deficitarios en materia y energía e incapaces de asimilar los residuos que se generan. Comienzan a utilizarse diferentes métodos de transporte con empleo de energía proveniente de combustibles fósiles. • Situación actual («Hombre tecnológico»): - Se introducen en el ambiente sustancias <
Introducción
D
¿ES CIERTO QUE, ACTUALMENTE, HAY UNA CRISIS AMBIENTAL? Esta evolución del comportamiento de una parte de la humanidad nos ha llevado a desembocar, en la actualidad, en una auténtica crisis ambiental o ecológica de características muy especiales, entre las que podríamos citar su alcance mundial, la dificultad de controlar algunos de los cambios que origina y la posibilidad de que nos esté acercando al límite natural del crecimiento, como se afirmó en la Conferencia de Río de Janeiro de 1992. Entre las realidades más significativas que actúan como indicadores de la crisis podríamos citar: • Cambio climático: ocasionado como consecuencia del efecto invernadero y de la destrucción que está experimentando la capa de ozono estratosférica. • Deterioro de suelo: deforestación, desertización, erosión ... • Pérdida de especies: el agotamiento de recursos naturales y la reducción de la biodiversidad son, lamentablemente, realidades incuestionables. • Aspectos socioeconómicos: ciertos fenómenos sociológicos como la explosión demográfica, el desequilibrio Norte/Sur y la amenaza nuclear inciden (o pueden incidir) de forma importante en la crisis ambiental. • Grave contaminación de las aguas, aire y suelos: existe un absoluto acuerdo entre la comunidad científica respecto a la gravedad del grado de contaminación existente en estos medios. • Incremento de los accidentes medioambientales graves: los episodios puntuales de contaminación a causa de accidentes de muy diversa naturaleza son cada vez más frecuentes y se han multiplicado de forma alarmante en los últimos 50 años.
¿CUÁLES SON SUS CAUSAS? Como decíamos, es un hecho indiscutible la existencia actual de una crisis ambiental a nivel mundial. Las causas que nos han abocado a la misma tienen origen en el tipo de sociedad que hemos construido, y podríamos resumirlas así: • Grado y tipo de desarrollo de la sociedad: hemos establecido como dogma de comportamiento el crecimiento y consumo ilimitado de bienes, aceptando sin discusión la premisa de que un grado de desarrollo elevado es sinónimo de un alto consumo. En este mismo apartado podríamos reflexionar sobre el tipo de bienes que consumimos, e interrogarnos sobre si es o no adecuado el crecimiento de la utilización de artículos de corta vida útil al que estamos asistiendo. • Concentraciones urbanas e industriales: la forma de vida que hemos adoptado implica la concentración de la población, y por tanto de las actividades propias de ésta, incluida la industria, en zonas muy reducidas. El fenómeno del crecimiento urbano es un hecho innegable en nuestros días, y este crecimiento ha originado un incremento de los problemas ambientales, derivados de la necesidad de establecer formas de vida acordes con el mismo. Así, el aumento del transporte ligado al desplazamiento hasta el lugar del trabajo de las personas en las grandes ciudades es una de las causas principales de contaminación atmosférica en las zonas urbanas. Si bien no son los problemas derivados del transporte los únicos a considerar: la generación de residuos, el volumen de aguas residuales, etc., han adquirido unas dimensiones tales que se han transformado en problemas cuya correcta gestión implica una dificultad considerable. © Ediciones Paraninfo
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Introducción
• Exigencias del avance tecnológico: las necesidades ligadas al avance tecnológico hacen preciso un avance continuo en diversos campos, fundamentalmente en materiales, con la consiguiente producción de nuevos residuos, tanto durante los procesos de producción como en el momento último del ciclo de vida de los mismos, cuando se hace preciso desecharlos. • Demanda de recursos primarios, principalmente energéticos y minerales: todos los puntos anteriormente mencionados van inexorablemente unidos a un incremento de la demanda de energía, y no olvidemos que actualmente las principales fuentes energéticas utilizadas son las derivadas de los combustibles fósiles o la energía nuclear. Ambos tipos de energía son agresivos con el medio ambiente, bien por la emisión de gases contaminantes o responsables del efecto invernadero, o por la generación de residuos de especial peligrosidad, por lo que, ineludiblemente, los problemas ambientales se verán incrementados. El empleo de materiales de «Usar y tirar», es decir, la cultura de los bienes de corta vida media, incrementará así mismo los problemas derivados de la utilización desmesurada de recursos naturales, generando el agotamiento o la explotación desmedida de los mismos.
Y ¿CUÁLES SON LOS DESEQUILIBRIOS QUE SE DERIVAN? Todos los hechos mencionados se han traducido en la introducción de desequilibrios en los procesos naturales. Entre las alteraciones generadas en el ciclo del equilibro ecológico, habría que reseñar: - Las ocasionadas por el empleo de otras fuentes de energía distintas a la solar, de carácter no renovable y causantes de importantes efectos en el medio ambiente. - Las originadas por la síntesis de nuevos productos y subproductos de carácter muy poco biodegradable (compuestos persistentes), que son la causa de la producción de residuos imposibles de incorporar al ciclo ecológico. - Las derivadas de la síntesis de sustancias capaces de causar importantes daños medioambientales. - Las provocadas por la imposibilidad de asimilación natural de la ingente cantidad de residuos acumulados en una zona geográfica limitada a causa de la existencia de las grandes concentraciones urbanas e industriales. Como consecuencia de estas alteraciones se han producido determinados efectos no deseables, entre otros podríamos citar: • Presencia en el ambiente de sustancias que ejercen efectos negativos directos: elementos radiactivos, sustancias de diversa naturaleza de carácter tóxico y en muchos casos bioacumulativo (pesticidas, hidrocarburos aromáticos policíclicos, policlorobifenilos, tóxicos, metales pesados ... ). • Aparición de sustancias con efectos ambientales nocivos a largo plazo: es el caso de los clorofluorocarbonos (CFC's), causantes en gran medida del deterioro de la capa de ozono estratosférica. • Aumento continuado de las cantidades de algunas sustancias naturales, que puede originar efectos muy negativos. El dióxido de carbono atmosférico es el caso extremo, por su influencia en el efecto invernadero. • Aparición de efectos ocasionados por la evolución atmosférica de los contaminantes: la lluvia ácida, problemas derivados del ozono troposférico y otros oxidantes ...
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Introducción
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LOS PROBLEMAS AMBIENTALES ¿SON LOCALIZADOS OSE EXTIENDEN DE UNAS A OTRAS ESFERAS DE LA BIOSFERA Y DE UNAS A OTRAS ZONAS DEL PLANETA? Con respecto a la pregunta de si la contaminación se localiza y ejerce su efecto en el medio sobre el cual se produce la emisión de los agentes contaminantes o, por el contrario, se extiende a otros, es preciso resaltar que un problema originado en cualquiera de las esferas constituyentes del hábitat del hombre, puede extenderse a las demás. Por ello, los problemas asociados al medioambiente deben abordarse desde una pespectiva global, (los contaminantes emitidos en uno de los medios pueden difundirse a los otros), así que deberán conocerse las interrelaciones entre unos y otros medios y las soluciones a implantar deberán ser integrales. En el siguiente esquema se recoge cómo los contaminantes emitidos en uno de los medios pueden difundirse a los otros, en función de la naturaleza de dicho medio y de las propiedades de la sustancia, principalmente, solubilidad en agua, volatilidad, y capacidad de absorción sobre las partículas del suelo.
Kaw ATMÓSFERA
HIDROSFERA
Volatilidad (Presión de por) CONTAMINANTE PURO
Capacidad de adsorción y de absorción
•
FASES SÓLIDAS: LITOSFERA: Suelo, sedimentos ... SERES VIVOS
Los porcentajes de distribución, o cantidad de contaminantes en cada una de las fases de la biosfera dependerá, finalmente, de las correspondientes constantes de reparto, siendo: Kaw la constante de reparto del contaminante entre aire y agua. Ksw la constante de reparto del contaminante entre suelo y agua. Ksa la constante de reparto del contaminante entre suelo y aire. También debemos ser conscientes de que los problemas de contaminación generados en un punto concreto del planeta pueden extenderse a otras zonas, en ocasiones separadas geográficamente del punto conflictivo por distancias importantes. Este fenómeno de la contaminación transfronteriza de los contaminantes, es especialmente relevante en el caso de los contaminantes atmosféricos, y, en ©Ediciones Paraninfo
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Introducción
ocasiones, se han dado situaciones en las que un determinado problema originado en un punto concreto se percibió a gran distancia del mismo al poco tiempo de haberse producido. Un ejemplo de este tipo de situación fue la detección del accidente nuclear de Chernobil en la península Escandinava, antes de que hubiera sido hecho público por la Administración responsable, debido a los altos valores de radiación que presentaba la atmósfera en esa zona. La emisión de contaminantes puede incluso generar problemas globales que afectan a todo el conjunto de la tierra. En este sentido, el efecto invernadero o la destrucción de la capa de ozono estratosférica son dos ejemplos a tener en cuenta. Ambos afectan a la totalidad del planeta y son producidos por contaminantes emitidos principalmente en determinadas zonas geográficas, aquellas correspondientes a los países llamados desarrollados. Por estas dos razones, existe conciencia de que los problemas de medio ambiente deben abordarse desde una perspectiva internacional, de ahí la proliferación de reuniones y acuerdos entre países.
¿CÓMO DEBEN ABORDARSE LOS PROBLEMAS AMBIENTALES?
Control de los problemas ambientales Analicemos brevemente cómo ha ido evolucionando el enfoque que debe darse al control de los problemas de contaminación. Históricamente, los puntos de vista desde los que se abordaban los problemas han ido evolucionando, pasando por distintas etapas, que de forma resumida y cronológica, podríamos sintetizar de la siguiente forma: En una etapa inicial, se consideraba que los compuestos químicos emitidos podrían ser asimilados por la naturaleza, transformándolos en sustancias inocuas o diluyéndolas de forma suficiente. Es decir, la naturaleza se bastaba a sí misma para resolver las alteraciones antropogénicas que se ocasionaban. Posteriormente, y principalmente como consecuencia del descubrimiento de la persistencia y bioacumulación de muchos contaminantes, lo que ocurrió en los años de 1960-1970 en que se detectaron estas características para algunos com. puestos tales como el DDT, los policlorobifenilos, los clorofluorocarbonos, el mercurio ... , se recurrió a la prohibición de su producción o a la limitación de su uso. Más tarde se descubrieron subproductos tóxicos, entre los que cabe destacar las dioxinas producidas durante los procesos de fabricación de pesticidas o en la incineración de determinados tipos de compuestos. Estos hechos llevaron a establecer una estrategia de reducción de vertido y a tomar medidas encaminadas a evitar su dispersión, o bien a tratar de transformar las sustancias problemáticas en especies más inocuas. Son las denominadas «soluciones de final de tubería». Actualmente, y dadas las dimensiones del problema y el incremento de la conciencia ecológica de la sociedad, la estrategia en vigor es la de «prevención de la contaminación». Esta estrategia es válida tanto a nivel social como a nivel industrial. Desde la Administración se trata de promover en la ciudadanía todo tipo de actitudes encaminadas a potenciar un comportamiento respetuoso con el medio ambiente, lo que implica desde la disminución y/o el uso adecuado de los recur24 ©Ediciones Paraninfo
Introducción
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sos naturales, hasta el fomento de actividades tales como la recogida selectiva en origen de los residuos. Pero es quizá en el campo de la industria donde esta nueva estrategia tiene su máxima implantación. En este sentido, se trata de introducir toda una serie de cambios, de mayor o menor envergadura, siguiendo las directrices de lo que se ha dado en llamar la «Química verde», que, en última instancia, persigue evitar la generación de productos o subproductos tóxicos en origenmediante la implantación de las medidas oportunas. El conjunto de las mismas es lo que se denomina «tecnologías limpias». Sus objetivos esenciales son la minimización de la generación de residuos, del uso de energía, agua y materias primas y, como consecuencia de todo ello, la minimización de la contaminación y del impacto ambiental. Este tipo de objetivos se consigue adoptando ciertos métodos y actuaciones, entre los que podríamos destacar: los cambios en los procesos de producción, el rediseño de productos, la sustitución de disolventes y materias primas, el reciclaje en «circuito cerrado» y la cogeneración energética. La industria tiene a su alcance una serie de instrumentos que son de gran ayuda a la hora de tratar de implantar una tecnología limpia, así, el análisis de ciclo de vida de los productos, la evaluación de impacto ambiental de la actividad, la realización de ecoauditorías y la aplicación de los sistemas de gestión ambiental (Normas ISO, EMAS ... ) resultan de enorme utilidad.
Costes de la contaminación No podemos finalizar la introducción al estudio de los problemas medioambientales sin hacer referencia al «precio de la contaminación». El coste de la degradación del medio ambiente es difícil de calcular, eso sí, siempre debemos tener presente que el coste no será únicamente económico, los costes sociales y ecológicos no sólo no deben ser ignorados sino que, probablemente, sean los más importantes. El coste económico sería el referente al importe monetario. En él se incluirían la prevención, el análisis y el control de los problemas de contaminación, los gastos derivados del deterioro de materiales, el importe ¿cuantificable? de la pérdida del patrimonio, el derivado de la disminución de cultivos ... Los costes sociales resultan difíciles de resumir. Tendríamos necesariamente que contemplar los derivados del deterioro de la salud de seres vivos, las tensiones sociales y/o políticas originadas por la pérdida o reducción de recursos naturales, los generados por la implementación de modelos de desarrollo incompatibles con el medio ambiente ... En cuanto al denominado coste ecológico, debemos indicar que tendría que considerar los daños producidos en los diferentes ecosistemas, la pérdida de recursos naturales, la reducción de la biodiversidad, el incremento de la desertización, los fenómenos derivados del cambio climático, etc. Para nosotros, es evidente que una adecuada visión de la problemática ambiental implica una valoración de los impactos global y lo más amplia posible, superando perspectivas economicistas que se limitan a evaluar los costes monetarios a corto plazo. Consideramos que, dado que la crisis ambiental es global, la respuesta a la misma debe también ser global, y esta respuesta vendrá encaminada por dos vías, la educación ambiental y la adecuada aplicación del llamado © Ediciones Paraninfo
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«desarrollo sostenible o sustentable», entendido éste como el desarrollo que colma las necesidades de la generación actual sin comprometer la capacidad de las generaciones futuras para satisfacer sus propias necesidades. Creemos que son necesarias múltiples y variadas acciones encaminadas a corregir los graves problemas ambientales a los que nos enfrentamos como especie y como parte de la Naturaleza en su conjunto. Reparar y prevenir las futuras consecuencias son dos aspectos inseparables frente a la crisis ecológica. Se hace imprescindible la toma de decisiones científicas, tecnológicas, políticas y sociales correctas por parte de los organismos que tienen competencia en las mismas, pero también resulta igualmente imprescindible la toma de conciencia individual y colectiva de los ciudadanos. En todos los campos y actividades debe tenerse presente la necesidad del respeto al medio ambiente, y desde las posiciones de acción o influencia de cada uno, debemos fomentar una serie de actitudes y medidas que aseguren que nos encaminamos en la dirección adecuada para paliar los problemas que tenemos planteados. Sería interminable enunciarlas, pero, y dado que estamos hablando desde un texto de química y los autores desarrollamos nuestra labor en el campo de la educación, deseamos resaltar la importancia de la Educación Ambiental en todos los niveles de enseñanza y la necesidad de difusión de la Química Ambiental y del enfoque medioambiental en todos los estudios de carácter científico y/o tecnológico.
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Introducción
CALENDARIO ECOLÓGICO 28 de enero 2 de febrero 6 de marzo 21 de marzo 22 de marzo 23 de marzo 12 de abril 22 de abril 9 de mayo 15 de mayo 22 de mayo 24 de mayo 29 de mayo S de junio 8 de junio 12 de junio 17 de junio 22 de junio Segundo jueves de julio 11 de julio 16 de septiembre 22 de septiembre Última semana de septiembre 4 de octubre Primer lunes de octubre Primer sábado de octubre Segundo miércoles de octubre 6 de noviembre 23 de noviembre 29 de diciembre
© Edic iones Paraninfo
Día por la reducción de las emisiones de C02 Día Internacional de los Humedales Día Mundial de la Eficiencia Energética Día Forestal Mundial Día Mundial del Agua Día Meteorológico Mundial Día Mundial contra la Contaminación Acústica Día de la Tierra Día Internacional de las Aves Día de Acción del Clima Día Mundial de la Biodiversidad Día Europeo de los Parques Naturales Día Mundial de la Energía Día Mundial del Medio Ambiente Día Mundial de los Océanos Día Mundial de la Descontaminación Acústica Día Mundial de Lucha contra la Desertificación y la Sequía Día Mundial del Suelo y de la Tierra Fértil Día del Árbol Día Mundial de la Población Día Internacional de la Preservación de la Capa de Ozono Día Mundial sin Coches Día Marítimo Mundial Día Mundial de los Animales Día Mundial del Hábitat Día Interamericano del Agua Día Internacional para Reducción de los Desastres Naturales Día de los Parques Nacionales Día de los Bosques Autóctonos Día Internacional de la Diversidad Biológica
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El agua 1 1. El agua: generalidades.
2. Características de las aguas naturales. 3. Contaminación del agua. 4. Algunos contaminantes específicos. 5. Tratamiento de aguas naturales.
6. Depuración de aguas residuales. 7. Criterios de calidad del agua. Legislación .
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~
'
Capítulo
El agua: generalidades O
1 .1 .
O
1 .2 .
Abundancia, ciclo y usos del agua. Propiedades del agua y consecuencias medioambientales.
El agua es uno de los compuestos químicos más importantes para los seres humanos y la vida en general, tal como se desarrolla en nuestro planeta. Fijándonos en el aspecto puramente cuantitativo, debemos indicar que el agua cubre aproximadamente el 72% de la superficie terrestre, y que la materia viva incluye en su composición altísimos porcentajes de esta sustancia. Valgan como ejemplo del contenido aproximado en agua de diversos organismos los siguientes datos: 98% >95% 70% 60% 50%
Medusa Embriones humanos Recién nacido Hombre adulto Árboles
La propia sangre humana y los fluidos corporales de muchos animales se asemejan notablemente al agua de mar. Una característica singular del agua es la de ser la única sustancia química que en nuestro planeta se presenta en los tres estados de agregación: sólido, líquido y gaseoso, en estado natural. Desde el punto de vista cualitativo, podemos comenzar señalando que todas las formas de vida, aun en el desierto, requieren una entrada importante de agua y casi todas las funciones de nutrición y excreción en los seres vivos se basan en el agua. El agua, además, actúa como fuente de oxígeno tanto en la fotodescomposición atmosférica: H 20 + hv
-i>
2H +O
-i>
H 2 + 1/2 0 2
como en la fotosíntesis de las plantas verdes. En este último proceso el hidrógeno pasa a formar parte de la materia de la planta, con excepciones poco importantes. La función fotosintética es la base de toda la vida en la Tierra y el agua interviene en ella de dos formas: - Transitoria: ya que como parte de la corriente de transpiración se devuelve en cierta medida. © Ediciones Paraninfo
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El agua: generalidades
- Permanente: aporta el hidrógeno que está combinado en la planta. Fotosíntesis: la implicación del agua en este proceso es la siguiente: 2H2 0 ---+ 0 2 + 4e- +4H+ 2NADP + 4e- + 2H• --+ 2NADPH 2H+ +2 NADPH + C0 2 ---+ 2NADP +H2 0 + CH2 0 Balance neto: C02 + H 2 0 ---+ CH 20 + 0 2
1.1. ABUNDANCIA, CICLO Y USOS DEL AGUA 1.1.1. Abundancia En la Tabla 1.1 vemos la distribución del total del agua que hay en nuestro planeta en los distintos tipos existentes. Observamos que el porcentaje más elevado es agua salada de mares y océanos, en principio no útil para la mayor parte de las actividades humanas, lo que hace necesario el tratamiento de la misma con anterioridad a su uso. Solamente algo menos del 0,7% (que supone unos 4.10 10 kg/persona) es agua dulce, que resulta imprescindible y de gran importancia, por lo tanto también será necesario el mantenimiento de su calidad. Además, del total de agua dulce, menos del 0,01 % es agua superficial, que es la que en principio resulta más fácilmente accesible. TABLA 1.1.
Distribución del agua en nuestro planeta
Compartimento Océanos y mares Aguas continentales superficiales - lagos de agua dulce - lagos de agua salada - ríos Casquetes polares y glaciares Agua subterránea - zona de aireación - otras hasta 800 m de profundidad - bajo los 800 m Atmósfera Total (redondeado) FUENTE:
Volumen (103 km 3) 1.321.250 230 125 104 1,2 29.176 8.400 67 4.170 4.170 12,9 1.360.000
Superficie (103 km3) 361.600 1.520 850 700 17.870
510.250
% del total
97,2 0,017 0,009 0,008 0,0001 2,15 0,62 0,005 0,31 0,31 0,001
U.S. Geological Survey (1972). En Diccionario de la Naturaleza. BBV (1973).
Sin embargo, estas cantidades de agua dulce son suficientes para las actividades humanas incluso para un futuro todavía lejano. Se calculan del orden de unos 46.000 km3 de recursos hídricos de agua dulce, disponibles a nivel mundial, que suponen m ás de 5.000 m 3/habitante-año. Se entiende por recursos hídricos com o la cantidad de agua que circula por los ríos de una zona y las reservas acumula-
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El agua: generalidades
O
das superficial y subterráneamente en un año medio. Pero hay que tener en cuenta dos hechos importantes, por un lado el gran problema de la distribución irregular de las aguas a nivel mundial y regional, como puede apreciarse de forma muy resumida en la Tabla 1.2, y por otro, los problemas de contaminación gi-ave localizada, que ocasionan, en zonas con suficiente abundancia de agua, que ésta no sea utilizable por su baja calidad.
TABLA
1.2. Distribución mundial de los recursos de agua.
Recursos hídricos % Población (millones) Recursos (m 3/hb/año) (km 3/año) 1995/2025 1995/2025 Europa 2.536 5 504/515 5.031/4.924 Asia 10.700 23 3.413/4.912 3.135/2.178 África 4.570 10 747/1.597 6.117/2.861 América Sur 11.760 25 326/494 36.073/23.805 América Norte y Centro 8.200 17 453/596 18.101 /13 .758 Oceanía 2.388 5 28/38 85.285/62.842 Antigua URSS 4.384 9 299/352 14. 662/12 .454 Mundo 46.768 100 5. 770/8.504 8.105/5.494 España 11 o 0,2 40/42 2.750/2.619 Territorio
FUENTE:
Ruiz, J.M., La situación de los recursos hídricos en España (1993).
Con respecto a España, según los datos presentados en el Plan Hidrológico Nacional (datos de 1992) los recursos naturales de agua, del orden de 110 km3, son suficientes, como veremos posteriormente, para cubrir las necesidades previstas hasta el año 2010. Sin embargo, la regulación de menos de un 50% de los mismos y, en especial, la gran irregularidad de distribución en las diferentes cuencas, como se aprecia en la Tabla 1.3., conduce a un déficit hidráulico en muchas de ellas. También es importante señalar la gran variabilidad anual e interanual de las precipitaciones y por lo tanto de los recursos, llegando a ser en los años de mayor sequía la tercera parte de los valores medios indicados.
1.1.2. Ciclo hidrológico y contaminación Conviene también recordar el ciclo hidrológico del agua para observar la interrelación entre las diversas formas en las que se encuentra. Vemos que la cantidad total de agua permanece prácticamente en constante equilibrio por compensación de los procesos de evaporación y transpiración (fenómeno por el que la planta libera el exceso de agua a la atmósfera a través de los pequeñísimos poros de las hojas denominados estomas, que actúan también como poros de intercambio para el oxígeno y el dióxido de carbono que participan en la fotosíntesis) con los de precipitación y escorrentía. El balance hídrico sería el siguiente equilibrio: Balance Hídrico: Precipitaciones = Escorrentía (Superficial+Subterránea)+ Evapotranspiración. © Ediciones Paraninfo
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El agua: generalidades TABLA 1.3.
Cuenca Norte de España Duero Tajo Guadiana Guadalquivir Sur de España Segura Júcar Ebro Pirineo Oriental Total peninsular Islas Baleares Islas Canarias Total España
Recursos de Agua en España
Recursos en Hm3/año Naturales 44.876 12.876 10.185 5.110 9.234 2.830 960 4.366 18.341 3.250 111 .322 690 965 112.977
Regulados 7.448 8.355 7.372 1.897 2.152 689 1.243 3.104 11.271 1.654 45.185 290 496 45.971
Población Millones hb
6,7 2,2 5,3 1,6 4,4 1,9 1,3 4,0 2,7 5,5 35,6 0,6 1,4 37,6
Recursos per cápita (m 3/hb/año) Naturales Regulados 6.698 1.112 5.532 3.798 1.922 1.391 3.194 1.186 2.090 489 1.489 363 738 956 1.091 776 4.174 6.793 591 301 3.127 1.269 1.150 483 354 689 3.005 1.223
,_
FUENTE: Medio Ambiente en España 1986. MOPU
Se calcula que circulan aproximadamente unos 500.000 km3 de agua al año, a través de los procesos implicados en la ecuación anterior. La Figura 1.1 nos indica una serie de actuaciones humanas que influyen en dicho ciclo: en cuanto al aspecto de los recursos hídricos lo más importante es señalar, en relación a las aguas superficiales, la creación de embalses y de canales, y el aprovechamiento de los recursos correspondientes a aguas subterráneas mediante diferentes tipos de pozos. En cuanto al uso (agrícola, urbano e industrial) y vertido posterior de las aguas empleadas, el ciclo nos indica además dos hechos relacionados con la contaminación antropogénica: por un lado la contaminación es un problema que puede extenderse de unas zonas a otras, por ejemplo de aguas superficiales a aguas subterráneas o de aguas fluviales a aguas marinas, y por otro, existirá una relación entre los problemas de contaminación atmosférica y de suelo con los de contaminación de las aguas, cuyo ejemplo más conocido lo encontramos en la lluvia ácida. Asimismo, vemos cómo el mantener un equilibrio entre los diferentes tipos de agua es fundamental, ya que, por ejemplo, la sobreexplotación de acuíferos subterráneos puede originar infiltraciones de agua salobre, lo que puede llegar a tener consecuencias de importante gravedad.
1.1.3. Usos del agua Es importante tener en cuenta los diferentes usos del agua por el hombre, por el interés que tiene para comparar recursos de agua y necesidades en el aspecto cuantitativo y también porque tendrá una gran importancia a la hora de valorar
34 © Ediciones Paraninfo
El agua: generalidades
D
la contaminación del agua y los tratamientos que hagan posible su utilización. Habitualmente se distinguen los usos siguientes: - Usos consuntivos: Consumo de agua como tal, con modificación de la calidad. Se consideran esencialmente: 1. Urbano, doméstico, o de abastecimiento. 2. Industrial. 3. Agropecuario. - Otros usos: 4. Generación de energía eléctrica. 5. Medio de vida acuático (acuicultura). 6. Recreativo y estético. 7. Navegación. 8. Otros: Extracción de áridos, medioambientales (caudal ecológico) ... Comentábamos antes que la distribución de los recursos acuáticos es muy irregular, otro tanto podría decirse con respecto a su uso, pues depende del grado de desarrollo de un país o región y de su tipo de economía. A nivel mundial se considera un consumo total de agua del orden de 3.000 km3/año, repartidos en los siguientes porcentajes aproximados: uso agrario (75%), uso industrial (20%) y uso doméstico (5%). En la Figura 1.2 se aprecian datos de distribución de los usos de agua en distintos países, según sea el grado de desarrollo y las actividades económicas predominantes en los mismos. Una muestra de las diferentes demandas según el grado de desarrollo pueden ser los valores de uso doméstico per-cápita, en tres familias medias: New York 300 l/día
Nigeria 120 l/día
India 25 l/día
///¡¡ Terrenopermeable
'""'"""'"°' $\o; deagua ACUÍFERO CONFINADO
FIGURA 1.1.
© Ediciones Paraninfo
) "'"'""""subterránea
Ciclo hidrológico del agua. Influencia de las actividades antropogénicas.
35
O El agua: generalidades 100 80
3 z
INDUSTRIAL
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40
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20
'""'' FUENTE: G.
Mé:x.ICO
JAPÓN
MONGOLIA
U.R.S.S.
HUNGRÍA
POLONIA
EEUU
ALEM. FEO.
G. BRETAÑA
O. Barney, El mundo en el año 2000. Informe técnico. Ed. Tecnos. FIGURA 1.2. Reparto del consumo del agua según países.
En lo referente a España, podemos observar en la Figura 1.3 las demandas actuales y su previsible evolución futura en los diferentes sectores. Según estas previsiones, corresponde al uso urbano el mayor incremento porcentual, del orden de un 46%, y el menor al uso como aguas de riego, en el que el aumento porcentual se sitúa en un 16%, aproximadamente. En la Tabla 1.4, se observa la situación detallada por cuencas hidrográficas, donde podemos comprobar la irregularidad indicada anteriormente entre recur-
01992
~ 2002 .2012
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ABASTECIMIENTOS INDUSTRIAL
FUENTE:
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. OTROS
TOTAL
Plan Hidrológico Nacional, 1992. MOPTMA.
FIGURA 1.3. Previsiones de las demandas futuras de agua en el Estado español (Hm 3/año).
36 © Ediciones Paraninfo
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TABLA
o
Cuenca hidrográfica Norte de España Duero Tajo Guadiana Guadalquivir Sur de España Segura Júcar Ebro Pirineo Oriental Totales peninsulares Islas Canarias Islas Baleares Totales de España
1.4. Distribución por cuencas de los recursos y demandas de agua en España. (Previsiones para año 201 O). Disponibilidades Hm3/año Recursos regulados Superficial Subterránea Totales 15.461 1.583 17.044 9.862 10.461 599 8.206 1.023 9.229 2.305 350 2.655 4:1 25 375 4.500 1.286 479 1.765 575 216 791 2.404 1.199 3.603 12.712 195 12.912 1.615 452 2.067 58.556 6.471 65.027 42 454 496 31 280 311 58.629 65.834 7.205
Demandas para usos consuntivos (Hm 3/año) Urbano/indust. Regadío Total 2.250 720 2.970 5.850 6.185 335 2.200 3.300 5.500 469 1.724 2.193 6.588 2.088 4.500 1.081 1.589 508 406 1.765 2.171 3.586 4.805 1.220 6.685 7.552 869 3.229 545 3.774 13.574 29.754 43.328 269 602 333 135 198 333 13.978 30.385 44.263
Balance hidráulico (Hm 3/año) Superávit Déficit 14.074 4.276 3.729 462 2.088 176 1.380 1.203 5.360 19 1.615 27.920 6.462 106 83 28.003 6.568
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FUENTE:
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Medio Ambiente en España, 1989. MOPU.
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El agua: generalidades
sos y demandas de agua, dando lugar a cuencas con superávit y déficit hidráulico. Estas situaciones llevan a la posibilidad de trasvases de unas a otras, con planteamientos muy discutibles a la hora de llevarlos a cabo, en los que se entremezclan razones ecológicas, políticas y económicas. El empleo del agua en diferentes usos lleva al planteamiento de dos cuestiones esenciales: 1. Los diferentes criterios de calidad y de métodos de tratamiento de las aguas a utilizar 2. Las diferentes aguas residuales producidas y por tanto la necesidad de métodos de depuración distintos. También conviene conocer la diferencia entre usos y demandas, términos que se emplean a veces de manera indistinta: - Uso del agua: volumen de agua utilizado para el servicio de una demanda. Otra acepción de esta palabra hace referencia a la finalidad del mismo (riego, abastecimiento, industrial ... ). - Demanda de agua: volumen de agua requerido para satisfacer de manera óptima las necesidades de un determinado uso. Suele ser igual o superior al uso del agua.
1.2.
PROPIEDADES DEL AGUA Y CONSECUENCIAS MEDIOAMBIENTALES
Recordemos algunas de las propiedades físico-químicas del agua que más trascendencia tienen desde el punto de vista medioambiental. En la Tabla 1.5 observamos los valores de algunas de estas propiedades, y respecto a los mismos podemos hacer las siguientes anotaciones: - Altos valores de su capacidad calorífica y de los calores latentes de fusión y vaporización, lo que se traduce en que los mantos acuíferos tengan un gran efecto estabilizador del clima. Los pares agua líquida/agua sólida y agua líquida/vapor de agua van a actuar como auténticos reguladores térmicos, tanto del clima como de los seres vivos. En los seres vivos las pérdidas de calor por respiración y sudor son grandes, un adulto elimina por día de 300 a 400 g de agua mediante respiración y de 600 a 800 g por evaporación cutánea, representando una pérdida de calor de un 20% del total producido en un día. En la regulación del clima no podemos olvidar la importancia del efecto combinado del vapor de agua y del dióxido de carbono (C0 2) en el mantenimiento, más o menos constante y ordenado, de la temperatura sobre la superficie de la tierra. La radiación solar no absorbida (zona visible) calienta la superficie terrestre y es emitida por las noches en forma de radiación de onda larga, zona de infrarrojo, que en buena parte es absorbida por el C02 y el agua atmosféricos; esta absorción es la responsable del mantenimiento de la temperatura en las horas nocturnas. El hecho de que el vapor de agua no se distribuya de forma uniforme, siendo además mayor su concentración cerca de la superficie terrestre, origina por ejemplo el que en climas desérticos muy secos, al ser la humedad muy baja, la tierra se caliente mucho durante el día y se enfríe mucho durante la noche (no hay casi vapor de agua que absorba la energía en el día y luego evite que se libere por la noche). 38 © Ediciones Paraninfo
El agua: generalidades TABLA 1.5.
Propiedad Color Olor Sabor Transparencia relativa Capac. calorífica específica (20ºC) Calor de fusión (OºC) Calor de vaporización (1 OOºC) T de fusión (1 atm) T ebullición (1 atm) Conductividad térmica (20ºC) Densidad H20 (s) (OºC) Densidad H20 ( 1) (OºC) Densidad H20 ( 1) (4ºC) Densidad H20 ( 1) (20ºC) Tensión superficial (20ºC) Momento dipolar (20ºC) Constante dieléctrica (20ºC) Conductividad eléctrica (20ºC)
O
Propiedades del agua
Valor ni nguno ninguno ninguno buena 4,18.10 3 J.K" 1.kg"1 0,333.103 kJ.kg" 1 2,257.103 kJ.kg- 1 OºC 100ºC 0,00141 ca1.s·1.cm- 1.K"1 0,9168 kg.1·1 0,9998 kg.1· 1 1 kg.1·1 0,9971 kg .1·1 72,8·10-3 J.m·2 6, 14· 10-3 C.m (1,84 D) 80 59,8 µS.m· 1
°
Comentario cuando está pura cuando está pura cuando está pura absorbe intensamente en IR y UV la más alta (salvo el NH 3) el más alto (salvo el NH 3) el más alto la más alta de su serie la más alta de su serie muy alta para líquidos variación atípica variación atípica variación atípica la más alta el más alto (salvo el HCN) la más alta (salvo el H2S0 4) muy alta para líquidos
- Alta conductividad térmica, la más alta de los líquidos no metálicos, es casi el doble de la mayoría, esto permite que en los intercambios caloríficos en poco tiempo entre en juego toda la masa de agua disponible, hecho que puede ser muy importante en los seres vivos para poder trasladar calor en caso de circulación impedida. - Temperaturas de fusión y ebullición altas, en comparación con sus homólogos sulfuro de hidrógeno (H2 S), seleniuro de hidrógeno (H 2 Se) y telururo de hidrógeno (H 2Te), que como se sabe se deben a la existencia de enlaces de hidrógeno intramoleculares. Si no fuera por este hecho, el agua «debería» fundir entre -100 y-lSOºC y hervir hacia-70 ó-80ºC, con lo cual sería un gas que se habría evaporado hacia el espacio interestelar en las edades geológicas precedentes y no podría existir la vida tal y como la conocemos. - Variación anómala de la densidad, siendo mayor el valor como líquido que como sólido, lo que da lugar a que el hielo flote en la superficie de las aguas y sirva como aislante contra el aire frío exterior, evitándose la congelación demasiado profunda del manto de agua, lo que significa un gran beneficio para la vida acuática e incluso para determinadas actividades humanas. Este hecho también reporta algunos efectos negativos, tales como el daño que se produce en los tejidos de plantas y animales debido al expansionamiento del agua al helarse, lo que ocasiona la ruptura de las células. Este mismo efecto, cuando tiene lugar en la superficie de la Tierra, causa la descomposición de materiales rocosos para producir suelos fértiles. © Ediciones Paraninfo
39
D El agua: generalidades - Alto valor de la tensión superficial, lo que implica que en el suelo se pueda retener una mayor cantidad de líquido; en general -no siempre- constituye una ventaja para el crecimiento vegetal. - Gran capacidad disolvente, es uno de los hechos más trascendentales. El agua es un disolvente extremadamente versátil, lo que quedará reflejado cuando examinemos la composición de las aguas naturales. Es además el medio en el que se desarrollan numerosos equilibrios y reacciones de distinto tipo, ácido-base, solubilización-precipitación, oxidación-reducción. Su elevada capacidad disolvente se debe a: 1. La capacidad de reacción con sustancias de diverso tipo (ácidos, bases e incluso metales) para originar compuestos solubles. 2. La capacidad de formación de enlaces de hidrógeno con sustancias de muy diversa naturaleza, incluso de carácter orgánico, como los alcoholes de bajo peso molecular. 3. El pequeño tamaño molecular (0= 0,2nm) que permite que penetre en los espacios interiónicos e intermoleculares de diversas sustancias provocando la disgregación de las mismas. 4. El elevado valor de su momento dipolar que hace que se oriente por sí misma para vencer las fuerzas de cohesión y liberar o dispersar los iones de las sales o moléculas de solutos polares. 5. El alto valor de la constante dieléctrica, que permite reducir en 1/80 la fuerza de atracción entre los iones de un cristal.
40 ©Ediciones Paraninfo
Capítulo
2
Características de las aguas naturales O
2 .1.
O
2.2.
O
2.3.
2.1.
Composición de las aguas naturales. Procesos físico-químicos más importantes que influyen en la composición de las aguas. Fenómenos limitantes del contenido en sales disueltas.
COMPOSICIÓN DE LAS AGUAS NATURALES
Las aguas naturales van a contener en su seno una amplia variedad de sustancias o especies químicas, a causa fundamentalmente de la gran capacidad disolvente y reactiva del agua, que ya se ha comentado, y de su potencial erosivo. La presencia de seres vivos, y de microorganismos en particular, también va a afectar a la naturaleza y concentración de las especies presentes. Así, en la composición de las aguas naturales van a influir una serie de variables, como son: el tipo de agua de que se trate (marina, lacustre, superficial, subterránea, hielo, lluvia), el tipo de terreno en el que se encuentre o atraviese, la temperatura y presión del medio, la época del año, ... Además, debemos señalar, dada la importancia que posteriormente tendrá para el diseño de procesos de tratamiento de aguas, que las sustancias presentes en la misma no tienen por qué estar todas ellas en solución. Encontraremos también especies en suspensión o en estado coloidal, que, según su naturaleza, podrán ser de carácter inanimado (arenas, arcillas, macromoléculas orgánicas, ... ) o, por el contrario, poseer vida propia (algas, bacterias, virus, ... ). Uniendo ambos aspectos, la procedencia de las diversas especies presentes y el tamaño de partícula en que se encuentren, podríamos establecer una Tabla como la 2.1 en la que se representa la naturaleza química y el estado disperso de las distintas sustancias presentes con mayor frecuencia en un agua. Los gases más abundantes son los provenientes de la disolución de gases atmosféricos (C0 2 , N 2 y 0 2 principalmente), los producidos por la actividad de los seres vivos (C0 2 y 0 2 ) y los originados por la descomposición, aerobia o anaerobia, de los mismos (C0 2 , CH 4 , H 2 S, NH 3 ) . Los iones que se presentan en mayor concentración provienen: - De la disolución y meteorización de los materiales de la corteza terrestre, contándose entre los más abundantes los cationes Ca2 +, Na+, Mg2 +, K+, Fe 2+, ... (algunos de estos metales pueden estar en fonna de especies complejas --compuestos de coordinación- con ligandos naturales orgánicos como ácidos húmicos, o inorgánicos como Cl", OH" ... ) y los aniones HC0 3", Cl-, SO/, P0 4 3", F", N0 3·• - De iones presentes en el agua de lluvia, como el H 30+ y el HC0 3· • © Ediciones Paraninfo
41
O
Características de las aguas naturales
UNIDADES DE MEDIDA MÁS FRECUENTES PARA LAS ESPECIES QUÍMICAS PRESENTES EN LAS AGUAS Componentes en baja concentración Partes por millón (ppm): Se define como 1parte de la especie considerada en 1millón de partes de agua. La unidad que se asigna a la parte es una unidad de masa. Por tanto, 1 ppm correspondería a 1 mg de especie en 1millón de mg de agua (1 kg de agua). Dado que la densidad del agua es muy próxima a 1g.cm·3, se hace la aproximación de considerar que 1 kg de agua ocupa un volumen de 11, por lo que 1ppm en agua s~ corresponde a 1 mg de especie en l 1de agua. Esta aproximación es tanto más válida cuanto menor sea fo concentración de especies disueltas en el ogua. 1ppm=1 mg/I
Partes por billón (ppb): De forma semejante a la anterior se define la parte por billón. Debemos precisar que el billón considerado es el billón americano, es decir, mil millones, por lo que una ppb corres· ponde a 1 µg de especie en mil millones de µg de agua (l kg), y por la misma aproximación señalada anteriormente se considera que ocupa un volumen de 1 litro.
1
l pph= 1µg/I
Actualmente, se observa una cierta tendencia a cambiar esta terminología de origen americano por la de ppmm, es decir, parte por mil millones. Partes por trillón (ppt): De forma semejante a las anteriores, correspondería a 1 ng de especie en 1 litro de agua. l ppt = l ng/I
Componentes en alta o media concentración Se utilizan unidades más clásicas en Química: Masa/masa: gespecie/kg de agua (g/kg). Masa/volumen: g especie/litro de agua (g/I). moles de especie/litro de agua (mol/I).
42 © Ediciones Paraninfo
Características de las aguas naturales TABLA 2.1.
O
Especies presentes en el agua
Fuente
Suspensión
Dispersión coloidal
Solución
ATMÓSFERA
Macropartículas orgánicas e inorgánicas
Partículas orgánicas e inorgánicas
Gases. Iones disueltos: H30+, HC0 3· , SO/,. ..
LITOSFERA Minerales, rocas y suelo
Arenas Arcillas Sustancias húmicas
Sílice Sustancias húmicas
BIOSFERA Seres vivos
Algas, otras plantas y animales acuáticos Bacterias
Macromoléculas orgánicas Virus
Aniones y Cationes de sales disueltas Moléculas orgánicas y especies inorgánicas provenientes de descomposición de materia orgánica
- De los procesos de descomposición de los seres vivos: SO/-, PO/-, N0 3-, NH/, CH3COO-, ... Merece ser señalada la presencia de especies ácidas en las aguas, que pueden tener un efecto importante en los procesos de meteorización, como se verá más adelante, entre las que caben ser destacadas el C0 2 , ya comentado, o los ácidos orgánicos provenientes de la oxidación de la materia orgánica. Otras especies inorgánicas que se encuentran en suspensión proceden de la erosión y el ataque químico del agua sobre los materiales terrestres, siendo las arenas (sílice) y las arcillas (aluminosilicatos) las más abundantes. En cuanto a la materia orgánica disuelta presente en el agua y procedente de fuentes naturales, deben destacarse las especies provenientes de seres vivos, tales como aminoácidos, hidratos de carbono, ácidos grasos, alcoholes, terpenos, pigmentos naturales, etc., y en suspensión o estado coloidal las sustancias húmicas y fúlvicas, que constituyen la materia orgánica de los suelos, junto a otras macromoléculas orgánicas de origen natural, como proteínas y polisacáridos. Si consideramos los factores que influyen sobre la composición de las aguas naturales, las especies reseñadas anteriormente pueden sufrir importantes variaciones en cuanto a su naturaleza y concentración, según sea el tipo de agua que estemos considerando. Así, las aguas naturales se clasifican en diferentes tipos y cada uno de ellos posee unas características específicas en cuanto a composición que podríamos resumir brevemente de la siguiente forma, para poder valorar posteriormente su posible contaminación: Agua atmosférica, corresponde al agua líquida natural presente en la atmósfera (nubes). Se caracteriza porque: - Lleva en disolución los gases presentes en el aire: C0 2 , S02, NO, 0 2 , 0 3, CH4 , ... - Es un agua muy poco mineralizada (10-100 ppm como valores medios), dependiendo de las zonas marinas o continentales. - Se trata de agua con bajo contenido en sustancias orgánicas provenientes de la oxidación de compuestos orgánicos en general y de algunos hidrocarburos simples, en particular. Aguas superficiales de escorrentía (fiuviales), entre sus características podríamos citar: © Ediciones Paraninfo
43
O
Características de las aguas naturales
- Su composición va a depender fundamentalmente del tipo de terreno atravesado. - La composición es variable en función del tramo de río considerado: procesos de erosión y disolución. - Los estuarios son zonas especiales con fenómenos de estratificación y coagulación. Aguas lacustres y embalses, podríamos destacar que: - En los que tienen una profundidad importante, superior a 8 metros, se produce una estratificación térmica que lleva, como se puede ver en la Figura 2.1 , a la existencia de dos zonas separadas por el termoclina, en una y otra · tienen lugar distintos procesos, lo que origina una composición diferente en cada una de ellas: •En las zonas superficiales (Epilimnion), se encuentran especies oxidadas como 0 2 , C02 , So/-, N0 3-, Fe(III), Mn(IV), .. . •En las zonas profundas (Hypolimnion) se encuentran especies reducidas como CH4 , H 2 S, NH3 , Fe(II), Mn(II), ... Aguas subterráneas y edáficas, en las que podríamos destacar: - Son muy importantes los procesos de intercambio de iones agua-suelo. - Se produce la adsorción de determinados iones metálicos del agua m ediante procesos de complejación con materiales arcillosos y sustancias húmicas. - El proceso de filtración efectuado por el terreno produce unas aguas con ausencia de materiales en suspensión y de color. - La mineralización es elevada, por lo que las aguas presentan una fuerte conductividad. - Las condiciones reductoras conducen a la presencia de especies con bajo grado de oxidación: Fe(II), Mn(II), H 2S, ... Aguas marinas: en ellas merece destacarse: - La influencia de los aportes de la atmósfera (a toda la superficie oceánica), de los ríos (zonas costeras), glaciares (regiones polares) y aguas hidrotermales (zonas profundas). 02
10 m.
02
EPILIMNION
1
--_J_----------------------
- alta producción de Materia Orgánica concentración elevada de 0 2 disuelto
-
~ ~~~~c~~~ ~~í~i~~s-~~'-º~~~~~~¡~~das
___________ ____ __ .i.:si:ilYlP.C!L.11'.:J!\______ __ _________ ___
T2
;;.
4ºC
1
HIPOLIMNION
1
T2 =4ºC
FIGURA 2.1.
Estratificación y características de aguas lacustres y embalses.
44 © Ed icio nes Pa raninfo
Características de las aguas naturales
D
- Se produce una estructura en capas como en el caso de los lagos, con composiciones diferentes en cada una de ellas. - Poseen una elevada salinidad (35-40 g/kg), al actuar como depósito de los restantes tipos de aguas, dependiendo su valor esencialmente de la climatología (evaporación) y de la profundidad. - El valor de pH es bastante constante (7,8-8,2), debido al efecto tampón de los pares de sustancias existentes. - El contenido en oxígeno disuelto disminuye con la profundidad. - La materia orgánica es más abundante en las capas superficiales, debido a una mayor actividad del fitoplancton. - La concentración de bionutrientes, compuestos de nitrógeno y fósforo, es muy variable. Como muestra de lo señalado anteriormente, podemos observar, por ejemplo en la Tabla 2.2, la diferencia de composición entre aguas saladas y aguas dulces, en cuanto a algunas de las especies iónicas mayoritarias. Naturalmente, se trata de valores medios y de aguas no especiales, dentro de cada tipo, pues ya se ha comentado la gran variedad existente. Debemos fijarnos no sólo en la diferencia entre especies mayoritarias, sino también en la gran diferencia de concentración ya mencionada. TABLA 2.2.
Iones principales c1-
sot HCQ3-
Br Na•
Mg2• Ca2•
K•
Especies iónicas presentes en los diferentes tipos de aguas. Agua de mar promedio (g/kg) 19,35 * 10,76 0,14 0,07 10,76* 1,29 0,41 0,39
Agua fluvial promedio (g/kg) 0,008 0,011 0,059 * 0,006 0,004 0,015 * 0,002
Agua lacustre promedio (g/kg) 0,026 0,027 O,155 * 0,012 0,006 0,043 * 0,0015
1
Vemos cómo en el agua de mar la concentración de los iones que se encuentran en mayor proporción (ver asterisco) tiene valores mil veces más elevados que en los otros tipos de aguas. Los iones mayoritarios en las aguas marinas son Na• y c1-, frente a Ca2• y HCQ3- de las aguas fluviales. La ra zón parece deberse, en buena parte, a los crustáceos presentes en los océanos, que serían los responsables de la disminución de los iones calcio e hidrogenocarbonato del agua marina, al utilizarlos para formar sus esqueletos de carbonato de calcio. Pero además, el agua de los ríos y lagos puede tener una composición muy distinta en función de los terrenos que recorra o se encuentre, pues según la naturaleza de éstos, y dependiendo de multitud de factores como la superficie y tiempo de contacto, velocidad de difusión, temperatura, presión , concentración de especies disueltas, etc., puede arrastrar en su seno diferentes sustancias. Así, las zonas yesíferas son responsables de mayor abundancia de iones sulfato y calcio; en zonas calizas y dolomíticas, gracias a la acidez de las aguas, será posible la disolución de algunas espe© Edic iones Paraninfo
45
O Características de las aguas naturales cies presentes en estas rocas; las zonas feldespáticas incorporan sílice, tanto en suspensión como en solución; las zonas ricas en sulfuro de hierro pueden aportar el catión hierro (II) e incluso aumentar la acidez de las aguas. La existencia de catión hierro (ID) en algunas aguas profundas parece estar relacionada con depósitos subterráneos de compuestos de hierro, capaces de formar hidróxido de hierro (III) con agua caliente, etc. En general, las aguas lacustres contienen una mayor concentración de sales disueltas que las fluviales, como se puede observar en la Tabla 2.2. Veamos algunos ejemplos de procesos que tienen lugar en diferentes tipos de terrenos: Zonas de yesos: H 20 CaS04 .• 2 H 2 0 (s) Zonas de calizas: CaC0 3 , MgC0 3 , FeC03 +H2 0 +Mg 2+(aq) + Fe 2+(aq) Zonas de feldespatos:
Ca2 +(aq) + so¡·(aq) H+ó C0 2
~
6 Si0 2 .Al2 0 3 .K2 0 (s) + H 2 0 + C0 2 +2 K+ (aq) + C032• (aq) + 4Si0 2 (aq)
2 Si02 .Al2 0 3 .2H2 0(susp) +
mg/L
0,01
0,1
10
100
1000
10000
100000
1000000
'
Sr
Br F
en
N-NHZ N-N03
Po:·
o(.)
Si0 2
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CI
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-<(
C!l
Hco;
rr
o
Al
~
Fe Mn Mg Ca Na K Sólidos disueltos Clorofila Aminoácidos Sulfolignina
en
o(.)
Ácidos grasos
C!l
Sustancias extraíbles con cloroformo Sustancias Húmicas Sustancias extraíbles con éter
o
DBO
z
·<(
rr
N (orgánico) DQO(Mn) DQO(Cr) COT
0,0001
0,001
0,01
0,050,1
0,5 1
5 10
50 100
500 1000
mg/L
FUENTE: J. R. Dojlido y G. A.
Best, Chemistry of water and water pol/ution. Ellis Horwood (1993).
FIGURA 2.2. Abundancia de las especies mayoritarias en aguas naturales.
46 © Ediciones Paraninfo
Características de las aguas naturales O Zonas de sulfuros:
Como ejemplos extremos en cuanto a calidad de diferentes aguas naturales valgan los que se señalan a continuación y que corresponderían a aguas altamente contaminadas en función de la elevada concentración de determinadas especies: Mar Muerto Río Negro (Amazonia) Lagos cráter Indonesia Lagos salobres Rift Río Amarillo (China) Río Fire Role (EE UU)
300 gil de salinidad pH3,5 pH = 1,5 pH> 10 20 gil de sólidos en suspensión 0,25 mg/l de As
En la Figura 2.2 se muestran las concentraciones de los principales compuestos orgánicos e inorgánicos presentes en las aguas naturales. Se omiten aquellas sustancias cuyo origen es primordialmente antropogénico, como metales pesados y pesticidas.
2.2.
PROCESOS FÍSICO-QUÍMICOS MÁS IMPORTANTES QUE INFLUYEN EN LA COMPOSICIÓN DE LAS AGUAS
En la Figura 2.3, podemos ver de forma esquemática los principales procesos que pueden tener lugar en el seno de las aguas Podríamos resumir la posibilidad de incorporación de sustancias al agua según el siguiente esquema, el cual nos señala los tipos de procesos y reacciones en los que participa la propia agua o algunas de las especies existentes en el seno de la misma. También se indica la naturaleza de algunas de las sustancias que con más frecuencia aparecen en las aguas: . . , { Gases C0 2, 0 2, N 2, Ar, He, NH 3, CH4, H 2 S D1soluc1on {Aniones: CI-, HC0 3-, so/-, ... Sales Cationes: Na+, Ca2+· Mg2+, K+, Fe2+, ... Solubilización y transformación de sustancias Otros procesos físico-químicos
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Reacciones de hidrólisis Reacciones ácido-base Reacciones de oxidación-reducción Reacciones de complejación Reacciones de solubilización-precipitación Procesos fotoquímicos Fenómenos biológicos
47
O Características de las aguas naturales
o,
Disolución gases
co, C0 2 + H20+ hu
MATERIA ORGÁNICA
FOTOSÍNTESIS
r~~
HIDRÓLISIS
COMPLEJACIÓN
b"''"'
X
Z
[CH,O]+O,
DE METALES
LL
oo
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o(/)
REDO X PRECIPITACIÓN
METALES
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SOLUBILIZACION
o
oa:
COMPLEJACIÓN
(l_
] :.. ...Q.l
Z
LL
{ SALES MINERALES
ÁC IDO - BASE REDOX PRECIPITACIÓN
- Intercambio de especies químicas con los sedimentos
FIGURA 2.3. Principales procesos químicos en aguas naturales.
2.2.1.
Disolución
La disolución de gases presentes en la atmósfera en agua es función de los correspondientes coeficientes de solubilidad y de las variables de presión y temperatura del medio. El coeficiente de solubilidad de cada gas está directamente relacionado con una constante de proporcionalidad, k, cuyo valor corresponde a la relación entre las concentraciones del gas en el agua y en el aire; k, también denominada constante de la ley de Henry, es función de la naturaleza del gas y de la temperatura, y su valor disminuye a medida que se incrementa ésta . Por lo tanto, la cantidad de cada gas disuelto cumplirá la ley de Henry de solubilidad de gases en líquidos y puede calcularse según la expresión: Concentración gas disuelto =C = k.p (a una temperatura determinada) aunque los valores se verán alterados en función de la mayor o menor salinidad de las aguas. La presión p corresponde a la presión parcial de cada uno de los gases presentes en la atmósfera; por ejemplo, suponiendo que la presión atmosférica fuese de 1 atm, correspondería, aproximadamente, al nitrógeno una presión parcial de 0,79 atm y al oxígeno una presión parcial de 0,21 atm. Los gases disueltos serán los mayoritarios N 2 , 0 2 , C0 2 , en función de sus correspondientes constantes: k (nitrógeno)=6,8 · 10-4 mol/l.atm; k (oxíge48 © Ediciones Paraninfo
Características de las aguas naturales
D
no)=l,3·10- 3 mol/l.atm; k (dióxido de carbono)=3,4·10- 2 mol/l.atm, a 25ºC. Aunque la presión parcial del dióxido de carbono en el aire es baja debido a su pequeña concentración (350 ppm) en comparación a los gases mayoritarios, su mayor valor de la constante de Henry y su capacidad de reacción con el agua mediante un proceso ácido-base le convierten en una especie especialmente importante. La temperatura es otro factor determinante, y como ya se ha comentado, la solubilidad de los gases disminuye a medida que aumenta la misma, a la inversa de lo que ocurre con los compuestos sólidos. Esto tendrá gran importancia, especialmente en lo relativo a la solubilidad del oxígeno en el agua, como se verá más adelante. Otros hechos responsables de la presencia de gases, tales como C0 2 , CH 4 , H 2 S y NH 3 , son las descomposiciones de la materia orgánica de las aguas, y sus concentraciones serán función de los factores ya comentados. La disolución de sales minerales es un proceso muy importante, recordemos que la gran capacidad disolvente del agua es la causa de la presencia de diferentes iones en el seno de la misma, y que la naturaleza de los mismos es función del terreno en que se encuentre o atraviese. Así, por ejemplo: YESO: CaS0 4 .2H20 (s) ~ Ca2+ (aq) + So/- (aq) HALITA: NaCl (s) ~ Na+ (aq) + cl-(aq) La temperatura es un factor que afecta a la solubilidad de las diferentes sustancias; solubilidad que aumenta en general con la temperatura en el caso de los compuestos sólidos. Las sales que se encuentran en grandes cantidades en rocas ,y que conducen a algunos de los iones mayoritarios en el agua, son: CaC03 , MgC0 3 , CaS0 4 y NaCl.
2.2.2.
Otros procesos físico-químicos
AJ Reacciones de hidrólisis El agua puede actuar como un verdadero reactivo frente a diferentes especies presentes en el terreno que atraviesa o, incluso, también atacar a diferentes grupos funcionales presentes en sustancias orgánicas, que van a verse transformadas y solubilizadas en parte. Como ejemplos podemos observar el ataque sobre la forsterita que traslada al silicio al seno de las aguas
y la hidrólisis de algunas especies orgánicas cuya velocidad de hidrólisis depende del tipo de grupo funcional y de la naturaleza de los radicales Ésteres: RCOOR' + H 2 0 Amidas: RCONHR' + H 2 0 Fosfatos: R'O-P-0-R" + H 2 0 1
OR ©Ediciones Paraninfo
RCOOH+R'OH RCOOH + R'NH 2 R'OH + HO-P-OR" 1
OR
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D
Características de las aguas naturales
Se hidrolizarían OR, OR' u OR" según la naturaleza de los radicales. Estos procesos están condicionados por su cinética, dependiendo de la concentración de esas especies en el agua y, en la mayoría de los casos, del pH del medio.
8) Reacciones ácido-base En general, son producidas por los ácidos disueltos en el agua, lo que origina un ataque mucho más efectivo de la misma sobre los minerales y rocas de la corteza terrestre. Señalemos algún ejemplo que implica, bien la disolución total de determinados minerales (reacciones congruentes), o bien la transformación de unas especies en otras, también insolubles, pero con incorporación de determinados iones al agua (reacciones incongruentes):
Reacciones de disolución congruente: CaC03 (s) (caliza)+ C0 2 (aq) + H 2 0 Ca5 (P0 4 MOH) (s) (apatita)+ 4 C0 2 (aq) + 3 H 2 0
;;:! ~
Ca 2 + (aq) + 2 HCQ 3- (aq)
5 Ca2 • (aq) + 3 HP04 2- (aq) + 4 HC0 3·(aq)
Reacción de disolución incongruente: 7 NaA1Si 3 0 8 (s) (albita)+ 6 C0 2 (aq) + 26 H 2 0 _____..,. ____..,.3 Na¡,, 33Al2 ,33 Si 3,66 0 10(0H) 2 (s) (montmorillonita)+ 6 Na• (aq) + 6 HCQ 3- (aq) + 10 H 4 Si0 4 (aq)
CJ Reacciones de oxidación-reducción Los procesos de oxidación-reducción que pueden tener lugar en el seno del agua son extraordinariamente importantes, y son los responsables de la forma en que se presentan la mayoría de las especies en unas condiciones dadas, lo que a su vez determina su comportamiento y propiedades, tales como la tendencia a la precipitación, a la complejación o el grado de toxicidad. Un sistema químico puede tender a aceptar electrones y por tanto a reducirse, o por el contrario, puede tender a cederlos, es decir, a oxidarse. Esta tendencia relativa se mide por el potencial químico, o de electrodo, de reducción (E) referente al proceso: Forma oxidada+ ne-__,. Forma reducida Para una especie química dada, cuanto mayor sea el valor de E, medido en voltios, mayor será la tendencia a reducirse (por tanto a comportarse como oxidante), y cuanto menor sea el valor de E, mayor la tendencia de la especie a oxidarse (es decir a comportarse como un reductor). El valor del potencial químico, en condiciones distintas a la estándar, viene dado por la ecuación de Nernst: forma reducida E=Eº- RT In-------<' nF forma oxidada
Eº = potencial estándar de electrodo
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Características de las aguas naturales
O
que para una temperatura de 25ºC, teniendo en cuenta los valores de las constantes R y F y el factor 2,30 empleado para la conversión de logaritmos neperianos en decimales, queda reducida a: forma reducida 0,059 E=Eº--- 1og-------.f' n forma oxidada En sistemas acuosos naturales, se utiliza el concepto de pE (potencial redox) para caracterizar la fuerza oxidante o reductora de un agua. Numéricamente, el pE se corresponde con el valor pE = _E_ a 25ºC, siendo un número adimensional. 0,059 Altos valores de pE significarán que las sustancias dominantes en el agua son agentes oxidantes, por tanto estaremos ante un medio oxidante. Por el contrario, valores de pE bajos implicarán que el medio es reductor.
Potencial redox del agua Analicemos con más detalle la sustancia química que nos ocupa, el agua. En aguas naturales, el agente oxidante dominante es el oxígeno disuelto, el cual, al comportarse como tal, sufrirá la semirreacción de reducción siguiente:
Como podemos observar, el valor del potencial de reducción del oxígeno en este proceso depende también de la acidez del medio, por tanto, su pE será función de ésta, y podríamos calcularlo de la siguiente forma: E-Eº- 0,059 10 1 gPo,1'4.[n+] 1 Dado que el valor de Eº para el agua, tabulado en la Tabla de potenciales estándar de electrodo, es de 1,23 V, y considerando una muestra de agua, saturada de oxígeno a 25ºC, por lo que la presión parcial del oxígeno será de 0,21 atmósferas, la ecuación quedaría de la siguiente forma: 1 23 pE = - '- + log 0,21114 + log [H+] = 20,68- pH 0,059
Por tanto: pE + pH = 20,68. Para el caso particular de encontrarnos ante un agua neutra, es decir de pH = 7, el valor de pE del oxígeno será 13,68. Siempre que se dé una situación tal que la suma de estos dos factores alcance el valor 20,68, el agua se comportará como un medio en el cual el oxígeno será la especie oxidante que actuará preferentemente. Si la suma de pE y pH es mayor que el valor indicado, podrá incluso tener lugar la oxidación de la propia agua, liberando oxígeno según la siguiente reacción:
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51
D
Características de las aguas naturales
Cuando la concentración de oxígeno disuelto en el agua sea inferior a la que hemos indicado en el cálculo precedente, los valores de pE serán inferiores y por tanto el poder oxidante que presentará el agua será menor. De hecho, el oxígeno disuelto no es la única especie presente en el agua capaz de aportar a la misma un carácter oxidante. En casos de baja concentración de oxígeno, como son las aguas con alto contenido en materia orgánica biodegradable, el pE del agua puede estar determinado por los iones nitrato y sulfato. En el caso del ión nitrato, su actuación como oxidante, reduciéndose a la forma de ión amonio, implicaría el siguiente proceso: 1/8 N0 3- + 514 H+ + e- ~ 1/8 NH,t + 3/8 H 2 0 Podríamos calcular el pE de este anión nitrato, sabiendo que el potencial estándar, Eº, dado en tablas para esta semirreacción es 0,84 V, y suponiendo que las concentraciones de las especies nitrato y amonio fuesen iguales. El resultado de este cálculo, para un pH neutro, es decir igual a 7, nos daría el valor de pE = 5,4, lo que indica que, a igualdad de pH, la especie nitrato en el agua es un agente oxidante de menor fuerza que el oxígeno. Cuando estamos en condiciones anaeróbicas, es decir, en ausencia de oxígeno, los procesos predominantes de fermentación de la materia orgánica aportan al agua valores de pE que llegan incluso a ser negativos. En estas ocasiones, el agua puede experimentar incluso un proceso de reducción, con desprendimiento de hidrógeno, según la siguiente reacción: H 2 0 + e-
~
1/2 H 2 + Off
Calculemos el valor del pE para esta situación, sabiendo que Eº vale -0,83 V, y considerando que la presión parcial del hidrógeno fuese 1 atmósfera: E= Eº-
º·~59 1ogPH, 1'2 [0H-]
E = - O, 83- O, 059 log 1- O, 059 log [Off] Por lo que pE = 14 + pOH = -pH Es decir, se cumple que pE + pH = O, por tanto, cuando el agua está neutra, pE = -7. Estos valores de pE+pH llevan a definir en el agua distintas zonas, como podemos observar en la Figura 2.4 (a): l. Una zona, por encima del valor pE + pH =20,68, en la que el agua se comporta como un medio altamente oxidante y en la que hay desprendimiento de oxígeno. 2. Unas zonas de aerobiosis con altos valores de pE, y en las que el agente oxidante predominante es el oxígeno disuelto en el agua. 3. Unas zonas intermedias, con menores valores de pE, llamadas zonas de anoxia, en las que el agua sigue teniendo características oxidantes, pero que son debidas a la presencia de otros agentes menos fuertes que el oxígeno, como son las especies iónicas nitrato y sulfato. 4. Zonas de anaerobiosis, con bajos valores del potencial redox, incluso negativos, con ausencia de oxígeno y otras especies oxidantes. El agua se comporta como un medio reductor, las especies presentes están en sus formas reducidas. En estas zonas se produce la descomposición anaerobia de la materia orgánica.
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Características de las aguas naturales O
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",o Medio oxidante :.Y~ con desprend1m1ento Fe (111) -i'o de oxigeno (Fe<-3, FeOOH. ) '6'6' C02
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Fe(OH~
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ZOf\IAS ANOXICAS
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7
A: Agua de minas B: Aguas de lluvia C: Aguas fluviales D: Aguas marinas E: Aguas pantanosas F: Aguas Subterráneas
14
14¡g Medio reductor con desprendimiento de hidrógeno
(JJ
~-
¡;;
(b)
(a)
FIGURA 2.4. Diagramas potencial redox-pH. (a) Zonas correspondientes a distintos tipos de aguas naturales. (b) Algunas especies químicas características de cada zona.
S. Una última zona, por debajo del valor pE + pH =O, en la que incluso se produce desprendimiento de hidrógeno gaseoso por descomposición del propio agua. En la Figura 2.4 se indican de forma aproximada estas zonas y las especies más características predominantes en cada una de ellas. Así, vemos que en las aguas con altos valores de pE se encuentran las especies de los diferentes elementos en elevado estado de oxidación, por ejemplo, el carbono se encuentra como C02 , HC0 3· ó CO/; el nitrógeno está como N0 3· o como N0 2·, el azufre como So/-, el hierro como Fe(III), el manganeso como Mn0 2 • Sin embargo, en las zonas de menores valores de pE, las especies predominantes, para estos mismos elementos químicos, son CH4 , NH3 ó NH/ (según el pH), H 2S ó s 2-, Fe(II)y Mn(II). En la Figura 2.4 (a) se recogen las zonas que, de forma aproximada, corresponden a distintos tipos de aguas naturales. El conocimiento de los valores del potencial redox y el pH del agua es también importante, porque puede permitir predecir la relación cuantitativa entre formas oxidadas y reducidas de un elemento presentes en un agua determinada. Veámoslo con el ejemplo del hierro. Existirá el equilibrio: Fe3• + e· © Ediciones Paraninfo
p
Fe2 •
53
D Características de las aguas naturales
Para esta reacción, con un Eº = O, 78 V,
0,78 pE=---log 0,059
Imaginemos un agua en condiciones anaerobias, con un pE = - 4
el hierro está prácticamente todo como Fe2+, aunque en medios neutro y alcalino se presentará en la forma de Fe(OH) 2 • Sin embargo, si el agua estuviera en condiciones aerobias, con pE= 13 ,68
predomina la forma oxidada de Fe3+, que se presentará en forma de Fe(OH)3 y FeO(OH) en medios neutros y alcalinos. Por lo tanto, podemos concluir indicando que se puede definir el potencial redox de un agua como «la capacidad oxidante o reductora de la misma, como resultado de las respectivas concentraciones de especies oxidantes y reductoras presentes». Las principales especies naturales oxidantes existentes en el agua son: Oxígeno, Nitratos y Sulfatos, Dióxido de carbono, Dióxido de manganeso e Hidróxido de hierro (111). Las principales especies reductoras presentes en el agua son: Materia orgánica e Ión amonio. Algunas reacciones que tienen lugar en medio oxidante (zona aerobia) son: 4Fe2+(aq) + Oz(aq) + 6H 20 __,. 4FeOOH (s) + 8H+ (aq) Mn2+(aq) + 0,5 Oz(aq) + H 20 -+ Mn02 (aq) + 2 H+(aq) NH4+(aq) + Oz(aq) + H 2 0 __,. NQ 3- (aq) + 6 H+(aq) Mientras que en medios más reductores (zonas anaerobias y anóxicas) algunas reacciones que se producen son: 3 CH20 (aq) + H 20 -+ C02(aq) + 2 CH30H(aq) (Fermentación) 5/4 CH20(aq)+N03-(aq)+W(aq) -+5/4 COz(aq)+l/2N2 (aq)+7/4H2 0 trificación) CH2 0(aq) +2Mn0 2 (s) + 4 H+(aq) -+ COz(aq)+2Mn2 +(aq)+3H20 heterogéneo)
(Desni(Proceso
Muchos de los procesos de oxidación-reducción en las aguas son acelerados por la presencia de microorganismos.
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Características de las aguas naturales
O
O) Reacciones de complejación En este tipo de procesos participan especies llamadas ligandos, con pares de electrones sin compartir, que reaccionan con cationes metálicos, que son especies deficitarias de electrones y que reciben el nombre de aceptores o átomos centrales. Las uniones químicas entre ligandos y aceptores constituyen los llamados complejos o compuestos de coordinación. En muchos casos, en los que participan metales de transición y algunos alcalinotérreos, se forman complejos muy estables a través del siguiente equilibrio genérico: M 11• (Catión Metálico)+ x L- ó xLm- (Ligando)
~
MLxn-xm (Complejo)
La expresión cuantitativa de esa estabilidad viene medida por los valores muy bajos de sus constantes de inestabilidad o disociación. Por ejemplo: [Al(OH) K. = 1
4
r
~ Al 3•+40H-
[oH-r Al(oH):J
[Al3•]
-"-=~~-~[
[Al (OH )4
r
K¡
=
1,0 -10-33
K¡ =7,9·10-26
[Fe(EDTA)r
En aguas naturales los ligandos más importantes son aniones y moléculas neutras inorgánicas, como: Off, x-, H 2 0, NH3 , etc., y también especies de carácter orgánico, debido a los grupos existentes en los ácidos húmicos y fúlvicos y a los aminoácidos provenientes de proteínas. Algunos de los grupos funcionales de carácter orgánico son: RCoo-, RO-, RNH2, ROP03-, ••• Cuando el ligando tiene más de un punto de unión con el metal se forman complejos muy estables, denominados quelatos, como es el caso de las especies húmicas, con grupos como los de la Figura 2.5.
o
-· -FIGURA 2.5.
11
c""-o : n+
, Me
n+ Me :
catión metálico
o' Fórmula de un quelato formado por una especie húmica y un metal.
Entre los ligandos presentes en las aguas a causa de actividades contaminadoras y que dan lugar a complejos muy estables, podemos señalar los provenientes de contaminación por detergentes o por vertidos de la industria de galvanotecnia. © Ediciones Paraninfo
55
O Características de las aguas naturales - Detergentes: los agentes complejantes más habituales corresponden a los denominados coadyuvantes o secuestrantes, entre los que se encuentran: Polifosfatos: P 30 105-. Nitrilotriacetatos (NTA): N(CHzC00-) 3 • Etilendiaminotetracetatos (EDTA). Citratos. - Industria de galvanotecnia: emplea agentes complejantes que mejoran el proceso de electrodeposición. Entre ellos merecen ser destacados, además de los citratos ya mencionados, los iones cianuro, que son capaces de formar complejos con metales altamente tóxicos, como por ejemplo: caz+ + CN-
_,.
[Cd(CN)]+ (más o menos cianurados)
Cdz+ + 4 CNEstas reacciones de complejación pueden provocar una serie de hechos importantes desde el punto de vista de la contaminación y el tratamiento de aguas, como los que a continuación se señalan: • Muchos de los iones metálicos en el agua no se encuentran en forma libre, sino formando complejos cuya estructura puede modificarse, tanto por la presencia de diferentes ligandos en el medio como por la modificación del pH del agua. Así, el ión AI 3 + en medio ácido forma un complejo con moléculas de agua, Al (Hz0) 63 +, que con el aumento del pH va intercambiando las moléculas de agua por iones hidróxido, llegando a estructuras del tipo [Al (OHMHzO)zJ. • La presencia de agentes complejantes en el medio hídrico puede provocar la redisolución o movilización de ciertos metales pesados, que en principio pueden precipitar en forma, por ejemplo, de hidróxidos o carbonatos poco solubles. La formación de complejos muy estables, en función de las concentraciones de las especies presentes, puede permitir la solubilidad de dichas sales insolubles. • En sedimentos ricos en humus se pueden encontrar metales en concentraciones elevadas, ya que iones como el Fe3 +, Al3+, Cuz+, Niz+, etc., forman complejos muy estables con los ácidos húmicos y fúlvicos. • Debido a la formación de estos compuestos de coordinación existirá una clara interrelación entre los problemas de contaminación por metales pesados y de contaminación por sustancias de carácter complejante (coadyuvantes de los detergentes, complejantes de las industrias de recubrimiento electrolítico, aditivos alimentarios ... ). • Los métodos de tratamiento de aguas encaminados a la eliminación de metales pesados, materia coloidal, etc., por procesos, por ejemplo de precipitación, oxidación o coagulación-floculación estarán muy influenciados por estas reacciones de complejación. • La complejación de metales con ligandos cargados negativamente pueden convertir el catión metálico en una especie aniónica que ve modificada su capacidad de intercambio iónico: Niz+ + 4CN- _,. [Ni(CN) 4 ]2Así, por ejemplo, los suelos son capaces de inmovilizar más fuertemente las especies catiónicas.
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Características de las aguas naturales
O
• La capacidad de reacción ión metálico-agente quelante permite utilizar quelantes sólidos (resinas quelantes) para eliminar metales pesados en procesos de tratamiento de aguas residuales. Los factores que afectan a la capacidad de disolución-precipitación de metales por procesos de complejación son muy numerosos, tanto desde el punto de vista termodinámico (constantes de equilibrio, concentraciones de las diferentes especies implicadas, pH del medio ... ), como cinético (fuerza iónica del medio, concentraciones, posibilidad de procesos catalíticos por microorganismos, adsorción en sedimentos o sólidos en suspensión... ).
E) Reacciones de precipitación·solubilización La presencia simultánea de determinados iones de carga contrapuesta en el agua, capaces de formar las denominadas sales insolubles, puede originar un proceso de precipitación de las mismas. El tipo de sales insolubles o poco solubles es muy amplio, destacando en aguas naturales los carbonatos, sulfatos, fosfatos, hidróxidos, sulfuros, etc. (aniones m ayoritarios) de metales alcalinotérreos y metales de transición. La siguiente tabla muestra los aniones más frecuentes en aguas naturales, que dan lugar a sales insolubles con los cationes correspondientes. Aniones Carbonatos (CO{) y fosfatos (Pül) Cloruro (Ci-) Hidróxido (OH·) Sulfato (SOt) Sulfuros (s2·)
Cationes Todos menos alcalinos y NH/ Ag+, Pb2+, Hg22•,cu+ Todos menos alcalinos, Ba2•, Sr2• y NH/ Ca2•, Sr2+, Ba2•,Pb2• Todos menos alcalinos, alcalinotérreos y NH/
.,
.
¡
Algunos ejemplos de sales insolubles:
Af3 + (aq) + PQ 43 + (aq)
Fe2 + (aq) + s 2· (aq) Ca2+ (aq) + CO/- (aq) Fe3 + (aq) + 3 OR (aq)
!AlP04 (s) !FeS (s) !CaC03 (s) !Fe(OH)3
La formación de estas sales exige una concentración de iones en el agua que supere el llamado producto de solubilidad de las mismas, a una determinada temperatura. El equilibrio que rige estos procesos recibe el nombre de equilibrio de solubilización-precipitación, que para el caso del carbonato de calcio es: CaC03 (s) ;::! Ca2 + (aq) + CO/- (aq)
(1)
La constante de solubilidad o producto de solubilidad (K5 ) correspondiente a la constante de equilibrio de este proceso se indica a continuación, y a 25ºC tiene el valor:
© Edicio nes Paraninfo
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O Características de las aguas naturales Las condiciones para la precipitación de estas sales, sobresaturación, exigen que: [Ca2+] [COt] > 5,0·10-9 (K,) precipitación del carbonato de calcio Una vez precipitada la sal, se establece el equilibrio (1). Cuando se alcanza esta situación, se dice que el agua está saturada en dicha sal. La llegada de una mayor cantidad de cualquiera de los iones conducirá a una precipitación adicional de sal, para que se siga cumpliendo el equilibrio correspondiente. La mezcla de aguas con iones de diferente naturaleza, el vertido de aguas residuales o posibles cambios de temperatura en el agua pueden provocar la mayor o menor precipitación o solubilización de dichas sales. Las sales poco solubles tienen valores de su producto de solubilidad muy pequeños, por lo que se trata de equilibrios muy desplazados hacia la izquierda, hacia la forma sólida o precipitada. La cantidad de especies iónicas en equilibrio con la forma sólida, a una temperatura determinada, corresponde a la solubilidad (s) del conjunto que puede expresarse en concentración molar o en unidades de masa por volumen de agua (g o mg/l). Para el caso del carbonato de calcio: CaC03 (s) Solubilidad (s):
~
Ca2+ (aq) + COt (aq) s
s
K, = [Ca2+] [COt] [Ca2+] = [COt] = s ==> Ks = s 2
s
=
~5,0· 10-9 "'7,071·10-5 mol/l
s =solubilidad de CaC03 = 7,071·10-5 mol/I = 7,071·10-3 gil Otros factores que afectan a la solubilidad
Hay cuatro caracteristicas del agua que pueden afectar a la mayor o menor solubilidad de las sales insolubles y que pueden presentarse en cualquier tipo de agua: a) Efecto del ión común: La presencia de otra sal con algún ión común a las de una sal insoluble, desplaza el equilibrio de solubilización hacia la derecha, produciendo un descenso en la solubilidad de la sustancia. Así, el cloruro de calcio producirá la disminución de la solubilidad del carbonato de calcio (calcio como ión común). b) Efecto salino: La presencia de sales con iones no comunes a las de la sal insoluble produce un aumento de su solubilidad. El cloruro de sodio, por ejemplo, provoca este efecto sobre el carbonato de calcio. c) Influencia del pH: Si el anión de una sal insoluble corresponde al de un ácido débil (como carbonatos, hidróxidos, fosfatos, sulfuros, ... ), el aumento de acidez de un agua produce un aumento de solubilidad. Un ejemplo en aguas naturales seria el hidróxido de aluminio. La concentración de aluminio en rios y lagos ácidos es muy superior a aguas de carácter neutro o básico. Al(OH) 3 (s)
~
A13+ (aq) + 3 Off (aq) s 3s Ks= 1,18·10-33 = [A13+] [Off]3 58 © Ediciones Paraninfo
Características de las aguas naturales
O
Para un agua con pH = 8, y por tanto pOH = 6, la concentración de ión aluminio será: 6) [OffJ = [A1 3 +] = 1,8·10-33 /(10- 6 ) 3 = 1,8-10- 15 mol/l
oo-
Para un agua ácida, de pH = 5 (pOH = 9), la concentración de este mismo ión aumentaria, [Off] = (10-9) [A13 +] = l,8·10-33 /(10-9 ) 3 = 1,8·10-6 mol/l
d) Formación de complejos: Como ya se ha comentado en el apartado referente a reacciones de complejación (D), si en un agua se produce un aumento de concentración de especies capaces de formar complejos con alguno de los iones correspondientes al equilibrio de solubilización-precipitación de una sal, el efecto que se origina es un aumento de la solubilidad de dicha sal. Así, por ejemplo, la presencia de amoniaco en un agua con sedimentos de sulfuro de cobre producirá un aumento de concentración de cobre en el agua, ya que tendrá lugar el siguiente proceso: CuS (s) +:± Cu 2 + (aq) + s 2- (aq) NH 3 (aq) + Cu2 +(aq) ~ [Cu(NH 3 ) 2]2•
(2)
Esta reacción de complejación provoca el desplazamiento del equilibrio (2) hacia la derecha (principio de Le Chatelier) y por lo tanto aumenta la solubilidad del sulfuro de cobre. Estos dos últimos factores, el aumento de acidez y la formación de especies complejas, que producen el aumento de la solubilidad de muchas sales metálicas presentes en los sedimentos de las aguas, son una de las causas más importantes del aumento de la toxicidad de un agua por metales pesados. Los procesos de precipitación-solubilización tendrán también una gran importancia y aplicación en los tratamientos de aguas potables (ver ablandamiento), en el tratamiento terciario de aguas residuales urbanas (apartado 6.4.4) y de aguas residuales industriales (apartado 6.6.3). En estos tratamientos, debido al equilibro estudiado, siempre quedará una concentración residual del ión que pretende eliminarse, hecho que deberá tenerse en cuenta.
FJ Procesos fotoquímicos Son procesos que se producen en el medio acuoso, a consecuencia de la absorción de luz por parte de una especie química de carácter fotosensible que se encuentra en el agua. En las aguas naturales este tipo de reacciones tienen importancia en las zonas más superficiales, donde la luz solar es capaz de descomponer algunas especies que absorben radiación electromagnética de las regiones del ultravioleta y visible. Los procesos fotoquímicos más frecuentes corresponden a reacciones de fotodegradación de compuestos orgánicos en el agua. Esta fotodegradación, que origina sustancias orgánicas de otra naturaleza (ruptura de enlaces o fotolisis, nuevos grupos funcionales, etc.), depende de la intensidad y longitud de onda de la © Ediciones Paraninfo
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radiación incidente (Energía= h. c/'A = h.v), así como de la naturaleza de la sustancia que absorbe la radiación (hidrocarburos insaturados, bencénicos, compuestos carbonílicos, funciones nitrogenadas, ... ). Esencialmente, existen dos tipos de procesos fotolíticos: • Fotodegradación directa: Una molécula absorbe energía, dando lugar a un estado excitado electrónicamente; a través de ese nuevo estado inestable sufre un proceso de transformación química: M (Molécula) + hv
-..;.
M'~
(molécula excitada)
• Fotodegradación indirecta (sensibilizada): Tiene lugar cuando moléculas como las sustancias húmicas o pigmentos naturales, absorben fotones de luz y transfieren el exceso de energía a otra molécula diferente, que se degrada. En la mayoría de las ocasiones, la transferencia de energía se produce a través de la formación de especies muy reactivas que produce la molécula excitada; estas especies ejercen la acción posterior sobre otras moléculas. La especie más importante que puede producir transformaciones en muchos compuestos es el radical hidroxilo, ·OH. Además de las sustancias orgánicas mencionadas, hay otras especies inorgánicas en agua que pueden producir ese radical: N0 3- + H+ + hv (A= 350 nm) --!> N0 2 + ·OH Fe(OH) 2+ + hv (A= 400 nm) --!> Fe2 + + ·OH Los procesos fotoqufmicos pueden tener lugar en fase homogénea en el medio acuoso (como se verá en contaminación atmosférica), aunque también pueden verse catalizados por la presencia de determinadas partículas sólidas en el agua, proceso heterogéneo, como algunos óxidos metálicos Fe20 3 , FeOOH y ZnO, que inician y aceleran la fotodegradación de muchas especies químicas.
GJ Fenómenos biológicos No sólo la presencia de seres vivos en las aguas conduce a la aparición y modificación de especies presentes, derivadas de sus ciclos de vida, sino que una buena parte de los procesos físico-químicos que han sido reseñados están influenciados por la presencia de microorganismos en las aguas naturales. Por una parte, los procesos de fotosíntesis conducen a la formación de materia orgánica, por otra, los procesos de descomposición de la materia orgánica conducen a su mineralización en especies minerales oxidadas (proceso aerobio) o reducidas (proceso anaerobio) y a la formación de ácidos orgánicos como productos intermedios. Algunos procesos de oxidación-reducción se ven acelerados por la acción microbiana: por ejemplo, la reducción de sulfatos y nitratos se da fundamentalmente cuando hay una presencia elevada de materia orgánica y de microorganismos, principalmente anaerobios. 2 (CH20) +sol-+ 2 H+--!> HiS + 2 H10 + 2 C02 (materia orgánica) 60 ©Ediciones Paraninfo
Características de las aguas naturales
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. Factores que afectan a los procesos físico-químicos Podemos señalar tanto factores inherentes a las propias características del agua como otros de tipo ambiental o referentes a las interacciones del agua con los terrenos y rocas con los que se pone en contacto. - Entre las características del agua que ya se han reseñado en los diferentes procesos, podemos destacar: pH, potencial redox, temperatura, concentración de gases y especies disueltas, microorganismos. - Entre los factores ambientales deben destacarse la temperatura y la presión: la temperatura porque modifica la solubilidad de todas las sustancias y el producto de solubilidad de sales insolubles; la presión, porque es factor determinante en la solubilidad de gases y hasta de sales, como en el par carbonato/hidrogenocarbonato de calcio, que depende de la presión parcial del dióxido de carbono en el agua (equilibrio que se estudiará en el apartado 3.2.5). - Entre los factores relativos a la interacción agua-terreno, merecen reseñarse: tiempo de contacto, superficie de contacto que incluye propiedades como la granulometría y porosidad del material sólido, capacidad de intercambio iónico y adsorción.
2.3.
FENÓMENOS LIMITANTES DEL CONTENIDO EN SALES DISUELTAS
La composición de un agua cambia a lo largo de su recorrido por el correspondiente cauce, ya sea superficial o subterráneo, como consecuencia no sólo de los procesos físico-químicos que se han descrito anteriormente, sino también por una serie de fenómenos que pueden influir en los mismos, entre los que podemos destacar: - Cambio de fases. Las aguas, en el curso de su trayecto, principalmente el subterráneo, entran en contacto con sustancias sólidas que tienen la propiedad de cambiar sus iones con los contenidos en el agua, mediante procesos de adsorción. La adsorción puede ser de naturaleza física, con débiles uniones entre el material adsorbente y la especie adsorbida, o una adsorción química, a consecuencia de la formación de verdaderos enlaces químicos. Pueden así fijarse iones en la superficie e incluso en el interior de determinadas sustancias presentes en el terreno y también intercambiarse, principalmente, cationes fijos del terreno por cationes disueltos en el agua. • Los minerales arcillosos (caolinita, halloysita, montmorillonita, illita, vermiculita, ... ) y algunas sustancias orgánicas (ácidos húmicos y fúlvicos, turba) son especies capaces de adsorber e intercambiar cationes. • Esta capacidad de intercambio iónico depende de la naturaleza de los materiales adsorbentes (cambiadores aniónicos y catiónicos), de la superficie disponible (máxima en las partículas de tamaño coloidal) y de las concentraciones de los iones en el adsorbente y en el agua. • Estas sustancias con capacidad cambiadora, que reciben el nombre genérico de permutitas, actúan de la forma siguiente: Permutita-2Na + Ca2+ ~ Permutita-Ca + 2Na © Ediciones Paraninfo
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Características de las aguas naturales
• Influencia en precipitación de sales: por ejemplo, cuando un agua aporta ión sodio, cambiándolo por el calcio, se observa una disminución del ión hidrogenocarbonato y a veces· incluso de sulfato. En general, todos estos fenómenos quedan regulados por el valor del producto de solubilidad de las sales poco solubles y de la solubilidad de las diferentes sales. - Concentración por disolución y por evaporación. La concentración por disolución se produce por influencias litológicas, pues las sales proceden de los terrenos drenados por el agua: los factores que influyen son la temperatura, la presión (por ejemplo, las aguas con un contenido en carbonato de calcio próximo a la saturación precipitarán carbonato de calcio si hay una disminución de presión del dióxido de carbono), superficie y tiempo de contacto, volumen de agua, etc. La concentración por evaporación tiene lugar por causas climáticas, teniendo lugar en zonas de superficie. Como el contenido de sales en el agua tiene que estar en equilibrio físico-químico con las rocas por las que circula la misma, la concentración de sales no puede sobrepasar ciertos límites, definidos por la solubilidad, a partir de los cuales se producirá la precipitación de dichas sales. - Nuevas disoluciones. La disolución de nuevas sales hace que pueda variar el contenido de las ya existentes, lo que puede producirse en dos sentidos opuestos, aumentando o disminuyendo la concentración. El primer efecto es el denominado efecto salino, por ejemplo, un aumento de la concentración de ión cloruro o ión sodio (disolución de halita), permitirá una mayor disolución de sulfato o carbonato de calcio. El segundo efecto, denominado del ión común, provoca la precipitación de determinados iones; por ejemplo la disolución de yesos (sulfato de calcio) podrá provocar la precipitación de carbonato de calcio en aguas con alto contenido en calcio. - Mezclas. En la confluencia de dos ríos o de un río con un embalse, se producen mezclas de aguas de distintas composiciones. Esto puede dar lugar a distintos tipos de procesos físico-químicos de los vistos en el Apartado 2.2.2, en función de las diferentes especies disueltas en cada agua que se mezcla. El equilibrio existente en cada una de las aguas que se mezclan puede modificarse, principalmente por fenómenos de precipitación (superación del producto de solubilidad de las sales) y en otros casos por procesos de complejación, por formación o destrucción de determinados compuestos de coordinación.
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Capítulo
Contaminación del agua O O
3.1. 3.2.
Definición de contaminación y contaminantes del agua. Parámetros generales indicadores de contaminación.
3.1. DEFINICIÓN DE CONTAMINACIÓN YCONTAMINANTES DEL AGUA Una vez vista la composición de las aguas naturales y los usos principales a los que se puede destinar el agua de la naturaleza, estamos en condiciones de definir lo que se entiende por contaminación de la misma, escogiendo algunas de las definiciones dadas por diferentes organismos internacionales: «La contaminación consiste en una modificación, generalmente provocada por el hombre, de la calidad del agua, haciéndola impropia o peligrosa para el consumo humano, la industria, la agricultura, la pesca y las actividades recreativas, así como para los animales domésticos y la vida natural» (Carta del Agua, Consejo de Europa, 1968). «Un agua está contaminada cuando se ve alterada en su composición o estado, directa o indirectamente, como consecuencia de la actividad humana, de tal modo que quede menos apta para uno o todos los usos a que va destinada, para los que sería apta en su calidad natural» (C.E.E. de las Naciones Unidas, 1961). De estas dos definiciones de contaminación, o cualquier otra que pudiéramos escoger, merecen la pena destacarse tres aspectos fundamentales: a) Se parte de la calidad o composición natural del agua, no de agua pura. b) Se mide la contaminación en función del uso al que el agua está destinada. c) Se considera contaminación la provocada de forma directa o indirecta por la actividad humana.
Contaminantes del agua La clasificación de los contaminantes que podemos encontrar en un agua puede hacerse de forma muy diversa. Una de ellas, que atiende a la naturaleza física, química o biológica de los agentes, es la siguiente: a) Agente físico: Calor. b) Compuestos químicos inorgánicos: SALES: Aniones c1-, so/-, HC0 3-, co/-, s2-, Br-, CN-, F-, ... Cationes Ca2 +, Mg2+, Na+, K+, ... ÁCIDOS Y BASES: H 2S04 , HN0 3, HCl, NaOH, KOH, ... © Ediciones Paraninfo
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ELEMENTOS TÓXICOS: Metales: Hg, Be, Pb, Cu, Cd, Zn, Fe, Mn, Cr, ... No metales: As, Sb, Se, B, .. . ELEMENTOS RADIACTIVOS: 226Ra, 9ºSr, 137 Cs, 23 ºTh, .. . GASES: H 2S, NH 3 , Cl 2 , C0 2, 0 2 , •••• ESPECIES MINERALES NO DISUELTAS: Sílice, Arcillas, ...
c) Compuestos Quúnicos Orgánicos: HIDRATOS DE CARBONO, AMINOÁCIDOS, PROTEÍNAS, ... ACEITES Y GRASAS HIDROCARBUROS, principalmente derivados de petróleo JABONES Y DETERGENTES PESTICIDAS Y POLICLOROBIFENILOS (PCBs) OTROS COMPUESTOS ORGÁNICOS: Penoles, Trihalometanos (THMs), Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), Clorofenoles, Nitrosaminas, ... d) Bionutrientes COMPUESTOS NITROGENADOS: NH/, N0 3-, No 2-, y organonitrogenados COMPUESTOS FOSFORADOS: Po/-, y organofosforados e) Microorganismos BACTERIAS VIRUS HONGOS ALGAS Ésta es una de las posibles clasificaciones, podríamos escoger otras, en cualquier caso siempre nos encontraríamos con el mismo problema: el número de posibles agentes contaminantes es tremendamente alto. El intentar medir la existencia y cantidades de cada uno de ellos, especialmente en análisis rutinarios de aguas, sería un trabajo desmesurado y extraordinariamente complejo. Por esta causa, y dado que muchos de los agentes producen efectos similares, se ha optado por definir una serie de parámetros generales indicadores de contaminación (y por lo tanto también de calidad de aguas) y son precisamente estos parámetros los que se cuantifican habitualmente. Estos parámetros, en la mayoría de los casos, engloban un conjunto de contaminantes individuales.
3.2. PARÁMETROS GENERALES INDICADORES DE CONTAMINACIÓN Puede hacerse el estudio de los diferentes parámetros indicadores de contaminación o calidad de las aguas clasificándolos según la naturaleza de la propiedad o especie que se determina. Así, los podemos dividir en:
• Parámetros de carácter físico: Características organolépticas Turbidez y Materias en suspensión Temperatura Conductividad • Parámetros de carácter quúnico: Salinidad y Dureza pH: Acidez y Alcalinidad Oxígeno disuelto Medidores de materia orgánica: DBO, DQO, ... Medidores de materia inorgánica: Cationes, Aniones, Metales, ...
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• Parámetros de carácter radiactivo: Radiación a y ~ totales Elementos individuales • Parámetros de carácter microbiológico: Bacterias Virus Hongos Algas Estos parámetros, que van a ser estudiados a continuación, comprenden tanto medidas específicas o individuales, como puede ser el oxígeno disuelto, como parámetros sustitutos, que engloban una serie de compuestos de similares características. Podríamos citar como ejemplo de éstos la DBO o la DQO. También se habla de parámetros indicadores de contaminación, para referirse a aquellos que dan información de la presencia o ausencia de determinadas especies contaminantes. El color, el olor o los coliformes fecales y totales serían un buen ejemplo de los mismos.
3.2.1. Características organolépticas: color, olor y sabor Color: Hay que distinguir lo que se llama color aparente, que es el que presenta el agua bruta, del denominado color verdadero, que es el que se presenta cuando se ha eliminado la materia en suspensión. El origen del color puede ser de tipo interno (debido a los materiales disueltos, dispersos o suspendidos) o de tipo externo (absorción de las radiaciones de mayor longitud de onda). La coloración de un agua natural «no contaminada» es causada principalmente por: - Sustancias húmicas, ácidos tánicos, hojas, turba ............... Color café amarillento o pardo - Fitoplacton, clorofíceas ........................................................ Color verde - Sales de hierro (zonas graníticas o silíceas) ........................ Color rojizo o pardo - Macizos no calcáreos ......................................................................Color amarillento - Macizos calcáreos ................................................................. Color verdoso Los colores de las aguas residuales pueden ser debidos a multitud de compuestos orgánicos e inorgánicos, que pueden estar en elevadas concentraciones: sales de cromo, colorantes industriales, aceites, ... Las aguas residuales urbanas recientes tienen color gris, que va pasando a oscuro e incluso negro. Se mide el color en unidades de Pt-Co, por comparación con una solución patrón de ambos metales. Olor y sabor: El olor y sabor están, en general, íntimamente relacionados. Existen solamente cuatro sabores fundamentales: ácido, salado, amargo y dulce. Junto a ellos se suele hablar de sabores metálico, a tierra, a moho, a farmacia, etc., en estrecha relación con los olores. Los olores pueden ser mucho más específicos; en la Tabla 3.1 están recogidos los olores más frecuentes: Las fuentes de olor y sabor pueden ser naturales o artificiales. En general, los compuestos inorgánicos no producen olor, excepto el cloro, sulfuro de hidrógeno, © Ediciones Paraninfo
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Contaminación del agua TABLA 3.1.
Olores de las aguas y sustancias responsables de los mismos.
Tipo de olor Aceitoso Aromático Balsámico Clorado Fecal
Sustancias responsables Hidrocarburos Alcanfor, especies, ...
Frutas/Fragancia Medicinal/Farmacia PescadoNerdura cocida Terroso/Mohoso
Aldehídos .. . Clorofenoles, Fenoles, ... Mercaptanos, Sulfuros orgán. Geosmina, Metilisoborneol, Pirazinas, Mucidona ...
Cloro libre Sulfuro de hidrógeno ...
Observaciones Escorrentía carreteras Origen natural Flores diversas Desinfección del agua Fosas sépticas Mat. Orgánica descompuesta Subproductos ozonización Productos de cloración Descomp. algas y plantas Origen natural
amoniaco y derivados. En cambio, sí suministran determinados sabores, sobre todo ácidos, salados y en su caso metálicos. Los compuestos orgánicos suelen producir tanto sabores corno olores. Entre los que comunican malos olores y sabores, destacaríamos: fenoles, clorofenoles, rnercaptanos, alquitranes, aldehídos, detergentes, ácidos grasos, indoles, ... También determinados organismos vivos producen olores y sabores: algas, bacterias, hongos, así corno la descomposición de vegetales y animales. Especialmente tienen malos olores y sabores las aguas residuales domésticas e industriales. La medida de olores es estimativa, debe hacerla un grupo de 5 personas (mínimo dos). Se hace una escala de intensidades de olor, por ejemplo se hacen diferentes diluciones de la muestra a medir y se determina el olor en frío (a 25ºC) y en caliente (a 60ºC). Se clasifican los frascos con olor y los inodoros, para deducir las diluciones intermedias que se necesitan. Los resultados se indican en números que expresen el valor límite de apreciación de olor. Este valor corresponde a la cifra de mayor dilución que da un olor perceptible. La medida de sabores se basa en la finura del sentido del gusto del grupo operador. El agua a examinar se diluye con agua sin gusto. La degustación se efectúa empezando por las diluciones más grandes hasta la aparición del gusto; debe efectuarse la degustación a 30ºC , por un equipo de al menos 3 operadores. El agua de dilución se prepara con agua potable filtrada con carbón activo.
3.2.2. Turbidez y sólidos en suspensión La turbidez de un agua es provocada por la materia insoluble, en suspensión o dispersión coloidal. Es un fenómeno óptico que consiste, esencialmente, en una absorción de luz combinada con un proceso de difusión. Las partículas insolubles responsables de esta turbidez pueden ser aportadas tanto por procesos de arrastre como de remoción de tierras y también por vertidos urbanos e industriales. La turbidez se mide en unidades nefelornétricas NTU (se pueden utilizar las abreviaturas UNF o FTU si la solución patrón empleada es de forrnacina), o en mg de SiOifl.
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En algunos casos se determina la propiedad opuesta del agua, la transparencia, que se mide en metros (m), profundidad a la que deja de verse el disco Secchi, de unas determinadas características. íntimamente unida a la turbidez está la cantidad de materias insolubles presentes en el agua. La materia total, sólidos y líquidos -a veces se utiliza el término, no del todo correcto, de sólidos totales-, existentes en un agua, se puede clasificar de la siguiente forma: ble {Fija . Sed 1menta V 1, .1 o atl . Fija No sed1mentable{ Volátil
1
. ., Matena en suspens1on Materia total
1 "d {Fijos ComesV ,. o1at11es { .. . l tas FIJOS D1sue V 1, .1 o at1 es
1
. . Sustancias filtra bles
El término fijo engloba habitualmente materia de naturaleza inorgamca, mientras que en el término volátil se incluyen compuestos, en general, de naturaleza orgánica. Dentro de todos estos tipos de sustancias, la materia en suspensión es responsable de los siguientes efectos: - Produce color aparente en el agua. - Disminuye el paso de energía solar, por lo que es responsable de una menor actividad fotosintética. - Ocasiona depósitos sobre las plantas acuáticas y las branquias de los peces. - Ocasiona depósitos por sedimentación, con lo que favorece la aparición de condiciones anaeróbicas y dificulta la alimentación de los seres vivos acuáticos. Las sustancias filtrables son las responsables de: - Aumentar la salinidad. - Variar la solubilidad de oxígeno. - Pueden inducir toxicidad por la presencia entre ellas de determinados compuestos. A causa de las diferentes formas en que pueden encontrarse las sustancias en el agua, se miden diversos parámetros que hacen referencia a las mismas, así distinguiremos entre otros: - Sólidos decantables (mlfl): se deja un litro de agua en reposo durante 2 h en unos conos especiales (conos Imhoff) y se mide el volumen de sólidos que decantan en el fondo. -Materia en suspensión (MES) o Sólidos en suspensión (SS): se filtra el agua y se determina la cantidad de materia retenida en el filtro por diferencia de pesada. Se mide en mg/l (ppm). -Residuo seco a JOSºC, o Total de sólidos disueltos (TSD): el agua previamente filtrada se evapora en estufa a 1OSºC durante 4 h, por pesada se determina el residuo que permanece en la cápsula empleada y se expresa en mg/l (ppm). Es una medida global de todo tipo de sustancias disueltas y coloidales y con punto de ebullición inferior a 1OSºC. © Ediciones Paraninfo
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O Contaminación del agua - Residuo fijo (mgll): se calienta la cápsula empleada en la determinación anterior a 525ºC, temperatura a la que se considera que se ha volatilizado toda la materia orgánica. Este residuo fijo se considera una medida de la materia mineral disuelta en el agua, y la diferencia entre el residuo fijo y el residuo a lOSºC da una idea de la cantidad de materia orgánica disuelta.
3.2.3. Temperatura La temperatura es una variable física que influye notablemente en la calidad de un agua. Afecta a parámetros o características tales como: - Solubilidad de gases y sales (ley de Henry y curvas de solubilidad). - Cinética de las reacciones químicas y bioquímicas (aumento de la velocidad de reacción con la temperatura -ley de Vant'Hoff-). - Desplazamientos de equilibrios químicos (un aumento de la temperatura los desplaza en el sentido en que son endotérmicos -principio de Le Chatelier-). - Tensión superficial. - Desarrollo de organismos presentes en el agua. La influencia más interesante va a ser la disminución de la solubilidad del oxígeno al aumentar la temperatura y la aceleración de los procesos de putrefacción. La contaminación por calor se debe, fundamentalmente, al uso del agua como medio de refrigeración en procesos industriales (alrededor de un 70% del agua empleada en la industria se destina a este uso). Deben aportarse soluciones como la aplicación de torres de refrigeración o la construcción de albercas o lagos de retención del agua caliente, antes de la devolución al cauce receptor.
3.2.4. Conductividad, salinidad y dureza La conductividad es una medida de la resistencia que opone el agua al paso de la corriente eléctrica entre dos electrodos impolarizables sumergidos en la misma. La conductividad del agua da una buena apreciación de la concentración de los iones en disolución y una conductividad elevada se traduce en una salinidad elevada o en valores anómalos de pH. La unidad empleada es el Siemen (S), inverso del ohmio: aguas muy mineralizadas en mS y aguas poco mineralizadas en µS. Se mide en celdas de un cm de espesor, expresándose por lo tanto en mS/cm o µS/cm. La conductividad esta íntimamente relacionada con el parámetro Residuo Seco a lOSºC que hemos definido antes, y con la composición de los iones más abundantes en las aguas. De tal forma que se han establecido ecuaciones, como la que se indica, que relacionan ambas medidas: Residuo seco (gil)= 0,86·103 x Conductividad específica (ohm· 1.cm·1) La temperatura es una variable que modifica sensiblemente los valores de la conductividad, por lo que los resultados se dan, por ejemplo, en µS.cm· 1, indicando la temperatura a la que se ha hecho la medida (20 ó 25ºC, habitualmente). Puesto que la conductividad se puede relacionar con la abundancia de materia disuelta, vamos a estudiar características que miden también concentraciones de determinadas sustancias en el agua. 68 © Ediciones Paraninfo
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Salinidad: representa el contenido iónico total del agua. Es un parámetro utilizado habitualmente en las aguas salobres, se identifica con el parámetro total de sólidos disueltos o residuo seco a lOSºC ya visto, aunque se suele expresar en g/kg. En aguas marinas tiene un valor medio del orden de 35 g/kg. Como en las aguas salobres las proporciones relativas de las especies iónicas se mantienen casi constantes, se suelen relacionar los valores de salinidad con el contenido de algunos de los iones más caracteristicos de las mismas, como por ejemplo el ión cloruro, según relaciones matemáticas del tipo: Salinidad= 0,03 + 1,80 (Cl%o)
donde Cl%o (clorinidad) es el contenido en halogenuros, cloruros, bromuros y yoduros en g/kg.
El aumento de la salinidad en aguas no marinas puede deberse a las siguientes causas: - Efluentes industriales. - Escorrentía de las aguas de regadío. - Aguas salobres de minas. - Depósito de aerosoles salinos oceánicos. - Utilización de sal en carreteras en países con fuertes nevadas. Los niveles elevados de salinidad causan problemas en el regadío y en la vida acuática, además de convertir las aguas en no aptas para beber. Los problemas ocasionados en la vida acuática están relacionados con los procesos osmóticos y la tendencia del agua a salir de la células y pasar al medio circundante, cuando éstas se encuentran en el seno de una disolución con una presión osmótica superior a la suya. Al utilizar aguas salobres en regadío se originan problemas por los desequilibrios que causan en el suelo. Además, no sólo tiene influencia el contenido total en sales, sino también la naturaleza de cada uno de los componentes . Por ejemplo, las aguas municipales e industriales previamente ablandadas se enriquecen en cationes sodio, lo que afecta de forma adversa a los suelos y a las plantas, al romper los agregados del suelo y producir la impermeabilización de los mismos. En la Tabla 3.2 y en la Figura 3.1 se recogen los contenidos en sales que pueden originar daños y en qué forma pueden verse afectadas distintas cosechas:
TABLA 3.2.
Total de sólidos disueltos (mg/I) < 500 500-1.000 1.000-2.000
2.000-5.000 i:.~
'
-·
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Influencia de la salinidad en las cosechas.
Respuesta de las cosechas No se observan efectos perjudiciales. Posibles efectos perjudiciales en cultivos sensibles. Efectos nocivos sobre muchas cosechas, se precisan prácticas cuidadosas para su empleo. Sólo puede utilizarse en plantas tolerantes a la sal en suelos permeables y además se precisan prácticas cuidadosas para su empleo. -~ '-=---
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O Contaminación del agua Total de sólidos disueltos (TSD) (mg/I)
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Remolacha Espinaca Tomate Brécol Col Patata Maíz La amplitud de la franja que sigue a cada cosecha indica el efecto de un aumento de salinidad sobre el rendimiento.
Batata Lechuga Pimiento
Las líneas están situadas en los valores que corresponden a una disminución del rendimiento del 10, 25 y 50%.
Cebolla Zanahoria Alubia 10% 50% 25% Disminución del rendimiento FUENTE:
Report or the Commitee on Water Quality Control Administration (U.S. Dept. Of the Interior). FIGURA 3.1. Tolerancia a la salinidad de diferentes cultivos.
Dureza: es también un parámetro relacionado con los anteriores, que mide la presencia, principalmente, de los cationes alcalinotérreos mayoritarios, Ca2 • y Mg2 • , y de otros metales menos abundantes en general, como Fe2 • y Mn2•. En la actualidad, en algunas legislaciones, se tiende a prescindir del término «dureza», indicándose la cantidad de calcio y magnesio presentes en un agua en mg/l de cada elemento. Sin embargo, se siguen utilizando los siguientes términos: Dureza total: es la suma total de las concentraciones de sales de calcio y magnesio, se mide por volumetría de complejación con EDTA (ácido etilendiaminotetracético ), se expresa numéricamente en forma de carbonato de calcio u óxido de calcio, principalmente en mg CaCOi l. Se siguen utilizando, especialmente en el mundo industrial, los grados hidrotimétricos ( 1º francés = 1O mg de carbonato de calcio/l). Dureza temporal: es la que corresponde a la proporcionada por los hidrogenocarbonatos de calcio y magnesio, desaparece por ebullición, pues precipitan los carbonatos. Dureza permanente: es la que existe después de la ebullición del agua, corresponde a la diferencia entre las dos anteriores. Una elevada dureza del agua puede causar fundamentalmente problemas en procesos de lavado y en calderas de vapor o cambiadores de calor. 70 © Edicion es Paraninfo
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Los problemas de lavado se deben a la formación de sales insolubles al reaccionar los cationes causantes de la dureza con los jabones:
o por formación de depósitos en tuberias, cañerías y objetos de cocina, en forma de carbonatos o sulfatos insolubles. (K, CaS0 4 =2,4·10- 5 , Ks CaC03 =5,0·10- 9 ). La formación de incrustaciones en calderas industriales es uno de los mayores problemas que puede originar una dureza elevada, ya que por ebullición el agua dura deposita, entre otras sales poco solubles, carbonatos de calcio, magnesio, hierro (II) y sulfato de calcio, formando una costra que provoca un mayor consumo de combustibles para calentar el agua de calderas, al ser estos productos malos conductores del calor. Pueden incluso originarse explosiones, debido a la formación de gases en los procesos de calentamiento, al acelerarse los problemas de corrosión, lo que origina un aumento de presión. Por ejemplo, si la caldera es de hierro, al elevarse la temperatura puede tener lugar una reacción de oxidación-reducción del tipo que se señala a continuación, con la consiguiente liberación de hidrógeno, gas muy inflamable:
3.2.5.
pH: Alcalinidad y Acidez
El pH de un agua, que indica el comportamiento ácido o básico de la misma, es una propiedad de carácter químico de vital importancia para el desarrollo de la vida acuática. Tiene influencia sobre determinados procesos químicos y biológicos, la naturaleza de las especies iónicas que se encuentran en su seno, el potencial redox del agua, el poder desinfectante del cloro, etc. Es un buen parámetro de carácter general para determinar la calidad de un agua. Habitualmente, las aguas naturales tienen un cierto carácter básico, unos valores de pH comprendidos entre 6,5-8,5. Los océanos tienen un valor medio de 8. Además del pH, se miden otros parámetros, relacionados con él, que son la alcalinidad y la acidez.
Alcalinidad Es una medida de la capacidad del agua para absorber protones. Se mide mediante una volumetría de neutralización ácido-base y se expresa en mg CaCO/l (ppm CaC0 3). Todos los sistemas que se indican a continuación pueden considerarse como pares conjugados de ácidos y bases de Bronsted Lowry, pero también como sistemas amortiguadores que regulan el pH del agua por ganancia o pérdida de protones, según sea el caso. CO/-(aq) + H 20 HC0 3-(aq) + H 2 0 © Ediciones Paraninfo
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HC0 3 -(aq) + OR COi(aq) + H 2 0 + OR
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D Contaminación del agua H 3Si04-(aq) + H 20 ~ H 4 Si0iaq) + Off Po/-(aq) + H20 ~ HPol-(aq) + Off HPO/-(aq) + H 20 ~ H 2P04-(aq) + Off H 2Bo3-(aq) + H 20 ~ H 3B03 (aq) + Off La actuación como pares amortiguadores se deriva de la posibilidad de establecer equilibrios tales como los que a continuación señalamos para el par carbonato-hidrogenocarbonato: Medio excesivamente básico: HC0 3- + H 20 Medio excesivamente ácido: HC0 3- + H 20
~ ~
C03 2- + H+ H 2C03 + Off
En el agua de mar, así como en muchas aguas dulces, el par amortiguador más importante es el sistema carbonato/hidrogenocarbonato. En el mar le siguen en importancia los pares correspondientes al silicato, borato y fosfato; en el agua dulce, el silicato. La alcalinidad tiene un gran interés para el conocimiento de la agresividad o de la tendencia a la incrustación de un agua. La agresividad se refiere al deterioro en frío, ocasionado por ciertas aguas naturales, de materiales de diverso tipo, metales, calizas, cemento y productos derivados (hormigones, ... ). Depende fundamentalmente de los tres factores siguientes, interrelacionados entre sí: dióxido de carbono libre, alcalinidad y pH, aunque intervienen otros, tales como temperatura, concentración de ácidos húmicos, oxígeno disuelto, sulfuro de hidrógeno, sales disueltas, microorganismos, etc. Analicemos el comportamiento agresivo o incrustante del agua con respecto a los materiales calizos, para ello consideremos el proceso de equilibrio que se produce cuando agua con C02 disuelto está en contacto con CaC03 sólido: COi(aq) + H 20 + CaCOis)
~
Ca(HC03 )i(aq) Sal soluble
Es evidente que el proceso se desplazará en uno u otro sentido en función de las concentraciones de las especies presentes, y dicha concentración está determinada por el pH del medio, como puede apreciarse en la Figura 3.2. Existe un equilibrio de saturación del carbonato de calcio y un pH de saturación del carbonato de calcio; el pH depende de la relación de C02 libre/C0 2 contenido en los hidrogenocarbonatos. Se denomina dióxido de carbono en equilibrio a la cantidad de esta sustancia en estado libre necesaria para evitar la precipitación como carbonatos de los hidrogenocarbonatos existentes en un agua, es decir, para que el equilibrio anterior no se desplace hacia la izquierda. Si la totalidad de dióxido de carbono en un agua es superior a la cantidad de dióxido de carbono en equilibrio, su exceso constituye el dióxido de carbono agresivo. Podemos concluir diciendo que si: [CO:J libre > [CO:J de equilibrio: existe C02 agresivo, por lo que el agua tenderá a disolver el carbonato de calcio sólido (tuberías de cemento u hormigón, por ejemplo). [CO:J libre = [CO:J de equilibrio: no hay C02 agresivo, por lo que el agua está en equilibrio. 72 © Ediciones Paraninfo
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FIGURA 3.2.
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6
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8
9
10
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11
12
13
pH
Equilibrio entre las formas carbonatadas C02/HC0 3-/COt en función del pH.
[CO:J libre < [CO:J de equilibrio: hay un déficit de C0 2 de equilibrio, por lo que el agua será incrustante y precipitará el calcio en forma de carbonato.
Acidez Es debida a la presencia de dióxido de carbono libre, ácidos minerales y orgánicos y sales con cationes que sufran hidrólisis ácida. Corresponde a una disminución en el valor del pH de un agua, provocada por la entrada de ácidos más o menos fuertes que pueden anular la capacidad reguladora de los pares amortiguadores presentes en la misma, como el par carbonato/hidrogenocarbonato. Se determina, al igual que la alcalinidad, mediante una volumetria de neutralización con una base fuerte, aunque se expresa en las mismas unidades, es decir, mg CaCO/l (ppm CaC03). Las principales fuentes naturales que ocasionan un aumento de acidez de las aguas son el dióxido de carbono atmosférico disuelto, los ácidos orgánicos provenientes de descomposición de materia vegetal o animal y el contenido en ácidos húmicos y fúlvicos (caso del Río Negro en la Amazonia). Entre las fuentes antropogénicas tiene importancia el agua procedente del drenaje de minas, que pueden aportar ácido sulfúrico y catión hierro (II), el cual aun puede sufrir un proceso de oxidación a hierro (III), reacción en la que se liberan protones y se origina, por tanto, un aumento todavía mayor de la acidez. Los vertidos industriales pueden también aportar una cantidad considerable de ácidos, fundamentalmente las aguas provenientes de baños ácidos, tratamien© Ediciones Paraninfo
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tos superficiales, etc. Otra fuente de acidez que no podemos olvidar es la lluvia ácida. Entre los efectos perjudiciales que puede provocar un incremento de la acidez, podríamos señalar: a) Destrucción de la vida acuática, a niveles de pH<4 se destruyen todos los vertebrados, muchos invertebrados y microorganismos, así como la mayoría de las plantas superiores. El mecanismo de destrucción de los peces a pH bajo sería el siguiente: el hidrogenocarbonato y el carbonato dejan dióxido de carbono libre que se disuelve en el agua HCQ 3- + H+ ___,. C0 32• + 2H+ ___,.
H 2 0 + C0 2 H 2 0 + C0 2
El aumento de dióxido de carbono en el medio acuático retarda la tasa de difusión del dióxido de carbono de la sangre al agua, por lo que se acumula en el animal y puede transportar menos oxígeno, disminuyendo el pH de la sangre y llegando a ocasionarle la muerte. b) Corrosión, las aguas con pH<6 pueden causar graves corrosiones encañerías, buques, embarcaderos y otras estructuras. El aumento de la velocidad de corrosión del hierro en función de la disminución del pH se puede ver representado en la Figura 3.3, en aguas con distinta concentración de oxígeno: c) Daños a las cosechas, si el agua rebasa los límites de pH entre 4,5 y 9 causa problemas al suelo. Un agua ácida (pH<4,5) aumenta la solubilidad de sales de
/
Concentración de O, alta
/ Concentración de O, baja
2
4
6
ausencia de oxígeno disuelto
8
10
12
14
pH
FUENTE: LI. A. Munro, Química en Ingeniería, Ed. Urmo (1976).
FIGURA 3.3. Variación de la velocidad de corrosión del hierro con el pH
y la concentración de oxígeno.
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hierro, aluminio, magnesio y otros metales que pueden resultar tóxicos para las plantas. Un pH muy básico puede inmovilizar algunos oligoelementos esenciales.
3.2.6.
Oxígeno disuelto y materia orgánica
3.2.6.1. Oxígeno disuelto Los parámetros oxígeno disuelto y materia orgánica están íntimamente relacionados y por tanto pueden estudiarse en conjunto. La cantidad de oxígeno disuelto, medida como mg Ozfl, es un indicador importante de la calidad del agua, ya que es un elemento indispensable para la vida en el seno de la misma: los peces necesitan los niveles de oxígeno disuelto más elevados y las bacterias los más reducidos. La ley de Henry indica que la solubilidad de un gas depende de la presión, además de variar con la temperatura; para que un agua se considere poco contaminada la concentración de oxígeno debe ser al menos superior al 50% del valor de saturación a esa presión y temperatura. En la Figura 3.4 podemos observar la variación de la solubilidad del oxígeno en el agua con estos parámetros, creciente con la presión (menor altitud) y decreciente con la temperatura.
15
13
10,1 9, 1 8,2 7,4
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Nivel del mar (P 1) metros (P 2 )
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,J 5 .._~~~.......~~~~...-~~~--~~~~...._1._so_o_m_e_1r_os_(_P_
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10
20
30
40
Temperatura (ºC)
FUENTE:
H. S. Stocker y S. L. Seager, Química Ambiental, Contaminación del aire y del agua, Ed. Blume (1981 ).
FIGURA
©Ediciones Paraninfo
3.4. Variación de la solubilidad del oxígeno en agua en función de T y P. 75
D Contaminación del agua Las fuentes de oxígeno del agua son la disolución del oxígeno atmosférico, la fotosíntesis y la reaireación por agitación. Las principales causas de desoxigenación de un agua son las actividades de oxidación biológica y respiración de los seres vivos. El primer aspecto es el más importante y está relacionado con la presencia en el agua de los llamados «residuos con requerimiento de oxígeno», que por un proceso de oxidación biológica van a consumirlo, degradándose ellos a otras sustancias distintas. Los compuestos oxidables pueden ser sustancias inorgánicas tales como nitritos, cloruros, sulfuros, hierro (II), etc., pero la mayor parte son compuestos orgánicos biodegradables.
3.2.6.2.
Oxígeno disuelto y materia orgánica: biodegradabilidad
Es precisamente esta posibilidad de oxidación biológica lo que lleva a distinguir dos tipos de materia orgánica: bfodegradable y no biodegradable, según sea susceptible o no de ser oxidada por microorganismos presentes en el agua. La naturaleza de la materia orgánica determina su biodegradabilidad. Así, los compuestos orgánicos de bajo peso molecular y cadena poco ramificada son mucho más biodegradables que aquellos de pesos moleculares elevados, cadenas ramificadas y que presenten en su estructura anillos o unidades aromáticas. Muchos compuestos orgánicos sintéticos y algunos naturales, de biodegradabilidad muy lenta, se incluyen en la categoría de no biodegradables. En lo que respecta a grupos funcionales, podemos indicar que en general las moléculas que poseen grupos alcohol, éter, amino, carbonilo o carboxilo son más biodegradables que aquellas que tienen halógenos, grupos nitro o ácidos sulfónicos. Estos procesos de biodegradación son de tipo bioquímico y actúan microorganismos presentes en el agua, esencialmente determinadas bacterias de carácter aerobio o anaerobio: - Procesos aerobios, son aquellos que tienen lugar con intervención de oxígeno. - Procesos anaerobios, en ausencia de oxígeno, se producen cuando el contenido de oxígeno es inferior a 2ppm). La biodegradabilidad de los compuestos orgánicos puede verse afectada por diversos factores, entre los que destacaremos, además de la naturaleza de la materia orgánica ya comentada: - Existencia y naturaleza de los organismos presentes. - Temperatura del agua. - Concentración de nutrientes (N, P) y oligoelementos (Ca, Mg, Fe, ... ). - pH: los diferentes microorganismos viven en unos determinados rangos de pH. - Salinidad: por variación de la presión osmótica y la toxicidad. - Presencia de agentes inhibidores y/o tóxicos. El motor de la descomposición (aerobia o anaerobia) de las sustancias orgánicas está constituido por enzimas segregadas por los microorganismos. Son proteínas complejas que poseen una disposición espacial tal que a la misma pueden fijarse moléculas orgánicas u otros substratos. Existen enzimas extracelulares, que provocan la degradación de estructuras moleculares demasiado complejas para poder introducirse directamente en la 76 ©Ediciones Paraninfo
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célula, y enzimas intracelulares, que aseguran la asimilación de los compuestos. Estas enzimas son catalizadores biológicos que se transforman y regeneran en el curso del proceso. La propiedad esencial de las enzimas es su especificidad, ligada a su estructura. El proceso de degradación biológica, según se desarrolle en un medio aerobio o anaerobio, da lugar a diferentes productos de degradación. Por ejemplo, la glucosa da: - Medio aerobio: C6H 12 0 6 + 60 2 - Medio anaerobio: C6H 12 0 6
....., .....,
6C0 2 + 6H 2 0 + 2,72.10 3 J/mol 3C02 + 3CH4 + 144 J/mol
Se observa que el calor liberado en anaerobiosis es solo el 5,3% de la energía liberada en la aerobiosis. Como es probable que el orden de magnitud de la energía necesaria para la síntesis de nuevas células sea el mismo en ambos casos, se llega a la conclusión de que, en el campo bacteriano, es mucho más económico buscar la energía vital en procesos aerobios que anaerobios. En otras palabras, la multiplicación celular será mucho más abundante en el primer caso que en el segundo y, como consecuencia, el proceso de degradación, hasta el estado final, será mucho más rápido a igualdad de las restantes condiciones. En los proceso aerobios, las reacciones podrían resumirse de la siguiente forma: Reacciones energéticas: Materia orgánica (C, H, O, N, ... ) + 0 2 +microorganismos~ C0 2 + N0 3- + H20 + ... +energía.
Reacciones de síntesis: Materia orgánica (C, H, O, N, ... ) + 0 2 +microorganismos+
energía~
protoplasma.
Balance global: Materia orgánica + nutrientes + 0 2 + microorganismos ___,, C0 2 + H 2 0 + NQ 3- + ... + nuevos microorganismos. En la Figura 3.5 observamos la variación de oxígeno disuelto en el agua de un río que ha sufrido una descarga de materia orgánica biodegradable. En el punto de vertido comienza a consumirse el oxígeno disuelto en el agua (curva b) por la acción de las bacterias aerobias, y de forma paralela comienzan los procesos de reoxigenación natural (curva c). El resultado de ambos procesos inversos conduce, tras una situación de mínimo oxígeno disuelto (punto e), a una recuperación de los niveles iniciales, fenómeno que se conoce como autodepuración. La cantidad de materia orgánica vertida, el caudal del cauce receptor y las condiciones ambientales determinarán el descenso más o menos elevado de oxígeno y la capacidad regeneradora del mismo (tiempo o distancia necesarios para la recuperación). En los procesos anaerobios el balance global sería: (C, H, O, N, ... ) + H 2 0 +nutrientes+ microorganismos___,. ___,. CH4 + C0 2 + NH 3 + ... + nuevos microorganismos que transcurre a través de las siguientes etapas: ¡a Etapa: hidrólisis de la materia orgánica en suspensión y disuelta de elevado peso molecular. 2ª Etapa: degradación de pequeñas moléculas orgánicas a ácidos volátiles y finalmente a ácido acético. © Ediciones Paraninfo
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Distancia aguas abajo del punto de vertido
a Nivel inicial de oxígeno b Efecto del consumo de oxígeno
e Curva de reoxigenación d Resultante que representa el perfil de autodepuración del río
e Distancia a la que se produce el mínimo de oxígeno, donde pueden darse problemas de mortandad y malos olores
FIGURA 3.5.
Perfil de autodepuración.
3ª Etapa: producción de metano o bien hidrógeno y dióxido de carbono. La contaminación por materia orgánica tiene en general tres orígenes: doméstico o urbano, agrícola e industrial. Las aguas residuales urbanas y agrícolas se caracterizan por un alto porcentaje de materia orgánica biodegradable. Entre los productos que abundan señalaremos ácidos grasos, proteínas, carbohidratos, detergentes, etc., procedentes de deyecciones humanas y animales, restos domésticos o restos de productos agrícolas. Las aguas residuales industriales, aunque suelen tener un cierto componente biodegradable semejante al anterior, aportan compuestos orgánicos de tipo sintético, cuyo número se ha multiplicado por varios enteros en las últimas décadas. Los compuestos incluidos en esta categoría se usan como carburantes, plásticos, plastificantes, fibras, disolventes, pinturas, pesticidas ... De·ellos, podemos destacar estos aspectos: - Algunos son resistentes a la degradación biológica por parte de los microorganismos naturales del agua (o en procesos de depuración de aguas residuales), constituyendo la llamada materia orgánica no biodegradable (ej. típicos: pesticidas organoclorados, policlorobifenilos, hidrocarburos aromáticos policíclicos, celulosa, polvo de carbón, taninos, serrín de madera, ... ), por lo que pueden permanecer largo período de tiempo en las aguas y en algunos casos acumularse en los seres vivos (biOacumulación). Una terminología que empieza a ser utilizada para este tipo de compuestos es la de compuestos orgánicos persistentes (COPs). - Los hay tóxicos para los peces y otras formas de vida, aun encontrándose en concentraciones muy reducidas (microcontaminantes orgánicos), que coinciden en muchas ocasiones con los anteriores. 78 © Ediciones Paraninfo
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- Algunos son responsables de sabores, colores y olores desagradables (fenoles y clorofenoles).
3.2.6.3. Parámetros indicadores de contaminación por materia orgánica Reciben la denominación de parámetros sustitutos, pues abarcan muchos compuestos, son medidas globales de la materia orgánica. Los más importantes se basan en la cantidad de oxígeno necesario para descomponer u oxidar los productos orgánicos. Demanda Bioquímica de Oxígeno en 5 días (DB0 5) (unas 2/3 partes de la DBO total) Es el parámetro que se maneja para tener una idea de la concentración en materia orgánica biodegradable; se calcula midiendo la disminución en la concentración de oxígeno disuelto del agua después de incubar una muestra durante 5 días a 20ºC. La reacción se lleva a cabo en la oscuridad, para evitar la producción de oxígeno por las algas, a dilución adecuada, y manteniendo el pH entre 77,5. Las unidades de medida son, por lo tanto, mg 0 2 / 1(ppm02). Las aguas industriales deben sembrarse con microorganismos. En estas condiciones de reacción, en 5 días se degrada un 60-70% de la materia orgánica carbonada; la nitrificación del amoniaco producido por las proteínas comienza entre los 6 y 1O días. Unos valores elevados de DB05 indican una alta concentración de materia orgánica biodegradable: Aguas muy puras, DB0 5 < 3 ppm 0 2 Pureza intermedia, DB05 3-5 ppm 0 2 Agua contaminada, DB0 5 > 8 ppm 0 2 Residuales urbanas, DB05 100-400 ppm 0 2 Industria alimentaria o semejante, DB0 5 hasta 10.000 ppm 0 2 En cualquier caso, existen diferencias entre la degradación real de materia orgánica en un río y el ensayo en el laboratorio. Estas diferencias se resumen así:
Río: Sistema dinámico abierto Se producen turbulencias Temperatura variable Recibe luz solar Condiciones aerobias y/o anaerobias
DBO: Sistema cerrado
Fuente de carbono muy limitada Temperatura constante de 20ºC Se mantiene en la oscuridad Condiciones permanentemente aerobias
Esto implica que sea un método muy cuestionado y con serias limitaciones, entre las cuales cabe destacar: - La larga duración de la determinación analítica. - El valor de la DBO puede verse afectado por la presencia de sustancias tóxicas para las bacterias como Pb, Cu, Hg, Cr6 +, detergentes, ... - No detecta las sustancias poco biodegradables: ligninas, aceites, ... - Es difícil de aplicar a aguas residuales industriales. © Ediciones Paraninfo
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Sin embargo, a pesar de todo, es un parámetro muy utilizado en legislaciones, en tratamiento de aguas residuales, dimensionado de instalaciones de tratamiento y medida de los rendimientos de estos procesos. Demanda Química de Oxígeno (DQO) Mide la cantidad de materia susceptible de oxidación química contenida en el agua. En esta medida se sustituyen los microorganismos oxidantes por un poderoso agente químico como el dicromato de potasio (DQO-Cr) o el permanganato de potasio (DQO-Mn) en medio ácido. Es una oxidación rápida y da una idea cuantitativa de la cantidad de sustancias susceptibles de oxidación que existen en el agua, inorgánicas u orgánicas. El resultado se expresa también en mg 0 2/l, representando la cantidad de oxígeno equivalente al oxidante químico utilizado en la determinación. Se utiliza como parámetro indicativo de materia orgánica global, biodegradable y no biodegradable, en el agua, ya que en la determinación analítica se eliminan las interferencias de algunas de las especies inorgánicas oxidables que se pueden encontrar en concentraciones importantes, como los cloruros. No obstante, en aguas con contenidos importantes de otras sustancias inorgánicas oxidables (sulfuros, hierro (II), manganeso (II), nitritos, ... ),se puede hacer necesario restar a la DQO total la cantidad de estas especies determinada por otros métodos. La relación entre la DB05 y la DQO nos da una idea de la naturaleza de los contaminantes orgánicos existentes en el agua. Así, los valores: DBOsfDQO <0,2 indican la presencia predominante de contaminantes de naturaleza orgánica no biodegradable. BDOsfDQO >0,6 señalan la presencia predominante de contaminación orgánica de naturaleza biodegradable. La DQO de las aguas superficiales destinadas a abastecimiento debe ser menor a 30 mg 0 211. En las aguas potables, el límite tolerable de DQO es 5 ppm de 0 2 • Cuando el oxidante utilizado es el permanganato de potasio el parámetro se denomina oxidabilidad al permanganato (puede hacerse la determinación en frío o en caliente). Se emplea en aguas potables y naturales, mientras que en aguas residuales se utiliza la DQO al dicromato. Existen otros parámetros globales de medida de materia orgánica, entre los que podríamos destacar: • Carbono orgánico total (COT): Consiste en medir la cantidad de dióxido de carbono producido por calcinación de una micromuestra. Se detecta por la absorción en infrarrojo de este compuesto. Según que el agua haya sido filtrada previamente o no, se obtendrá el carbono disuelto o el carbono total. La medida de COT está menos sujeta a interferencias que la medida de la DQO, más particularmente en presencia de materias nitrogenadas. Las unidades en que se expresan son mg C/l. • Sustancias extraíbles al cloroformo (SEC): Determina la cantidad existente de ciertas sustancias orgánicas que pueden encontrarse en solución o pseudosolución en el agua. Este método permite separar determinados compuestos orgánicos presentes en el agua, pero no su totalidad. Así, las materias proteicas, los taninos y ciertos detergentes sintéticos no son extraídos. Los insecticidas dorados, los compuestos
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fenólicos, etc., lo son en buenas condiciones, pero no siempre de forma cuantitativa. De hecho, no se recupera más que del 50 al 90% de estos productos. Se determinan adsorbiéndolas sobre carbón activo y eluyéndolas después con cloroformo. La solución obtenida se destila y el residuo se pesa. En la práctica, las aguas con un extracto clorofórmico superior a 0,2 mg/l son probablemente de mala calidad. Para contenidos más elevados es necesario investigar la naturaleza y el origen de los contaminantes. Las aguas naturales no contienen más de 0,05 mg/l. • Pérdida de peso al rojo: Como ya se comentó en el Apartado 3.2.2, se determina por diferencia entre el residuo seco a lOSºC y el residuo seco a 52SºC, dado que la alta volatilidad de los compuestos orgánicos hace que la mayor parte de los mismos se evapore a temperaturas inferiores a ésta. Se mide en mg/l. Además de todos estos parámetros globales mencionados, se hacen necesarias determinaciones específicas de algunas familias de compuestos orgánicos contaminantes, ya sea por su toxicidad, influencia negativa en procesos de depuración, malos olores, ... Así, es frecuente determinar aceites y grasas, clorofenoles, detergentes, fenoles, halometanos, hidrocarburos, hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), pesticidas, policlorobifenilos (PCBs), etc., así como algunas sustancias a nivel individual como el benceno, benzo/a)pireno, 1,2diclorometano, epiclorhidrina, tetracloroeteno y tricloroeteno, que están limitadas en la legislación de aguas de consumo público.
3.2. 7.
Radiactividad
Todas las aguas naturales presentan una determinada radiactividad, como consecuencia de la presencia de isótopos radiactivos naturales de algunos elementos, en especial del 4°K y 87 Rb. Actualmente, y como consecuencia de las actividades nucleares de origen industrial (civil o militar) y farmacológico, hay un incremento de la radiactividad de las aguas que puede llegar a ser muy perjudicial. Entre los isótopos más frecuentes debe señalarse la existencia de 226Ra, 23 ºTh, 9ºSr, 137Cs, 131 1, ... No se efectúa la medida de cada uno de los isótopos radiactivos, sino que se determina la radiación a global y la radiación f3 global, midiéndola en Bq/l.
3.2.8.
Características microbiológicas
Los microorganismos más importantes que podemos encontrar en las aguas son: bacterias, virus y distintos tipos de algas (por ej. las azulverdosas). La contaminación de tipo bacteriológico es debida fundamentalmente a los desechos humanos y animales, ya que los agentes patógenos -bacterias y virus- se encuentran en las heces, orina y sangre, y son origen de muchas enfermedades y epidemias (fiebres tifoideas, disentería, cólera, polio, hepatitis infecciosa, ... ). Desde el punto de vista histórico, la prevención de las enfermedades originadas por las aguas constituyó la razón fundamental del control de la contaminación. Los agentes patógenos no suelen sobrevivir en el agua períodos de tiempo prolongados. Su análisis no es rutinario por esa razón, y por hallarse en números reducidos y tardarse demasiado tiempo en obtener resultados. © Ediciones Paraninfo
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Se utilizan unos organismos indicadores -junto a algunos análisis específicos- como base para determinar este tipo de contaminación. Los más conocidos son las bacterias coliformes, que viven en el intestino grueso, no son patógenos y su presencia permite diagnosticar el tiempo transcurrido desde una contaminación fecal. Suelen determinarse los coliformes totales y los fecales. Un indicador más secundario, pero que se determina habitualmente, son los estreptococos fecales, cuya presencia es fácil de detectar (aunque en menor número que los coliformes) en aguas recientemente contaminadas y están ausentes en aguas que están fuera de sospecha de contaminación. También es bastante frecuente la determinación de los clostridium sulfitorreductores. Las bacterias responsables de la descomposición de la materia orgánica no tienen importancia desde el punto de vista sanitario, ya que no son patógenas y no se hallan en el tracto intestinal de hombres y animales. Algunos gérmenes patógenos de carácter más individualizado que se deben analizar en aguas potables son, por ejemplo, salmonellas, estafilococos y enterovirus. Las algas pueden ser causantes de diversos olores y sabores de las aguas, fundamentalmente en épocas de putrefacción o de sequía.
3.2.9. Toxicidad El término toxicidad se refiere al daño que puede producir en los seres vivos la presencia de determinados contaminantes en el agua, en concentraciones que den positivos los denominados test de toxicidad. La toxicidad es función de la concentración del contaminante y del tiempo de exposición al que esté sometido el ser vivo al tóxico, modificada por otras variables como la temperatura, la forma química del tóxico o su disponibilidad. Ya hemos visto que muchos de los contaminantes mencionados eran responsables de una determinada toxicidad para la vida animal, vegetal o incluso para el hombre, según su mayor o menor concentración. Podríamos resumir en una pequeña tabla los responsables más directos de una alta toxicidad (es preciso señalar que en cierta manera todo tipo de sustancias presentes de una forma anormal en un agua -por su sola presencia o su concentración- ejercen algún tipo de acción tóxica en algún aspecto de la vida natural). La toxicidad de un vertido puede manifestarse de forma directa, en función de la dosis de especies tóxicas y su tiempo de acción, o de forma indirecta como resultado de la acumulación en los seres vivos (bioacumulación). La evaluación de este parámetro se puede realizar por medida de la mortalidad u otros daños en diferentes especies. En la actualidad destacan los métodos sobre microcrustáceos -ensayo de Dafnias- y el de las bacterias fotoluminiscentes, expresándose los resultados en EQUITOX o CE50 • Los valores de toxicidad utilizados se expresan en forma de concentración del tóxico en el agua (CE 50 ó CL50 , p.e.) o en forma de dosis, cantidad de tóxico que penetra en el organismo por unidad de masa del tejido o del ser vivo sobre el que actúa (DL50 , p.e.). Algunas definiciones importantes son: - Concentración efectiva (CE): concentración de tóxico, en el agua, que produce un determinado efecto sobre un porcentaje dado de seres u organismos sobre los que se realiza el ensayo de toxicidad, durante un tiempo de
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exposición determinado. El más utilizado es el CE50 (efecto sobre el 50% de individuos) en 96 horas. Se expresa normalmente en mg/l ó µg/l. - Concentración letal (CL): cuando el efecto al que se refiere el ensayo es la muerte de los organismos. - Dosis letal (DL) y Dosis equivalente (DE): las mismas definiciones que las anteriores, pero referidas a dosis en lugar de concentraciones. Se expresa en mg o µg de tóxico por unidad de masa del ser vivo, g o kg. - Límite medio de tolerancia (IMT): concentración de la sustancia en estudio a la que sobreviven el 50% de los organismos sobre los que se realiza el test de toxicidad. Este término se tiende a reemplazar en la actualidad por la CL50 . Otros resultados de toxicidad se refieren al carácter carcinogénico (cancerígeno), mutagénico o teratogénico de los contaminantes. - Carcinógeno: sustancia que produce la formación de tumores. - Mutágeno: sustancia capaz de producir cambios genéticos hereditarios. - Teratógeno: sustancia capaz de producir malformaciones en el proceso normal de reproducción, por aumento de la mortalidad o por defectos en la descendencia. Por último, es interesante señalar las posibles interacciones que pueden producirse ante la presencia de varios contaminantes tóxicos: - Interacción antagónica: cuando la toxicidad resultante es menor que la suma de las toxicidades individuales de los contaminantes que interaccionan. - Interacción sinérgica: si la toxicidad resultante es superior a la suma de las individuales. - Interacción aditiva: la toxicidad resultante es suma de las individuales. Así, por ejemplo, estudios realizados muestran una relación antagónica entre el cromo y el cadmio con respecto al plomo; un ejemplo de relación sinérgica se produce por el contrario entre el arsénico y el plomo. Una posible clasificación de los tóxicos más importantes presentes en las aguas es:
Compuestos tóxicos más importantes
Carácter inorgánico
Metales pesados { Compuestos de As, Be, Sb, Se, cN-, N02-···
Microcontaminantes Orgánicos
Penoles y clorofenoles { Pesticidas PCBs HAPs
Elementos radiactivos Microorganismos patógenos
Bacterias (Salmonella, Shigella, ... ) { Virus (Enterovirus .. ) Protozoos (Amebas ... ) Hongos (Aspergillus ... )
En próximos capítulos se verán algunos de los tóxicos que no han sido estudiados hasta ahora. Nos limitaremos aquí a algunos de los tóxicos inorgánicos no metálicos. ©Ediciones Paraninfo
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O Contaminación del agua Los elementos y especies no metálicas considerados como tóxicos, aunque la repercusión de algunos de ellos todavía no está probada, englobarían a compuestos de arsénico (As), antimonio (Sb), selenio (Se), cianuros (CN"), nitritos (No 2-) etc. - CN: son especialmente tóxicos a pH bajos (originan desprendimiento de cianuro de hidrógeno, HCN). Actúan impidiendo las reacciones de oxidación del fósforo, que es la que permite la respiración celular. Además, algunos compuestos cianurados que se forman por reacción con determinados metales pesados pueden ser incluso sustancias más tóxicas que los contaminantes de partida. El valor límite para aguas potables es de 50 µgil. -As: todos los compuestos solubles son venenosos. Ha sido muy utilizado en pesticidas (arsenitos como herbicidas, arseniatos como insecticidas). El más peligroso para el hombre es el As inorgánico y más la forma As3+. El valor límite para aguas potables es de 1O µgil. - Se: es un nutriente esencial y desintoxicante de ciertos metales pesados, como el Cd. En dosis excesivas es perjudicial (síntomas parecidos al As). Se encuentra preferentemente en algunas aguas subterráneas que son tóxicas. El valor límite para aguas potables es de 1O µg/l. - No2-: Los nitritos son considerados como especies tóxicas por dos razones principalmente. En primer lugar, porque se combinan con la hemoglobina en sangre, transformándola en metahemoglobina, que es incapaz de transportar oxígeno para que sea transferido a las células. Este fenómeno sucede en bebés recién nacidos o en adultos con deficiencia enzimática, dando lugar a la enfermedad llamada metahemoglobinemia («Síndrome del bebé azul»), que es todavía un problema importante en países en desarrollo. El segundo problema que ocasionan es la formación de nitrosaminas (R2NNO), compuestos cancerígenos en animales y con incidencia de cáncer de estómago en humanos. Los nitritos están, en general, en concentraciones muy bajas en las aguas superficiales, y en mayor valor en aguas subterráneas (condiciones reductoras). Sin embargo, se teme que un exceso de nitratos en el agua de bebida pueda aumentar la presencia de nitritos en los seres humanos. Las actividades agropecuarias son la principal fuente de nitratos en aguas.
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EL TRIBUTILESTAÑO (TBT) El tributilesfaño (TBT), que se englobo dentro de la categoría general de compuestos orgonometólicos, es uno sustancio que se utiliza desde los años setenta como biocida en las pinturas ontiincrustontes de los barcos para impedir el crecimiento de algos, moluscos, crustáceos y otros organismos marinos en los coseos de los . embarcaciones, con lo que se reduce el consumo de carburante utilizado para lo propulsión de los pesqueros; u tras la liberación paulatino de los pinturas del casco de los barcos, el TBT se acumulo principalmente en los aguas y sedimentos marinos de los puertos. En algunos puertos, sobre todo en los áreas con elevada intensidad de trófico de barcos yen las zonas cercanas a los astilleros, se han llegado a encontrar concentraciones de TBT en los sedimentos marinos de hasta 20.000 mg/kg. El principal problema medioambiental que causa el TBT es que produce modificaciones genéticos en muchos especies marinos (moluscos marinos, etc.}, actuando además como disrupfor endocrino (altero el sistema hormonal de los seres vivos}; estos efectos empiezan a aparecer normalmente o partir de concentraciones de 2 gTBT/millón de toneladas de aguo. El TBT puede generar malformaciones en lo concho de los moluscos marinos y dañar su sistema inmunitario. Sin embargo, uno de los efectos más estudiados es lo mosculinizoción de las hembras de ciertos caracoles 1 , marinos {los hembras desarrollan pene}, como en el caso de las cañadillas (Bolinus brandaris}; en otros cosos, como con lo coquina, lo chirlo, la almeja y los mejillones, se produce lo muerte de los larvas. El TBT se acumula a lo largo de lo cadena trófico, encontrándose concentraciones elevadas de TBT en el hígado de varios especies de ballenas, delfines y focas. La formo de llegado principal del TBT al ser humano es a través de lo ingesto de alimentos y aguo contaminados; en nuestro organismo tiende o concentrarse en el hígado, riñones y tejidos grosos, además de acumularse también en el pelo ylos uñas. Además de en las pinturas antiincrustantes de los barcos, se ha detectado también lo presencia de TBT en ciertos tipos de pañales comerciales (los mayores concentraciones de TBT se encontraron en las cintas de cierre), en ciertas camisetas comerciales (la contaminación provenía del PVC de las imágenes impresas en los camisetas), en algunos suelos y mangueros de PVC y en ciertos colchones y flotadores hinchables de PVC blondo. 1
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Contaminación del agua
EL ARSÉNICO Los productos derivados del arsénico inorgánico se utilizan principalmente como insecticidas, herbicidas y raticidas; el arsénico también puede hallarse en el pescado, en especial en los mariscos, que pueden contener cantidades considerables. La acción tóxica del arsénico se produce a través de la inhibición de los sistemas enzimáticos dependientes del gruro sulfhidrilo en el organismo. La toxicidad aguda se manifiesta por síntomas gastrointestinales, tales como e dolor gástrico intenso, vómitos ydiarreas; en la intoxicación grave aparecen convulsiones y la muerte. La intoxicación crónica por arsénico se manifiesta por síntomas que comprenden diarrea, pigmentación cutánea, hiperqueratosis, hepatomegalia, lesión tubular renal ypérdida de pelo; a medida que avanza la toxicidad también aparecen síntomas referidos al sistema nervioso central. El arsénico se acumula fundamentalmente en el hígado, el riñón, el tubo digestivo, el bazo y los pulmones; dado que tiene una elevada afinidad por la queratina, la concentración de arsénico en el pelo y las uñas es superior a la detectada en otros tejidos (puede detectarse arsénico en el pelo 30 horas después de su ingesta). El caso más grave de envenenamiento por arsénico está ocurriendo en la actualidad en Bangladesh: la presencia de una cantidad elevadísimo de arsénico en las aguas subterráneas de las que se abastecen para el suministro de agua potable en el este ysur del país (concentraciones de arsénico de hasta 2 mg/I, 200 veces superior al máximo admitido por la OMS yla Unión Europea: 0,01 mg/I), ha originado que el Banco Mundial haya calificado la situación en 1998 como «el mayor envenenamiento de población de la historia», puesto que afecta a más de 20 millones de personas. La población presenta manchas negras en la piel, endurecimientos en las palmas de las manos ylas plantas de los pies, yse han disparado los casos de conjuntivitis, bronquitis y diabetes, a la vez que la presencia de tumores y gangrenas. Esta tragedia tiene una causa natural: los altos niveles de arsénico en las formaciones geológicas de Bangladesh, sin parangón en otras partes del mundo. La ironía de este coso reside en que diversas agencias de ayuda internacional elaboraron en la década de los años 70 un programa masivo de construcción de pozos artesanos, con el fin de evitar las infecciones que provocaba el consumo de aguas superficiales estancadas; los análisis preliminares de las aguas subterráneas que se llevaron a cabo no incluyeron la determinación del arsénico.
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Capítulo
4
Algunos contaminantes específicos o o o o o o
4.1. 4.2. 4.3. 4.4. 4.5 . 4.6.
Contaminación por metales. Contaminación por bionutrientes: eutrofización. Detergentes. Pesticidas. Policlorobifenilos y Dioxinas. Hidrocarburos y otros derivados del petróleo.
Hemos estudiado los parám etros generales indicadores de contaminación, sin embargo, es interesante mencionar con un poco más de detalle algunos contaminantes específicos, bien porque su presencia en las aguas, en cantidades más o menos significativas, es muy frecuente, bien porque, aunque afortunadamente no siempre estén presentes o lo estén en cantidades traza, los efectos que pueden originar son de gran importancia, en el sentido de infundir al agua características tóxicas totalmente indeseables desde el punto de vista ecológico y sanitario. La elección hech a de las familias de contaminantes no pretende abarcar todos los variados e importantes problemas de contaminación existentes, sino realizar el estudio de algunas sustancias que podemos diferenciar por su origen, naturaleza y efectos y cuya presencia en las aguas es relativamente frecuente y ocasiona efectos de especial interés. Así, hemos recogido:
•Origen típicamente urbano: Detergentes y algunos Bionutrientes. • Origen típicamente industrial: Metales, PCBs, Dioxinas e Hidrocarburos. •Origen típicamente agrario: Pesticidas y Bionutrientes. •Naturaleza Inorgánica: Metales. •Naturaleza orgánica: Pesticidas, PCBs, Dioxinas e Hidrocarburos. • Naturaleza mi.Xta: Detergentes y Bionutrientes. • Efectos tóxicos y bioacumulativos: Metales, PCBs, Dioxinas y algunos Pesticidas e Hidrocarburos. •Efectos de carácter ecológico : Bionutrientes. •Efectos de carácter mixto tóxico-ecológico : Detergentes con fosfatos. © Edic iones Paraninfo
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Algunos contaminantes específicos
También podríamos destacar la elección del estudio de algunos contaminantes por la controversia actual en cuanto a su uso y alternativas posibles, entre éstos podemos incluir: Pesticidas, Detergentes y Bionutrientes. Por tanto, los grupos de contaminantes cuyo estudio vamos a abordar son: •Metales. • Bionutrientes. • Detergentes. • Pesticidas. • Policlorobifenilos (PCBs) y Dioxinas. • Hidrocarburos.
4.1. CONTAMINACIÓN POR METALES Al hablar de la contaminación por metales, en general, se hace referencia a los problemas ocasionados por los metales pesados, sin embargo, no podemos ignorar que también otros metales tales como el sodio o potasio, aunque no resulten tóxicos para el hombre en la cantidad que habitualmente podemos llegar a encontrarlos, sí pueden ocasionar problemas en determinados casos específicos, tales como la utilización en riego de aguas que los contienen. No obstante, en este apartado vamos a centrarnos en el estudio de los problemas ocasionados por los llamados metales tóxicos, englobados en muchas ocasiones, como hemos indicado, bajo el término de metales pesados, por ser, la mayoría de ellos, pertenecientes al grupo de elementos de densidades muy altas. En ocasiones también se les denomina metales traza, debido a su presencia en pequeña concentración; en realidad, se aplica el nombre de microcontaminantes a todos aquellos cuya concentración es inferior a 1 mg/l y producen efectos importantes. Su presencia en las aguas puede deberse a fenómenos de disolución, con lo que aparecerán en cantidades traza, o bien a su existencia en forma de partículas en suspensión, que pueden acabar sedimentándose y acumulándose en los lechos o redisolviéndose por cambio de las condiciones del agua o por transformación biológica.
LOS METALES PESADOS Los metales pesados son unos de los contaminantes ambientales más peligrosos, debido a que no son biodegradables y a su potencial de bioacumulación en los organismos vivos. Entre ellos, destacan por su toxicidad y su mayor presencia en el medio ambiente el mercurio, el cadmio y el plomo. - El mercurio. Las fuentes de intoxicación más habituales de este metal están en ciertos alimentos, como el marisco o el atún, los cuales toman y acumulan el mercurio de entornos marinos contaminados por dicho metal; otras fuentes posibles de intoxicación son ciertos plásticos, los colores de impresión, insecticidas, etc. Su toxicidad depende del estado en que se encuentre: los compuestos inorgánicos de mercurio son menos peligrosos (ya que se excretan rápidamente por la orina) que los compuestos organomercúricos, los cuales presentan una minima eliminación urinaria. Su acción nociva para el organismo consiste en la destrucción de glóbulos rojos, cambios cromosómicos, tumores cerebrales (ya que los compuestos orgánicos de mercurio atraviesan fácilmente la barrera hematoencefálica), etc. Los síntomas más frecuentes de intoxicación por mercurio se manifiestan en una pérdida de apetito y peso, inflamación de
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Algunos contaminantes específicos
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las encías, temblores, alteraciones psíquicas, convulsiones, irritaciones cutáneas y cambios en la sensibilidad al dolor; pero también hay otros sintomas indicadores de sobrecarga de mercurio en el organismo: hiperactividad psíquica en niños, estomatitis, aparición de un gusto metálico en la boca, aumento de la secreción salivar, insuficiencia renal, anemia, hipertensión, modificaciones en el comportamiento (irritabilidad, depresión), insomnio, etc. En la actualidad, las tradicionales amalgamas dentales de mercurio están siendo sustituidas por las de resina, ya que por la acción de la saliva se puede liberar el mercurio y penetrar éste en el organismo (principalmente en el cerebro). El tratamiento contra intoxicación por mercurio consiste en un aporte de aminoácidos azufrados como la metionina (ya que el mercurio tiene mucha afinidad por los grupos tiol) yadministración de vitamina C, E, pectina yselenio (que protege de la sobrecarga de mercurio). - El cadmio. Las principales fuentes de origen de la presencia de cadmio en el medio ambiente son la fabricación de hierro y acero, la industria del carbón y la del aceite; es frecuente su presencia en el aire ambiental, por lo que una de las principales vías de intoxicación es la contaminación atmosférica (agravada en personas que tengan déficit de zinc, al cual es antagonista). También existen pequeñas cantidades de cad- 1' mio en algunos alimentos y bebidas (los alimentos más susceptibles de contaminación por cadmio son el pes- " cado, los mariscos y el té negro), en algunas pinturas, pigmentos, tuberías galvanizadas, tubos de escape, ~. etc., aunque las concentraciones más elevadas se encuentran en el humo del tabaco. Los síntomas de intoxicación se caracterizan en primer lugar por la hipertensión y la arterioesclerosis, ya que el cadmio se deposita principalmente en las arterias y en los riñones; en segundo lugar, aparece una patología renal severa a partir de concentraciones de cadmio diez veces superiores al valor normal, y por último puede aparecer una hiperactividad psíquica (sobre todo en niños). Síntomas de sobrecarga de cadmio en el organismo (previo a la intoxicación) son: aumento de la velocidad de sedimentación globular, disminución del número de anticuerpos, anemias por problemas de absorción de hierro (con descenso de la concentración de hemoglobina), alteraciones en las piezas dentales y lesiones de la cavidad bucal, incapacidad para amamantar y diversos dolores articulares. El tratamiento contra la intoxicación por cadmio consiste en administración de vitamina (,suministro de zinc diario (unos 50-100 mg, según la edad) ytambién de vitamina 86 (100 mg/día, para proteger los riñones), además de un aporte de aminoácidos y selenio. - El plomo. Las principales fuentes de plomo en el medio ambiente son los gases de escape de automóviles que usan gasolinas con plomo (hoy en día ya prohibidas y sustituidas por otras sin plomo} y las pinturas. El plomo se absorbe en el tubo gastrointestinal de forma lenta e incompleta (cuando la intoxicación se produce por vía oral} y puede absorberse en las vías respiratorias después de su inhalación. El plomo se distribuye en el cuerpo principalmente en dos reservas: una activa en la sangre ytejidos blandos y otra de almacenamiento en los huesos. Los signos y síntomas de un envenenamiento por plomo pueden incluir malestar, anorexia, dolor abdominal, vómitos, irritabilidad y apatía. Las manifestaciones de este envenenamiento afectan fundamentalmente a tres sistemas: el sistema renal, el sistema nervioso central y el sistema hematopoyético. La encefalopatía por plomo se caracteriza por una instauración súbita de edema cerebral, coma y convulsiones; las secuelas pueden comprender retraso mental, trastornos de conducta yocasionalmente ceguera, afasia y hemiparesia. Con respecto a la afección al sistema hematopoyético, el plomo interfiere en la síntesis del grupo hemo de la hemoglobina inhibiendo la acción de varias enzimas, como la deshidratasa b-aminolevulínica (encargada de formar porfobilinógeno) yla ferroquelatasa (canaliza la inserción del hierro en la protoporfirina IX para formar el grupo hemo).
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O Algunos contaminantes específicos 4.1.1. Fuentes y efectos Las fuentes antropogénicas principales son las actividades de minería, fundición y refinado, que implican arrancar los metales de sus menas en los depósitos subterráneos, y posteriormente fundirlos y refinarlos hasta obtenerlos y convertirlos en bienes de consumo que, después de usados, se desechan. Durante estas operaciones se liberan metales al medio ambiente; también se emiten metales a la atmósfera por combustión de combustibles fósiles, que en un periodo más o menos largo acabarán depositándose en la superficie terrestre. El vertido de aguas residuales de determinadas industrias siderometalúrgicas, tratamiento de superficies, curtidos, etc., son ejemplos clásicos de contaminación por metales pesados. En el transcurso de su vida útil los metales están sujetos a corrosión y desgaste, lo que produce pérdidas al ambiente. En algunos casos, la utilización de algunos productos implica una liberación directa de los metales, por ejemplo algunos fungicidas, aditivos de la gasolina, etc. El hierro es el más abundante en las aguas residuales, aunque sus efectos perjudiciales son relativamente reducidos. Otros metales, procedentes de la industria galvánica, son el cromo, níquel, zinc y cadmio. El cobre está presente, por ejemplo, en las fábricas de seda artificial. En la Tabla 4.1 se muestran las fuentes principales de algunos metales y sus efectos más significativos. Se incluyen también algunos elementos semimetálicos. Como se puede observar, las fuentes y actividades que generan la presencia de metales en las aguas podrian resumirse de la siguiente forma:. - Erosión y lixiviado de rocas y suelo: Al, Ba, Fe, Mn, V. - Minería : As, Cd, Cu, Fe, Hg, Mn, Pb. - Industria tratamiento de superficies: Ag, Cd, Cr, Cu, Ni, Zn. - Otros vertidos industriales: Cd, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Zn. -Aguas residuales urbanas: Al, Cu, Fe, Ni, Pb, Zn. En cuanto a los efectos, es importante destacar las diferentes interacciones que pueden producirse en la toxicidad de mezclas de metales en un mismo sistema contaminante. Como ejemplo podemos señalar las siguientes mezclas e interacciones: Mezcla de metales Cadmio-Níquel Cadmio-Zinc Cobalto-Níquel
Interacción Antagonismo Sinergia Aditiva
4.1.2. Destino de los contaminantes metálicos La mayoría de los contaminantes metálicos terminan por alcanzar las aguas superficiales y subálveas. Los residuos de muchas operaciones industriales que contienen metales se encuentran en forma líquida y alcanzan rápidamente las aguas naturales. Además, se liberan al aire cantidades significativas de muchos metales que son de nuevo transportados por la lluvia a la superficie terrestre. La escorrentía agrícola, los residuos mineros y el alcantarillado doméstico contribuyen también a las concentraciones de metales que se encuentran en las aguas naturales.
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Algunos contaminantes específicos TABLA 4.1.
Elemento
Fuentes y efectos más importantes de algunos metales y semimetales presentes en las aguas. Origen
Efectos tóxicos
Antimonio (Sb)
Industria esmaltes y tipografía
Patología cardiaca
Arsénico (As)
Minería; Pesticidas; Industria química
Tóxico en piel y sistema nervioso. Posible cancerígeno
Bario (Ba)
Minería; Industria pinturas
Sistema circu latorio
Berilio (Be)
Carbón; Industria nuclear y espacial
Tóxico, afecciones pulmonares. Posible cancerígeno
Cadmio (Cd)
Carbón; Minería; Tratamiento de metales
Afecciones renales, cardiovasculares. Hipertensión . Reemplaza bioquímicamente al Zn
Cobalto (Co)
Aleaciones; Tintes y pinturas, cerámicas, medicina nuclear
A altas dosis puede ser tóxico. Tóxico en peces a alta concentración
Cobre (Cu)
Recubrimiento de metales; Minería; Corrosión
Tóxico en algas y plantas. No muy tóxico en animales; sistema digestivo
Cromo (Cr)
Recubrimiento de metales; Industria textil y de curtido
Daños al sistema digestivo, riñón e hígado. Posible cancerígeno como Cr(VI)
Hierro (Fe)
Minería; Erosión, lixiviación de rocas y suelos; Fundición; Galvanotecnia; Corrosión
No tóxico. Problemas de sabor y turbidez. Daños a plantas a alta concentración
Manganeso (Mn)
Minería; Aleaciones; Lixiviado rocas y suelos. Industria química
No muy tóxico. A altas concentraciones daños al sistema nervioso, neumonía
Mercurio (Hg)
Minería; Carbón; Industria química; Fungicidas
Tóxico agudo y crónico. Daños al sistema nervioso y riñón
Níquel (Ni)
Cancerígeno en alta dosis, dermatitis, Recubrimiento de Metales; Aleaciones; Baterías; Catalizadores; náuseas Pigmentos
Plata (Ag)
Galvanoplastia; Fotografía; Moneda Daños riñón , hígado, piel y mucosas
Plomo (Pb)
Minería; Carburantes; Pinturas; Corrosión
Muy tóxico en niños y mujeres embarazadas. Daños al sistema nervioso, riñón . Anemia
Selenio (Se)
Carbón y petróleo; Minería del cobre
Afecta sistema nervioso a altas concentraciones. Hemorragias
Vanadio (V)
Carbón y petróleo; Erosión natural; Altas dosis produce problemas Aleaciones, catalizador, tintes gastrointestinales y de respiración y pinturas
Zinc (Zn)
Recubrimiento de metales; Aleaciones, pigmentos, pinturas, catal izad or
Fitotóxico a altas concentraciones
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EPISODIOS RELEVANTES DE ENVENENAMIENTO POR MERCURIO Caso de Minamata En 1950, el complejo que la compañía Nippo Chisson poseía en Minamata (Japón) incrementó su capacidad de producción de acetaldehído y policloruro de vinilo (PVC) introduciendo el uso de una gran cantidad de catalizadores de mercurio (clorometilmercurio) en el proceso de producción. Los residuos generadores se arrojaban a la bahía de Minamata sin ningún tratamiento y el agua se fue contaminando. En mayo de 1956, se presentaron los cuatro primeros pacientes que fueron hospitalizados con convulsiones severas, pérdidas intermitentes de conciencia, enajenaciones mentales transitorias y finalmente estado de coma. Los servicios médicos se mostraron sorprendidos por esta situación y se inició un estudio epidemiológico para tratar de determinar la causa de la enfermedad. El único factor que todos los pacientes presentaban en común ero que se trataba de personas que habían ingerido gran cantidad de pescado procedente de la bahía de Minamata. Después de numerosas investigaciones, se llegó a la conclusión de que la causa de la enfermedad ero el envenenamiento por mercurio, presente en forma de aquil-mercurio, en los peces de dicha bahía. Los daños ocasionados fueron enormes, hubo una alta mortalidad entre la población y se presentaron malformaciones genéticas en recién nacidos. En 1990 se reconoció que los vertidos fueron la causa de 987 muertes, 2.239 víctimas que no llegaron a morir yaún otros 2.093 personas están tratando de que se les reconozca su condición de víctimas.
Caso de Niigata En 1965, en Niigata se presentaron varios casos de pacientes con síntomas semejantes a los de los pescadores de Minamata, entre las personas que vivían a lo largo de las riberas del río Agano. Se reconoció que se trotaba de un «segundo Minamata», también en este caso existían en las cercanías de la industrializada ciudad de Niigata plantas de producción de acetaldehido, y otras fábricas que empleaban mercurio en sus procesos de producción. Aello se añadía el empleo de pesticidas organomercúricos. Como consecuencia del suceso, se produjeron 5 muertos y 26 personas se reconocieron como víctimas. En la primavera de 1966 el grupo de investigación nombrado para estudiar el caso, indicó que la causa más probable del desastre fue el vertido de metilmercurio en el efluente de la compañía Showa Denko, situada en el río Agano.
La persistencia en el ambiente de los metales ocasiona una problemática especial. A diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales no pueden degradarse ni biológica ni químicamente en la naturaleza. Los compuestos que contienen metales pueden alterarse, pero los elementos metálicos indeseables aún permanecen. En algunos casos tales alteraciones desembocan en especies que contienen el metal y son más tóxicas aún que las iniciales. Es importante, tanto desde el punto de vista de la toxicidad como de las posibilidades de tratamiento, la «forma» en que se encuentran las especies metálicas en las aguas. Nos referimos a un doble aspecto, por un lado la forma física (solución, dispersión coloidal o suspensión), y por otro, la forma química (estado de oxidación, ión metálico, ión complejo, ... ). En la Figura 4.1, se representa un esquema muy general de los
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Algunos contaminantes específicos
agentes oxidantes
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agentes reductores
OXIDACIÓN REDUCCIÓN Mem+
especies inorgánicas
microorganismos
---~~_A_D_s_o~R_c_1ó~N--' ··~ especies orgánicas
PRECIPITACIÓN
aniones inorgánicos
aniones org ánicos
c:J tipos de procesos CJ sustancias que intervienen Me n+ catión metálico en disolución
FIGURA
Sedimentos • Rocas • Suelo
4.1. Procesos principales en los que intervienen los cationes metálicos en las aguas.
procesos en los que están implicados los metales en las aguas y que originan las diferentes formas en que pueden encontrarse. En general, las formas iónicas libres y complejas del metal se encuentran en estado de disolución; los productos de adsorción y de enlace con especies macromoleculares llevan al metal a una forma particulada y coloidal; la formación de especies poco solubles induce, junto a la precipitación de las mismas, la estabilización en algunos de los casos de formas coloidales (MexCOH)y, MexSy, ... ). La proporción en la que un metal se encuentra en las distintas formas (iones libres-iones complejos, disuelto-suspensión), depende de cada agua en concreto, ya que es función de la concentración de todas las sustancias presentes y de las condiciones de presión, temperatura y fuerza iónica, que influyen en los valores de las constantes de equilibrio de cada uno de los procesos. La estabilidad de los metales permite también que sean transportados a distancias considerables, tanto por el aire como por el agua. Uno de los resultados más graves de su persistencia es la amplificación biológica de la concentración de los metales en las cadenas tróficas. Como consecuencia de este proceso, los niveles de metales en los miembros superiores de la cadena alimentaria pueden alcanzar valores mucho más elevados que los que se encuentran en el aire o en el agua contaminados, lo que puede ocasionar que muchas plantas o animales lleguen a constituir un peligro para la salud al ser utilizados como alimento. © Ediciones Paraninfo
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O Algunos contaminantes específicos 4.1.3. Elementos traza esenciales Algunos metales considerados como contaminantes son necesarios en cantidades traza para los animales y plantas. Así pues, debe alcanzarse un equilibrio entre un exceso y un defecto en lo que se refiere a estos metales esenciales. En la Tabla 4.2 vemos los datos referentes a metales y actividades biológicas para los que resultan esenciales. TABLA 4.2. Metales esenciales para la vida.
Elemento metálico Metales ligeros abundantes Calcio Magnesio Potasio Sodio Metales pesados en cantidades traza Cobalto Cobre Cromo Estaño Hierro Manganeso Molibdeno Vanadio Zinc
Aspecto biológico para el que es esencial Componente principal del hueso, necesario para algunas enzimas. Activa muchas enzimas. Catión celular principal. Catión extracelular principal. Activa muchas enzimas, presente en la vitamina 812. Esencial en enzimas oxidativas y otras, también en la hemocianina. Esencial en animales superiores, relacionado con la actividad de la insulina. Esencial en ratas, aunque se desconoce su función. Esencial en la hemoglobina y muchas enzimas, es el ión metálico de transición más importante. Activa varias enzimas. Activa varias enzimas. Esencial para plantas inferiores, ciertos animales marinos y el hombre. Activa muchas enzimas.
Fuente: The Chemical Elements of Lite, Scientific American, Julio 1972.
En esta tabla, cuatro de los elementos son metales ligeros abundantes y nueve son trazas y pesados. Estos últimos se incorporan usualmente a las proteínas, algunas de las cuales se comportan como enzimas o catalizadores biológicos. Los metales ligeros forman con facilidad iones en disolución y de esta manera ayudan a mantener la neutralidad eléctrica de los fluidos y de las células corporales. También contribuyen al mantenimiento del volumen apropiado de líquido en la sangre y otros fluidos corporales.
4.1.4.
Contaminantes metálicos más importantes
Podemos diferenciar la mayor o menor peligrosidad de los metales en relación a diversos factores: toxicidad, abundancia, fuentes de aportación, forma química en la que se encuentran, etc. Elegiremos la clasificación en función de su toxicidad (niveles de DL50 o EC 50) que se utiliza desde el punto de vista legislativo. 94 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
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Así, vemos en la Tabla 4.3, una relación de metales ordenados en función de su límite de tolerancia en la legislación europea de aguas potables. Cuanto menor es su valor mayor es la toxicidad del elemento. TABLA 4.3.
Metal Zinc Cobre Hierro Manganeso Cromo Níquel Plomo Selenio Antimon io Cadmio Mercurio
Niveles de tolerancia a metales
Límite de tolerancia 5.000 µg/I oligoelemento 2.000 " oligoelemento 200 oligoelemento 50 " oligoelemento 50 " oligoelemento 20 " 10 " 10 " 5 " 5 " 1 "
Aunque la legislación actual (Directiva 98/83) la ha eliminado, la anterior legislación española de aguas potables (R.D. 1.138/1990) establecía una distinción entre los diversos elementos metálicos según su mayor o menor peligrosidad. Así, hablaba de: Caracteres físico-químicos del agua: Ca, Mg, Na, K y Al. Sustancias no deseables: Fe, Mn, Cu, Zn, Co, Ba y Ag. Sustancias tóxicas: As, Be, Cd, Cr, Hg, Ni, Pb, Sb, Se y V. En esta clasificación se incluían elementos semimetálicos (elementos en cursiva) y podíamos observar que los metales en negrita, que corresponden al grupo de metales pesados, se encuentran en su totalidad en los apartados más peligrosos de sustancias tóxicas y no deseables. Dentro de los elementos metálicos tóxicos sólo observamos la presencia de un metal ajeno a este grupo de metales pesados, el berilio. Es importante destacar que en la contaminación por metales la mayor o menor toxicidad o peligrosidad no es sólo debida a la naturaleza y concentración de los mismos, como indica lo señalado anteriormente, sino que cobra especial importancia un tercer factor, la forma química en que se encuentren. En el estudio posterior del mercurio se detallará este aspecto. Por su importancia histórica y toxicidad específica y bien estudiada, quizá merezca destacarse la contaminación producida por algunos metales determinados, para lo que hemos elegido dos, mercurio y plomo.
Mercurio Las principales fuentes mercuriales son la producción de aparatos eléctricos, las industrias de cloro-álcali que emplean celdas de mercurio y el uso como fun© Ediciones Paraninfo
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D Algunos contaminantes específicos gicida en pinturas y agricultura. Actualmente, está cobrando cada vez más importancia el mercurio lanzado a la atmósfera en la combustión del carbón en las centrales térmicas y que acaba depositándose en la superficie terrestre. Se utiliza en tres formas que es preciso señalar y cuya importancia en orden de magnitud es la siguiente: - directamente como metal - formando parte de compuestos orgánicos (alquil y arilmercúricos) - formando parte de compuestos inorgánicos (cloruro, óxido, ...) La toxicidad parece ser debida a la inhibición enzimática y al daño celular provocado por su fuerte unión con los grupos de azufre. La dosis inocua máxima para ingestión es de 30 mg/persona-día. El límite legal establecido en aguas potables es de 1 µgil . En la Figura 4.2 se resumen las relaciones entre las formas mercuriales y sus efectos, siendo como vemos los organomercúricos los más peligrosos. Los compuestos más tóxicos, los metilmercuriales (CH 3) 2 Hg en medio alcalino y CH3Hg• en medio ácido, llegan a las aguas por vertido directo, o por vía indirecta a través de transformaciones biológicas de otros compuestos de mercurio por ciertos microorganismos. La forma de acumularse en el organismo es la siguiente: Proteínas- SH + CH3Hg• ~Proteínas - S- Hg- CH3 _H_c_i~CH 3 HgCl (lipofílico) Son famosas las contaminaciones por mercurio, debido a su acumulación en seres vivos, en Minamata (Japón 1953), donde perecieron muchos pescadores,
Daños en riñones e hígado (Hg2+ , Hg~+) y cerebro (Hgº) Tiempo de r¡tención corto
Hg inorgánico elemental (Hgº) sales y complejos Hg 2+, Hg ~+
Hg orgánico
Hg orgánico
Arilderivados
Alquiderivados
(C,H,HgR,C,H,Hg+)
(RHgR,RHg+)
'
Daños en todos los tejidos Tiempo de retención muy largo
FUENTE: Environment (mayo 1969). Committee for Environmental lnformation.
FIGURA 4.2. Relaciones entre las diferentes especies tóxicas de mercurio.
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Algunos contaminantes específicos D Niigata (Japón 1965) y en Suecia, donde en los años 60 se observó el descenso de poblaciones de muchas aves. Estos sucesos obligaron a reducir la cantidad de mercurio en las aguas residuales a partir de 1970 en diferentes industrias, como por ejemplo en la cloro-álcali, que ha llevado a la sustitución de las celdas de mercurio.
Plomo Las principales fuentes antropogénicas de plomo son la producción de baterías de plomo para automóviles, industrias de diversos productos metálicos (armas, plomo laminado, ... ) y de productos químicos (tetraetilplomo para gasolinas). En menor proporción contribuyen también los pigmentos para pinturas y el vidriado en alfarerías. En algunas épocas hubo importantes episodios de envenenamiento por plomo debido a las cañerías fabricadas con este material utilizadas en fontanería interior y exterior, pero actualmente esto ha dejado de ser un problema. Las consecuencias de envenenamiento por plomo son la anemia (el plomo influye en la síntesis del grupo hemo, inhibiendo la actividad enzimática) y la interferencia con otros enzimas, principalmente del riñón. La ingestión diaria de 1 mg/l puede crear una toxicidad crónica. Debido a su fuerte toxicidad, el límite está establecido en la última Directiva de la UE (noviembre de 1998) para aguas potables en 0,01 mgll (10 µgil), valor que en la anterior legislación española era de 50 µgil. Esos niveles se pretenden conseguir en un plazo de 15 años y mientras tanto se permite un nivel de 25 µgil. La forma química de los compuestos de plomo es importante; así, la principal fuente de plomo para el organismo es el plomo inorgánico, incorporado a través de los tractos gastrointestinales y respiratorios. Los organoplúmbicos, como el tetraetilplomo, se absorben rápidamente a través de la piel y membranas mucosas. El estado de oxidación divalente es la forma más estable del plomo en aguas naturales. En el agua se encuentra principalmente en forma de ión Pb+ 2 hidratado y Pb(OH)+, en concentraciones que dependen del pH del medio. Las especies orgánicas más significativas son el tetraetil y el tetrametilplomo, (C2H 5) 4Pb y (CH 3) 4Pb; son muy poco solubles en agua pero sí lo son en materias grasas. En cuanto a su origen, además del industrial, se sugiere que es posible su formación en condiciones naturales mediante la acción de microorganismos.
4.2. CONTAMINACIÓN POR BIONUTRIENTES: EUTROFIZACIÓN Esta denominación se utiliza para referirse a compuestos que contienen nitrógeno y/o fósforo. Pueden tener una naturaleza muy diversa desde el punto de vista químico, puede tratarse de compuestos inorgánicos que contienen nitrógeno en cualquiera de sus posibles formas más o menos oxidadas -compuestos amoniacales, nitritos y nitratos-, o de compuestos orgánicos en cuya constitución exista el nitrógeno -por ejemplo, aminoácidos y proteínas-. Unos y otros son susceptibles de sufrir oxidación química o biológica y transformarse en nitratos, que son los verdaderos causantes de los problemas de eutrofización de las aguas. © Ediciones Paraninfo
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D Algunos contaminantes específicos En cuanto a los compuestos de fósforo, podemos indicar que también pueden tener naturaleza inorgánica -fosfatos principalmente- u orgánica -organofosforados-. Los compuestos de nitrógeno y fósforo, junto con otros elementos y sustancias tales como el carbono, potasio, azufre (todos ellos macronutrientes), y numerosos metales traza como Co, Cu, Fe, Mn, Mo, V o Zn (micronutrientes u oligoelementos), son especies necesarias para el crecimiento vegetal, por lo que reciben el nombre de nutrientes o bionutrientes y son suministrados a las plantas acuáticas gracias a diversos procesos naturales. El enriquecimiento desmesurado del agua con nutrientes se denomina a menudo eutrofización (eutrófico significa bien nutrido). En sentido estricto, la eutrofización no debería considerarse como contaminación del agua, sino un fenómeno natural y necesario. La mayoría de los elementos que necesitan las plantas para crecer están a su disposición en cuantías muy superiores a sus requerimientos, pero algunos están en cantidades próximas a las que precisa el crecimiento vegetal, éstos son los denominados elementos limitantes del crecimiento y entre ellos se encuentran el nitrógeno y el fósforo. La actividad humana ha aportado grandes cantidades de estos elementos limitantes, liberando excesivos bionutrientes en los ecosistemas acuáticos, lo que ha ocasionando un incremento desmesurado de la población vegetal y una gran aceleración de los procesos naturales de eutrofización. E >te hecho ha provocado ya graves problemas, especialmente importantes en muchos lagos y embalses de diversos países de todo el mundo, debido al carácter de baja movilidad y escasa capacidad de intercambio o renovación de este tipo de aguas. En corrientes de agua y zonas costeras la eutrofización conduce principalmente al desarrollo de vegetación de carácter macroscópico y el exceso de nutrientes es arrastrado por las aguas. En lagos y embalses, junto a un desarrollo macrofítico en superficie, la eutrofización se caracteriza por el desarrollo de vegetación microscópica (algas de diferentes tipos). Lo que en principio puede suponer un beneficio para la vida acuática, debido al aumento de materia vegetal, se traduce en realidad en un grave problema de contaminación, pues al producirse la descomposición vegetal se induce una disminución drástica de oxígeno disuelto, lo que puede acabar con la vida normal de ese medio acuático. Esto puede llevar a la desaparición de especies piscícolas superiores, y termina aportando olores y sabores poco agradables al agua, debido a las condiciones anaerobias que se generan. Según algunos estudios, se considera al fósforo como el responsable principal de la eutrofización en aguas de lagos y embalses, siendo el nitrógeno (nitratos) el elemento limitante en otras aguas de carácter abierto, aguas marinas e incluso dulces, al menos temporalmente. Se han hecho extensos estudios en gran cantidad de aguas sobre estos dos elementos limitantes del crecimiento, nitrógeno y fósforo, y estas especies han sido identificadas a menudo como los causantes de los problemas de la eutrofización «cultural», ya que en muchos lugares el origen de hasta el 70-80% del nitrógeno y fósforo que llega a las aguas superficiales es antropogénico. Así, en la Tabla 4.4 se recogen datos, referentes a USA, pero totalmente extrapolables a sociedades con un grado semejante de desarrollo, de las fuentes originales del fósforo y nitrógeno que entran en el ambiente acuático.
98 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos O TABLA 4.4. Origen del nitrógeno y fósforo en el medio acuático.
Fuente
Natural Origen antropogénico Aguas residuales domésticas Escorrentía de zonas urbanas Tierras cultivadas Zonas ganaderas Total
Fósforo (Millones de kg/año) 245-711 686-1.015 387-446 19 110-380 170 931-1.726
Nitrógeno (Millones de kg/año) 1.035-4.21 o 3.990 1.330 200 2.040 420 5.020-8.200
FUENTE: A. Ferguson, Environmenta/ Science and Techno/ogy, American Chemical Society (1968).
Observamos cómo las aguas residuales domésticas son una fuente importante de nutrientes, así como la escorrentía de tierras de cultivo y el consiguiente arrastre de sustancias fertilizantes; y en el caso del nitrógeno, también es preciso señalar que en las aguas naturales entran, a través de la lluvia, cantidades sustanciales de nitratos procedentes de los NOx atmosféricos. En lo que respecta al fósforo, es de mucha importancia la aportación del mismo a las aguas superficiales, en forma de fosfatos, ocasionada por el uso de detergentes. Como se verá en el siguiente apartado, se está centrando el estudio de disminución de bionutrientes en estos productos, ya que las fuentes de fósforo son más localizadas que las de nitrógeno. En la Figura 4.3 podemos observar un mapa de los embalses en España y los graves problemas de eutrofización que presentaban ya hace algunos años, en datos aportados por el Ministerio de Obras Públicas. La situación no ha hecho más que empeorar en los últimos tiempos, por lo que la Unión Europea ha obligado a declarar a todos sus países miembros las denominadas «zonas sensibles a la eutrofización». En estas zonas de ríos, estuarios, bahías, embalses y lagos, la legislación para vertidos que contengan compuestos de nitrógeno y fósforo es mucho más estricta. Así, por ejemplo, los requisitos para vertidos procedentes de instalaciones de tratamiento de aguas residuales urbanas en zonas sensibles propensas a la eutrofización incluyen un control adicional a los parámetros generales (DBO, DQO y SS), para los compuestos de nitrógeno y fósforo, estableciendo que no deben superarse las concentraciones siguientes - Nitrógeno total: 15 mg/l (poblaciones de 10.000 a 100.000 hab-eq.) y 1 mg/l (poblaciones de más de 100.000 hab-eq.). - Fósforo total: 2 mg/l (poblaciones de 10.000 a 100.000 hab-eq.) y 1 mg/l (poblaciones de más de 100.000 hab-eq.). (Directiva 271191 de la CEE de 21 de Mayo; R. D. 509/96 de 15 de Marzo) En la Tabla 4.5 se indican los niveles de eutrofia establecidos por la OCDE (1980). Junto a la concentración de fósforo, se recogen también otros dos parámetros indicadores de presencia de materia vegetal, la producción clorofüica y la transparencia del agua. Se observa cómo al aumentar el grado de eutrofización, aumenta el contenido en fósforo del agua y la producción de clorofila, a la vez que disminuye la transparencia de la misma, debido a un gran desarrollo del fitoplancton. © Ediciones Paraninfo
99
D Algunos contaminantes específicos
~-~-,
B-~-;~o'·····-·J·····-··· 44,5%
()
35,5%~----~63,1%
C127,4% Media estatal
Fuente: Medio Ambiente en España, 1984, MOPU. Dirección General de Medio Ambiente. FIGURA 4.3. Eutrofización de embalses por cuencas.
TABLA 4.5. Niveles de eutrofia.
Nivel de eutrofia Ultraoligotróficos Oligotróficos Mesotróficos Eutróficos Hipereutróficos
Fósforo tola 1 {µg/ 1) <4 4-10 10-35 35-100 > 100
Producción clorofílica (mg/m 3 ) <1 1-2,5 2,5-8 8-25 > 25
Transparencia (Visión disco Secchi) (m) >12 12-6 6-3 3-1,5 < 1,5
Otros métodos de observación del grado de eutrofia de las aguas se centran en el estudio del tipo de vegetación (aparición, disminución o presencia de determinadas especies), o en la variación de la fauna planctónica y población piscícola de las mismas. En lagos y embalses es característica la aparición de una vegetación planctónica exuberante (algas filamentosas y lirios de agua en superficie) y una invasión de algas cianofíceas, junto a la desaparición de fauna en las zonas más profundas y de las especies más nobles de peces. 100 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos D En relación a los parámetros físico-químicos, hay que señalar como indicadores de eutrofia, junto al incremento del nivel medio de bionutrientes (N y P), la disminución de oxígeno disuelto (agotamiento total en verano en el hipolimnion, por ejemplo), la alteración del color, el aumento de la turbidez o el aumento de concentración de especies reducidas en las zonas más profundas -sulfuro de hidrógeno, ión amonio, hierro, manganeso y materia orgánica no mineralizada-. Los gráficos (Figura 4.4) que se muestran a continuación representan los perfiles verticales de algunos de los parámetros comentados anteriormente y pueden servir de ejemplo para diferenciar el estado más o menos eutrófico en aguas lacustres. Hay que indicar que es una muestra de tipo genérico y cualitativo, para lagos estratificados, y que los valores reales dependerán de cada agua en concreto. Podríamos destacar los siguientes aspectos: las condiciones anaerobias en el hipolimnion, en el estado eutrófico, causadas por la acumulación de materia vegetal muerta que se refleja, además de por una concentración nula de oxígeno disuelto, por el aumento del nitrógeno en su forma reducida, ión amonio, y por la disminución de la forma oxidada, ión nitrato. El aumento del grado de eutrofia del agua con la profundidad se observa también en el aumento continuado del fósforo total.
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EUTRÓFICO
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AUMENTO DE CONCENTR ACIÓN
FIGURA 4.4. Perfiles verticales «idealizados» de oxígeno disuelto, temperatura, ión amonio (NH/), nitratos (N0 3º) y fósforo total (Pr) en lagos estratificados.
4.3.
DETERGENTES
Para comprender los problemas medioambientales ocasionados por el empleo de detergentes debemos, en primer lugar, analizar brevemente su composición y la naturaleza de las diversas sustancias que los constituyen. La Organización Internacional de Normalización, en su norma ISO/DPR 862 de 1980, define un detergente como un producto cuya composición ha sido establecida especialmente para una operación de limpieza mediante el desarrollo de los fenómenos de detergencia. Detergencia: es el proceso por el cual las suciedades son separádas del sustrato sobre el que estaban retenidas, y puestas en estado de disolución o dispersión. © Ediciones Paraninfo
101
D Algunos contaminantes específicos Las funciones de un detergente son desprender la suciedad de la superficie a limpiar y dispersar o disolver la suciedad en el líquido de lavado, de tal modo que el sustrato limpio pueda separarse del líquido de lavado sin que la suciedad vuelva a depositarse sobre él. En lo que respecta a la composición, un detergente está formado por un conjunto de sustancias de propiedades físico-químicas diversas, cada una con una función específica dentro del proceso global de lavado, y otras cuyo objetivo es facilitar su fabricación o conferir al producto una serie de propiedades que favorezcan su aceptación comercial. En la formulación de un detergente se distinguen por un lado el principio activo o verdadero agente de lavado, denominado en general surfactante o tensoactivo y, por otro, los componentes complementarios.
4.3.1.
Composición de los detergentes
A continuación podemos ver la composición media de los detergentes sintéticos que más se utilizan hoy en día: l. PRINCIPIOS ACTIVOS 10-15%
2. COADYUVANTES (Agentes anticalcáreos) 30-40%
3. REFORZADORES 0-2% 4. ADITIVOS
5. CARGAS 5-40%
Jabones Surfactantes aniónicos Surfactantes catiónicos Surfactantes anfóteros Surfactantes no iónicos Polifosfatos Zeolitas Carbonatos Sales del ác. nitrilotriacético (NTA) Silicatos Citratos Alcanolamidas Óxidos de aminas Agentes de blanqueo (Perboratos 20-30%) Inhibidores de corrosión (Silicatos 3-5%) Agentes antirredeposición (1-2%) Agentes antiespumantes Colorantes (0,1%) Perfumes (0,2%) Agentes bactericidas Sulfato sódico 5-18% (en detergentes sólidos) Agua Alcohol
6. ENZIMAS De entre las sustancias que forman parte de su composición, nos fijaremos sobre todo en los surfactantes y los coadyuvantes, debido a que son los responsables en mayor medida de los principales problemas de contaminación del agua. Los surfactantes o agentes tensoactivos son compuestos orgánicos que rebajan la tensión superficial del agua, lo que permite que ésta penetre en el tejido textil, formando puentes entre las partículas de suciedad y el agua, gracias a su carácter «bipolar». Los más utilizados son los de tipo aniónico, en la actualidad se emplean alquilbencenosulfonatos de cadena recta (ABS o LAS), tales como el dode-
102 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
cilbencenosulfonato de sodio, derivado del ácido laúrico, del que proviene la abreviatura LAS. En su estructura poseen una parte no polar, constituida por una cadena orgánica (lipófila), y un extremo polar (hidrófilo) por los que se unen, respectivamente, a las partículas de suciedad y al agua. En algunas legislaciones estos componentes de los detergentes se denominan «agentes tensoactivos al azul de metileno», debido al método analítico empleado en su determinación. Los coadyuvantes tienen una función secuestrante de los iones calcio (II) y magnesio(II), con los que forman grandes complejos solubles en el agua, para que estos iones metálicos no interfieran con la acción del surfactante por precipitación de las sales insolubles correspondientes. Otra función de los coadyuvantes es aumentar, por hidrólisis, la alcalinidad del agua de lavado, que es necesaria para la eliminación efectiva de la suciedad. También cumplen la finalidad de complejar el hierro y el cobre de la lejía que podrían dar reacciones de descomposición del perborato empleado como agente de blanqueo. Los más comunes son los polifosfatos P 30 105- que poseen la siguiente estructura química:
o· o- o· ]sr·o-ri-o-ri-o-ri-oo o o
4.3.2.
Problemas de contaminación
Los problemas derivados de cada uno de los diferentes tipos de componentes que entran en la formulación de los detergentes se pueden sintetizar de la siguiente forma: A) Surfactantes o agentes tensoactivos: ocasionan la formación de espumas, pueden inducir toxicidad en el agua y son agentes contaminantes con requerimiento de oxígeno. B) Coadyuvantes: centrándonos en los polifosfatos por ser los más empleados, son agentes implicados en el problema de eutrofización de las aguas. C) Otros agentes: contaminación generada por algunos de los compuestos que completan la formulación de los detergentes. A) El primer problema de contaminación que se percibió fueron las grandes cantidades de espuma originada por los surfactantes; el motivo era la baja biodegradabilidad de los que se emplearon en un principio a causa de las cadenas hidrocarbonadas ramificadas que poseían. La sustitución por surfactantes de cadena lineal aumenta en gran medida la biodegradabilidad de los mismos.
TPS (Tetrapropilensulfonatos)
LAS (Laurilsulfonato de sodio)
Surfactantes de cadena ramificada (TPS) y lineal (LAS). © Edic iones Paraninfo
103
D Algunos contaminantes específicos Por tanto, las cantidades de espuma han disminuido considerablemente, si bien hay que señalar que la demanda de oxígeno los convierte en contaminantes con requerimiento de oxígeno, aumentando los parámetros de DBO y DQO, así como todos aquellos indicadores de materia orgánica en las aguas. En el siguiente esquema se observan los procesos de biodegradación de los agentes surfactantes de los detergentes, tanto de la cadena hidrocarbonada como del núcleo aromático de sus moléculas: Degradación de la cadena hidrocarbonada
Degradación del núcleo aromático
H
e HC~ °"-..OOOH 1 HC~ /COOH
e
H
H2
H2
HaC-COOH + COOH -c-C-COOH
La toxicidad de los tensoactivos parece ser más elevada para los animales de sangre fría (peces), pues origina problemas en las branquias. Pueden inhibir la captación de oxígeno del agua, por reducción del coeficiente de transferen104 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
cia, y para el hombre no está descartada la posibilidad de producir eczemas, alergias, herpes o problemas por absorción intestinal. También pueden plantear problemas en los procesos de tratamiento en estaciones depuradoras en las etapas de floculación y, en especial, en las poblaciones bacterianas de ciertas bacterias autótrofas. B) El mayor problema de los detergentes actuales se centra en el alto contenido en fósforo de los coadyuvantes del tipo de polifosfatos. Estas sustancias en sí no acarrean problemas ambientales, ya que sufren un lento proceso de hidrólisis del tipo: P30 105- + 2 H 2 0 __,. 2 HPO/ + H 2 Po 4-
pero el contenido en fósforo (bionutriente vegetal), las implica en el proceso de eutrofización de las aguas. Se considera que el uso de los detergentes es el origen del 50% de los fosfatos presentes en las aguas residuales, y en algunas zonas de hasta el 70%. Las alternativas de eliminar esta contaminación no son sencillas. Existe polémica acerca de la idoneidad de utilizar o no fosfatos, para ello se debe tener en cuenta: a) los fosfatos no son tóxicos para la salud, se utilizan en fibras de todo tipo, se pueden eliminar con efectividad en las aguas residuales y están muy bien estudiados; éstas son las razones que los avalan. b) pueden sustituirse por los siguientes compuestos: - Zeolitas sódicas (Tipo A). Es una variedad de minerales arcillosos de carácter natural o sintético, pero que es necesario combinar con productos menos inofensivos, como los fosfonatos y policarboxilatos (estos últimos se biodegradan mal, pero se utilizan en cantidades reducidas), ya que las zeolitas en sí mismas tienen algunos problemas. Secuestran muy bien el calcio, pero mal el magnesio; además la presencia en las zeolitas de impurezas metálicas ocasiona la catálisis de descomposición del perborato (blanqueante), razón por la que también se les añade el fosfonato. Su insolubilidad en agua impide utilizarlas en detergentes líquidos. En la actualidad son los sustitutos más utilizados de los polifosfatos en detergentes sólidos. - NTA (sal sódica del ácido nitrilotriacético ). H2 H c-coo·Na+ Na+coo---c2- - N /
~C--COO-Na+
Cuando se emplea este compuesto, debemos considerar los problemas que conlleva, que podríamos resumir así: - Aumenta la carga orgánica contaminante del agua. - No se conocen aún con detalle sus efectos sobre la salud. - Es preciso añadir la sal sódica del ácido etilendiaminotetracético (EDTA) en la formulación del detergente y sus efectos sobre la salud tampoco se conocen aún perfectamente. - Citrato de sodio. Se degrada muy fácilmente, pero tiene problemas de coste elevado, bajo poder secuestrante y escasa eficacia a altas temperaturas. © Ediciones Paraninfo
105
O
Algunos contaminantes específicos
H2 C-COO"Na
+
1
HO-C-COO"Na + 1
H2C-COO"Na
+
- Carbonatos y silicatos. El problema es que aumentan la alcalinidad del agua hasta valores demasiado elevados de pH, entre 10,5 - 11, y en esas condiciones forman precipitados con el calcio (II) y magnesio (II) que se depositan en las ropas. C) Algunos de los problemas medioambientales de otras sustancias son: -Blanqueadores químicos (20-30%). Puede ser perborato sódico tetrahidratado, el principal problema que puede ocasionar es la presencia de los residuos de boro que no se eliminan totalmente en las depuradoras y pueden provocar problemas si se utilizan como aguas de riego. -Blanqueadores ópticos o fluorescentes (0,1%). Son derivados del ácido estilben-disulfónico. El problema es que son poco biodegradables y permanecen en los lodos de depuradoras y en las aguas residuales. Se han encontrado estos tipos de agentes en algunas cadenas tróficas fluviales. Su acción tóxica y alérgica está en estudio. -Enzimas (0,1-1 %). Se emplean proteasas (amilasas y lipasas), que pueden plantear problemas de alergias y asma, sobre todo en la manipulación del detergente. Un ejemplo comparativo de algunas formulaciones tipo de detergentes con y sin fosfatos son las de la Tabla 4.6, existiendo un gran debate sobre los aspectos más o menos contaminantes de ambos. En los detergentes en polvo vemos las diferencias ya comentadas en cuanto a los aditivos necesarios, cuando se emplean zeolitas como coadyuvantes en lugar de fosfatos. En los líquidos, se puede observar que el empleo, en menor cantidad, de otros coadyuvantes distintos de los polifosfatos, se hace a costa de un porcentaje mucho más elevado de agente tensoactivo y del empleo de disolvente orgánico. Podemos señalar que las tendencias actuales están dirigidas a la reducción del contenido en fosfatos, especialmente cuando el uso de detergentes se realiza en zonas sensibles a la eutrofización y a estudiar los problemas de lavado y de contaminación de sus sustitutos. Las últimas tendencias se encaminan hacia el empleo de los denominados detergentes realmente ecológicos.
4.3.3.
Detergentes ecológicos
Un detergente que se considerase verdaderamente ecológico debería cumplir los siguientes requisitos: 1) Minimización de la contaminación en el proceso de obtención y tratamiento de las materias primas, así como ahorro de energía en esta primera etapa, lo cual implicaría renunciar al uso de tensoactivos sintéticos y utilizar sustancias vegetales naturales. Además, tendrían que ser elaborados mediante las denominadas tecnologías blandas. 2) El detergente debe ser inofensivo para la salud (por ejemplo no producir problemas en la piel), tanto para los consumidores como para los trabajadores que los manipulan, lo que implica renunciar a la utilización de enzimas y blanqueadores ópticos. 106 ©Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos TABLA
O
4.6. Composición media, en tanto por ciento, de detergentes con y sin fosfatos. Detergente
Agentes tensoactivos
Coadyuvantes
Álcalis Sistemas de blanqueado Otros aditivos
En polvo Líquidos Con fosfatos Sin fosfatos Con fosfatos Sin fosfatos 12 15 13 49
Aditivos Polifosfatos 28 Zeolita o Citrato de sodio o Polímeros orgánicos o Fosfonatos 0-0,2 EDTA 0-2 Silicato de sodio 6 Carbonato de sodio 5 Perborato de sodio 14 Enzimas 0,3 Blanqueadores ópticos 0,2 Antideposición 1 Antiespumantes o Perfume 0,2 Sulfato de sodio 21, 1-23,3 Agua 10 Disolvente orgánico o
o o
25
4 0,4 2,5 4 15 18 0,5 0,2 1
o
0,2 9,2 5
o
o o
o o 2 o 1 o o o o
0,3 0,2
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25
o o o 0-0,2 o 1
o
o
0,2 0,2
0,2 0,2
59,9-60,1
36,9
o o
o o
FUENTE: Scientific Committee on Phosphates (SCOPE), Bruselas 1990.
3) No deben producir contaminación del m edio ambiente en su fase residual, es decir, deben ser inocuos para la fauna y flora de ríos y lagos, para lo que es preciso que se degraden en un 100%, o al menos en un porcentaje superior al 95%, en la propia naturaleza sin necesidad de caros sistemas de depuración artificial y que tengan un mínimo de coadyuvantes de carácter eutrófico. 4) Deben «agredir» o deteriorar lo menos posible los tejidos.
Formulación Los detergentes ecológicos, o alternativos, adoptan para su formulación el llamado criterio ecológico de limpieza, es decir, piensan en todos los componentes, no sólo prácticamente en los agentes de blanqueado, como se hace con los convencionales. Siguen dos modelos de fabricación: a) Sistema «mecano» o articulado: ofrece tres productos por separado: - Un tensoactivo a base de jabón natural junto a carbonato y silicato sódicos. - Un desendurecedor a base generalmente de álcalis. - Un blanqueador natural a base de oxígeno. b) Sistema integrado: en su composición se incluyen los siguientes agentes: - Tensoactivos de carácter natural, jabón vegetal de Marsella y laurilsulfato de coco, por ejemplo. - Zeolita reforzada con carbonato sódico como desendurecedor. - Blanqueador activo e inofensivo como el percarbonato, es decir; carbonato de sodio con cantidades variables de peróxido de hidrógeno como agua de cristalización (Na2C03 .x H 20 2) , que se descompone originando agua, oxígeno y sosa. © Ediciones Paraninfo
107
D Algunos contaminantes específicos - Sulfato mineral como potenciador del tensoactivo. - Almidón de trigo y aceites esenciales naturales para darle un aroma agradable. En este tipo de detergentes es innecesario el uso de suavizantes, porque no disuelven la grasa natural de las fibras como lo hacen los convencionales.
4.4.
PESTICIDAS
Bajo la denominación de pesticidas o plaguicidas se engloban los productos químicos empleados para combatir los parásitos de los cultivos, del ganado, de los animales domésticos y del hombre y su ambiente en general. Se pueden clasificar de muy diferentes formas, por ejemplo, según su origen (naturales y sintéticos), naturaleza química, propiedades, campo y tipo de acción, etc. Puede destacarse la clasificación según el objetivo o campo de acción al que están destinados los pesticidas, así, se conocen: - Insecticidas: tóxicos para insectos. - Fungfoidas: combaten los mohos (hongos). - Herbicidas: atacan malas hierbas. -Antibióticos: inhiben el desarrollo de microorganismos patógenos. - Esterilizantes: inhiben la reproducción de los insectos. Otros plaguicidas específicos: Acaricidas (ácaros), rodenticidas (ratas), molusquicidas (caracoles), nematocidas (gusanos), defoliantes (hojas de plantas). En un breve apunte histórico habría que señalar que hasta comienzos del siglo XX los plaguicidas utilizados eran compuestos inorgánicos y algunos insecticidas naturales, como la nicotina, la rotenona y piretrinas (extractos de plantas). Es a comienzos de siglo cuando empiezan a emplearse compuestos organometálicos (organomercúricos) y aceites. Los finales de la década de los 30 (síntesis del DDT) pueden señalarse como el comienzo de la era de los pesticidas orgánicos sintéticos, avanzando en el descubrimiento de sustancias cada vez más selectivas. El enorme beneficio del descubrimiento de estos compuestos sobre la salud y la agricultura ha ido contrastando con los graves problemas de carácter medioambiental de los mismos, incluidos los ocasionados sobre la propia salud humana. La búsqueda de nuevas alternativas a estos productos parece ser el futuro hacia el que actualmente nos encaminamos. Formulación de un plaguicida: este tipo de compuestos casi nunca se utilizan «puros» tal como se obtienen en la industria, sino que se acondicionan de manera adecuada. En su formulación se incluye la «materia o principio activo», más o menos diluida en un soporte sólido o disolvente líquido, junto a otras sustancias auxiliares. En la actualidad existen del orden de 100.000 formulaciones distintas con unos 1.500 principios activos diferentes, con una mezcla de nomenclatura química y comercial que complica enormemente su identificación.
4.4.1. Naturaleza de los pesticidas De acuerdo con su estructura química se clasifican en inorgánicos y orgánicos. También existen algunos que tienen una naturaleza mixta, orgánica-inorgánica, son los denominados organometálicos (fundamentalmente organomercúri108 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
cos y estánnicos). La mayor parte de los pesticidas empleados en la actualidad son de tipo orgánico sintético y por lo tanto serán tratados en mayor extensión. A) Pesticidas inorgánicos: corresponden en una buena p arte a compuestos de elementos tóxicos de carácter metálico y no metálico. Algunos ejemplos son: - Compuestos de arsénico: acetato arsenito de cobre (II) o verde París, Cu(CH3 C00) 2 .3 Cu(As02 ) 2 hidrogenoarseniato de plomo (II) , PbHAs04 - Insecticidas -fluorados: criolita, Na3AlF6 fluorosilicato de sodio , Na 2 SiF6 fluoruro de sodio, NaF - Fungicidas inorgánicos: azufre mezcla Burdeos o caldo bordelés, 3Cu(OH)2 .CuS04 .CaS0 4 hidroxicloruro de cobre (II), 3Cu(OH)2 .CuCl2 .H2 0 - Herbicidas inorgánicos: bórax o tetraborato de sodio, Na2B4 0 7 clorato de sodio, NaCl0 3 amidosulfonato de a monio (H 2NS0 3NH4 ) B) Pesticidas orgamcos: como ya se ha dicho, son los utilizados en mayor extensión en las últimas décadas. Atendiendo a su composición química y estructura se los clasifica en diferentes grupos, siendo los más importantes: 1) Hidrocarburos clorados. · 2) Clorofenoxiácidos. 3) Organofosforados. 4) Carbamatos. 5) Otros. De todos ellos, quizá los organoclorados han sido los más estudiados, por dos razones: la primera fue el mayor uso de los mismos durante los treinta años que siguieron al final de la Segunda Guerra Mundial y la segunda es que este tipo de pesticidas son, en general, más persistentes (resistentes a la degradación) en el ambiente que los de otras clases.
1) Hidrocarburos dorados Según su estructura química pueden clasificarse en varios grupos:
a) DDT y análogos Su estructura química responde al tipo del 1,1-bis-(4-clorofenil)-2,2,2-tricloroeta no o giclorogifeniliricloroetano, denominado comúnmente como DDT. El isóm ero que se indica , con los sustituyen tes de los anillos en posición para es el más activo de los posibles isómeros.
c1-0-f-O-c1 H
e
c1/l °""'c1 CI
© Edic iones Paraninfo
109
O Algunos contaminantes específicos Principalmente debido a su elevada persistencia y bioacumulación se ha prohibido su empleo en los países más desarrollados. El Metoxiclor, que contiene dos grupos metoxi en los anillos en lugar de cloros, pertenece también a este grupo.
b) Hexaclorociclohexanos y Clorobencenos En este grupo se incluyen los isómeros del 1,2,3,4,5,6-hexaclorociclohexano entre los que destaca el isómero y, en el que la posición relativa ecuatorial-axial de los átomos de cloro es e,e,e,a,a,a y que se conoce con el nombre de Lindano o y-HCH (en alguna bibliografía aparece de forma incorrecta como hexaclorobenceno, BCH, debido a que se obtiene por cloración total del benceno). H
CI H
CI
CI
H
H CI
CI
~CI CI
CI
H Lindano (y-HCH)
HCH
Algunos derivados policlorados del benceno se utilizan como plaguicidas, como el 1,4-diclorobenceno (insecticida fumigante) y el propio hexaclorobenceno, usado como fungicida, sobre todo en protección de la madera. Este es uno de los organoclorados integrantes de la lista de compuestos orgánicos persistentes a controlar. Otros policlorobencenos se usan como intermedios en la síntesis de diferentes plaguicidas.
CI
CI CI
CI CI Hexaclorobenceno
CI 1,4-Diclorobenceno
e) Ciclodienos dorados Se caracterizan por tener al menos un ciclo con un doble enlace y por ser moléculas policloradas. El sufijo dieno no significa la posesión necesariamente de dos enlaces dobles, sino que alude a su síntesis por reacción tipo DielsAlder. Algunos muy conocidos son derivados del hexahidro-dimetannaftaleno, como el Aldrín, Dieldrín y Endrín.
110 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
D
Otros como el Clordano y Heptacloro derivan del metanoindeno. Como ejemplo indicamos la fórmula del Aldrín.
CI
CI
Aldrín
d) Terpenos clorados Se obtienen por cloración de terpenos naturales o modificados, con introducción de varios átomos de cloro. Se formulan como mezclas complejas de diversos isómeros. El Toxafeno (derivado del Canfeno), insecticida de acción lenta, sería un ejemplo. Estos grupos de organoclorados se u tilizan como insecticidas, interfiriendo en la transmisión de los impulsos nerviosos en los insectos. La mayoría tienen una persistencia de años, como se puede observar en la Figura 4.5 (la mayor es la del DDT), frente a valores de 1 a 3 semanas de los compuestos llamados no persistentes. Se caracterizan también por una elevada solubilidad en grasas, lo que ocasiona su bioacumulación en la cadena trófica. No parece haber un grupo toxóforo (agrupación atómica en la molécula responsable del efecto tóxico) específico, sino una acción de las moléculas como un todo. Estas propiedades, junto a la interrelación de muchos de ellos con los policlorobifenilos y a su toxicidad más o menos elevada, han llevado a este grupo a ser de los más cuestionados desde el punto de vista medioambiental. 2) Clorofenoxiácidos Químicamente se trata de fenoxi derivados de ácidos orgamcos, con una estructura general ArO(CH2 )nCOOH, siendo pesticidas activos cuando n es impar. Los más importantes son derivados del ácido acético con uno o más átomos de cloro en la molécula. Son herbicidas hormonales descubiertos en 1940, producen un crecimiento incontrolado y distorsionado de las plantas. Destacan el 2,4-D (Ác. 2,4-diclorofenoxiacético), conocido con el nombre de «agente naranja», y el 2,4,5-T (Ác. 2,4,5-triclorofenoxiacético), desgraciadamente famosos debido a su empleo como «armas químicas». H 1
~o
1
"'-oH
o-e-e
CI
H
CI 2,4-D
© Edic iones Paraninfo
111
D
Algunos contaminantes específicos
~ ~ ~
ctS
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100 80 60 50 40 30 20
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10
Q)
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DDT Dieldrín
Q)
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o c..
Más Endrín } persistentes
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tiempo (años)
Fuente: C. A. Edwards Persistent Pesticides in the Environment, CRC Press, lnc. FIGURA 4.5. Persistencia de insecticidas organoclorados en el ambiente.
3) Organofosforados Son derivados orgánicos de ácidos fosfóricos y tiofosfóricos. Su actividad insecticida fue descubierta por G. Schrader durante la II Guerra Mundial. Se sintetizaron en torno a 300 organofosforados con fines militares. El primero con aplicación comercial fue el llamado tetrafosfato de hexaetilo, y en realidad era una mezcla en la que el componente más activo resultó ser el pirofosfato de tetraetilo (TEPP). Actualmente se conocen varios tipos, entre otros: a) Ésteres fosfóricos (fosfatos de alquilo o arilo) como el DDVP (fosfato de 0-2,2-diclorovinilo y 0,0-dimetilo) o el TEPP ya mencionado. b) Ésteres tiofosfóricos (tiofosfatos de alquilo o arilo) como el Paratión (tiofosfato de 0,0-dietil y 0-p-nitrofenilo) y el Metilparatión (dimetilo en lugar de dietilo).
Paratión
e) Ésteres ditiofosfóricos (ditiofosfatos) como el Malatión. d) Ésteres fosfónicos (fosfonatos) como el Dipterex y el EPN y fosfínicos (fosfinatos). 112 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
Los organofosforados inhiben la acción de la acetilcolinesterasa, cuya función biológica consiste en catalizar la hidrólisis de la acetilcolina, que rige las transmisiones de los impulsos nerviosos. El grupo toxóforo en estos compuestos es del tipo OP(OR) 2 o sus correspondientes tioderivados, que se incorporan a la enzima citada anteriormente. Algunos organofosforados tienen toxicidades muy altas, incluso mayores que los organoclorados, como se puede ver en la Figura 4.6, pero sin embargo se los considera más aceptables que éstos desde el punto de vista medioambiental, por su corta vida en el ambiente y no acumularse en las cadenas tróficas. Las consecuencias de su elevada toxicidad pueden ser trágicas; en 1958 se atribuyeron 100 muertes en la India y más de 300 en Japón al uso poco cuidadoso del paratión. 4) Carbamatos Son compuestos derivados del ácido carbámico, H 2NCOOH, cuyas fórmulas son del tipo RR'NCOOR". Su uso se ha desarrollado a partir de 1957, año en que se sintetizó el Carbaril (Sevin), N-metilcarbamato de a-naftilo, que no es tan tóxico como el DDT y se descompone con gran rapidez, aunque esto lo hace menos eficaz como insecticida y son necesarias pulverizaciones repetidas.
Hidrocarburos fosforados TEPP
1
Paratión
o
3,6
Metilparatión t=J14
DDVP
1 56 1 1.00o
Malatión Hidrocarburos clorados 1 39
Aldrín
1 83
Lindano
1 100
Heptacloro
1 113
DDT 1
1
1
1
1
25
50
75
100
125
,.
1
1
500
1.000
DL.c, aguda en mg/kg
FUENTE: H. S. Stocker y S. L. Seager, Química Ambiental, Contaminación del aire y del agua, Ed. Blume (1981 ).
FIGURA 4.6. Toxicidad comparativa (DL 50 ) en ratas de pesticidas organoclorados y organofosforados. ©Ediciones Paraninfo
113
O
Algunos contaminantes específicos
Actúan de forma semejante a los organofosforados, siendo el carbamoílo (RNHCO-) el grupo toxóforo. Además de insecticidas, algunos carbamatos y tiocarbamatos se usan también como nematocidas, herbicidas y fungicidas. Otro carbamato importante es el Baygon (N-metilcarbamato de 2-isopropoxifenilo).
5) Otros Existen muchos otros tipos de pesticidas químicos, entre los que podríamos destacar: - Nitrofenoles: los alquil o cicloalquilderivados de los dinitrofenoles, tales como el DNOC (2,4-dinitro-6-metilfenol) o el Dinoseb (2,4-dinitro-6-secbutilfenol) tienen una marcada acción insecticida. El aumento del número de átomos de carbono en la cadena lateral acrecienta la eficacia insecticida y disminuye la toxicidad. Se usan en frutales, en aplicaciones invernales, debido a su elevada fitotoxicidad. - Aceites insecticidas y acaricidas: algunos aceites, procedentes de la destilación del petróleo, ejercen acción insecticida, debido fundamentalmente a su poder de penetración en las tráqueas de los insectos, lo que produce su asfixia. - Podriamos reseñar muchos otros compuestos en cada uno de los grupos de plaguicidas, como anilidas, ureas y triazinas en herbicidas o quinonas y diversos tipos de heterociclos como fungicidas.
4.4.2. Problemas de contaminación planteados por el desarrollo de los plaguicidas Debemos tener en cuenta tres aspectos esenciales desde el punto de vista de la contaminación ocasionada por los pesticidas: toxicidad, persistencia y bioacumulación en el ambiente. Estas propiedades pueden originar a su vez efectos secundarios en los ecosistemas, tales como desequilibrios ecológicos y mutaciones en las poblaciones de las especies a las que se pretende combatir. Las contaminaciones de las aguas por plaguicidas suelen deberse a las actividades agrícolas: fumigaciones aéreas incontroladas, deposición o arrastre por la lluvia desde la atmósfera y escorrentía superficial del suelo y filtraciones a los acuíferos. 114 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
LOS COMPUESTOS ORGÁNICOS PERSISTENTES (COPs) En moyo de 2001 se firmó el Convenio de Estocolrno, referente a los Compuestos Orgánicos Persis· tentes {COPs oPOPs en nomenclatura inglesa). Este grupo de sustancias comprende una serie de compuestos tóxicos con las siguientes características: persistencia, bioacumulación y potencial de transporte o largo distancio. Un número creciente de estudios sugiere que estos sustancias afectan o lo capacidad reproductora, pues aumentan el riesgo de endometriosis, infertilidad y malformaciones congénitos, así como al equilibrio de los sistemas inmunológico y hormonal; actúan en el desarrollo de varios tipos de cáncer y trastornos neurológicos y, quizá, también pueden ser causo de otras enfermedades, como demencias, Parkinson odiabetes. Debido a dichos características, los COPs son considerados como unos de los contaminantes ambientales más peligrosos, actuando todos ellos corno disruptores hormonales. En lo actualidad la lista de los COPs sometidos a la regulación del Convenio está integrada por doce sustancias, o las que se conoce con el nombre de lo «doceno sucia»: oldrin, clordano, DDT, dieldrin, dioxinas, endrin, furanos, heptacloro, hexaclorobenceno, mirex, policloro bifenilos (PCBs) y toxofeno. Casi todos ellos son pesticidas orgonoclorados, o excepción de los PCBs y las dioxinos y furanos. El Convenio prevé lo eliminación de la producción y uso de los siguientes COPs: aldrin, clordono, dieldrin, endrin, heptocloro, hexoclorobenceno, mirex, toxafeno y PCBs; respecto al DDT, se restringe su producción y uso exclusivamente para el control de vectores de enfermedades (como la malaria). Así mismo, se tomarán medidas para la reducción (y donde sea posible, la eliminación) de los emisiones de fuentes antropogénicos que originen la formación corno subproductos de dioxinas, furonos, hexaclorobenceno y PCBs. Para ello se adoptarán medidas como la sustitución de materias primos, productos y procesos, y lo adopción de las mejores técnicos disponibles para cado sector industrial. También se identificarán las existencias de productos y residuos que contengan o estén contaminados con COPs, los cuales se eliminarán de manera que el contenido de COPs sea destruido o irreversiblemente transformado. En el caso concreto de los PCBs, el Real Decreto 1.378/1999 por el que se establecen medidos paro la eliminación y gestión de los PCBs, PCTs y aparatos que los contengan, incluye dentro de su campo de acción los aparatos que contengan más del 0,05% en peso (50 ppm) de PCBs. En ese mismo sentido, la Orden de 28 de febrero de 1989 sobre gestión de aceites usados establece que o los aceites usados que contengan más de 50 ppm de PCBs les será de aplicación lo regulación específica de estos últimos. El Convenio también prevé lo posibilidad de añadir nuevos compuestos o la listo actual de COPs, siempre que los nuevos sustancias cumplan con los requisitos de persistencia, bioocumuloción y potencial de transporte o largo distancio.
1.
Toxicidad
Para referirse a ella se utiliza con bastante frecuencia la dosis letal 50 (DL 50 ), definida como mg de plaguicida por kg de peso del animal, necesarios para provocar la muerte del 50% de individuos de la especie considerada. Puede hacer referencia a toxicidad oral, crónica o aguda, dérmica y por inhalación. Para el hombre las vías más frecuentes de intoxicación son a través del aparato respiratorio y de la piel. También se utilizan, entre otras unidades de medida, la concentración letal (CL50) y la concentración efectiva 50 (CE50 ), definidas en el apartado 3.2.9. En la Figura 4.6 ya se han indicado valores de la dosis letal 50 para algunos pesticidas. © Ediciones Paraninfo
115
O Algunos contaminantes específicos Debe tenerse en cuenta que algunas sustancias pueden ocasionar efectos sinérgicos con otras, potenciando la toxicidad, así ocurre con el Malatión y el Dipterex o con el Malatión y el EPN. Según el grado de toxicidad, los pesticidas se clasifican en tres grupos: A (poco tóxicos), B (medianamente tóxicos) y C (muy tóxicos).
Toxicidad residual Se distinguen dos posibilidades, la toxicidad residual que puede afectar a los alimentos o la que puede afectar al medio biológico. a) En alimentos se establecen límites permisibles, definidos como la máxima concentración de un plaguicida que puede contaminar un determinado alimento dispuesto para el consumo sin riesgo de generar toxicidad crónica. Se expresa en ppm. La tolerancia residual es la concentración máxima permitida para un plaguicida en un determinado alimento. Se establecen tomando en consideración el límite permisible y los niveles de contaminación resultantes al aplicar un plaguicida según una «buena práctica agrícola». Se expresa en ppm y no debe ser superior al límite permisible, oscilan entre 0,01-10 ppm según sea el plaguicida y el alimento. Un aspecto todavía poco conocido es el de la toxicidad de los compuestos resultantes de la degradación química o metabólica de un plaguicida, que en ocasiones son tanto o más tóxicos que el compuesto original. Por ejemplo, el Paratión sigue un esquema como el que se indica, convirtiéndose en Paraoxón, compuesto más tóxico. Células vivas
PARATIÓN
PARAOXÓN
b) La contaminación del medio biológico puede afectar a la flora y fauna de las zonas en que se aplican los plaguicidas e incluso a regiones mucho más lejanas (por ejemplo, pingüinos polares).
2.
Persistencia
La persistencia de un plaguicida en el ambiente (aguas o suelos) se define como el tiempo necesario para que pierda el 95% de su actividad ambiental, o mediante el concepto de vida media, siendo ésta el tiempo que tarda en degradarse la mitad de la cantidad de pesticida aplicada. Este tiempo puede variar considerablemente de unos a otros pesticidas, como puede apreciarse en la Tabla 4. 7. Se habla de pesticidas persistentes si la vida media es superior a 6 meses-1 año, moderadamente persistentes de 2 a 4 meses y fácilmente degradables si es inferior a 15 días. Los procesos de degradación más importantes son de tipo bioquímico (biodegradación), así como de carácter químico (oxidación, hidrólisis, ... ) y fotoquímico. La velocidad de biodegradación depende de diversos factores, entre los que cabe destacar: 116 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
- Estructura molecular: los compuestos aromáticos y halogenados son más resistentes y la velocidad de biodegradación disminuye al aumentar el peso molecular y al disminuir la solubilidad en agua. - Temperatura, pH del medio y concentración de microorganismos.
3. Bioacumulación Aunque la solubilidad en agua de los pesticidas es baja en general (especialmente los hidrocarburos dorados), debido a su persistencia y su elevada solubilidad en las grasas, al ser ingeridos pueden acumularse en el tejido adiposo, lo que produce su acumulación en la cadena trófica. Un ejemplo de bioacumulación se observa en la Figura 4. 7 en relación al DDT: La capacidad de producirse una mayor o menor concentración de pesticidas en los diferentes organismos acuáticos se puede medir mediante los denominados coeficientes o factores de bioacumulación (CB ó Ks), calculados como: CB
Concentración de pesticida en el organismo acuático Concentración del pesticida en el agua
= -----------------------
Mamíferos predadores 2,0 ppm
Aves predadoras 10,0 ppm
Peces de agua dulce 2,0 ppm
Peces marinos 0,5 ppm
Plancton 0,05 ppm
Plantas acuáticas 0,01 ppm
Agua dulce 0,00001 ppm
FUENTE: H. S.
Agua de mar 0,000001 ppm
Stocker y S. L. Seager, Química Ambienta/, Contaminación del airey del agua, Ed. Blume (1981).
FIGURA 4. 7. © Edic io nes Pa ra ninfo
Concentración del DDT en una cadena trófica. 117
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11)
3
TABLA 4.7. Algunas propiedades de pesticidas
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Grupo Hidrocarburos Clorados
Organofosforados Clorofenoxiácidos Carbamatos Otros
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o
Pesticida Aldrín Dieldrín DDT Lindano Malatión Paratión 2,4-D 2,4,5-T Carbaril Carbofu rano Atrazina
ECL50 (Daphnia) µg/148 h
Vida media (años) DL50 mg/kg Toxicidad Ratas Categoría
28 25 0,36 460 1,8.103 600 1,8.105
40-50 50 115-250 125 1.000-1.500 3,6-8
BC BC B B A
40 (Gammarus)
540
B
e
Suelos
Aguas
0,06-1,6 Más de 6 meses 0,5-3 Más de 6 meses 2-15 Más de 6 meses 0,04-0,7 Más de 6 meses 3-7 días < 2 semanas 7-10días < 2 semanas < 2 semanas < 2 semanas < 2 semanas 0,05-1 6 semanas-6 meses 1-8 días
Persistencia Solubilidad Solubilidad (años) en agua en grasas CB (mg/I) peces 95%de (mg/I) actividad 1-6 0,01 5-25 0,18 3.700 7.600 4-30 0,0012 330 52.500 3-10 7 800 470 145 24 890 280 140 40 700 3-10 30
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Algunos contaminantes específicos
D
Estos coeficientes dependen tanto de la naturaleza del pesticida como del organismo en el que se acumula. Los plaguicidas del grupo de los hidrocarburos dorados que tienen un alto carácter lipófilo y exhiben una fuerte capacidad de bioconcentración, tienen valores del CB tan elevados como 52.500 (DDT), 7.600 (Dieldrin) o 470 (Lindano).
4.
Desequilibrios ecológicos
Se puede observar tanto la multiplicación desorbitada de unas especies como la disminución de población de otras. Por ejemplo, el uso del DDT y HCH en frutales produjo aumentos espectaculares de algunos ácaros. Otras veces se detectaron alteraciones en el plancton y disminución de crustáceos y peces en las aguas.
5.
Resistencia
El desarrollo de mecanismos bioquímicos de defensa frente a los plaguicidas puede dar lugar a razas resistentes a las mismas; por ejemplo, la mosca y el escarabajo de la patata lo son al DDT. En la Tabla 4.7 se recogen, para varios pesticidas de diferentes grupos, los valores de algunas de las propiedades que más importancia tienen desde el punto de vista medioambiental y que han sido comentadas anteriormente.
4.4.3.
Alternativas al uso de pesticidas químicos
Todos los problemas de contaminación asociados a los plaguicidas químicos han despertado un gran interés en buscar alternativas a su uso. Las investigaciones se orientan en diferentes campos, entre los que podemos citar: a) Uso de controles biológicos: mediante el empleo de depredadores o parásitos naturales. b) Desarrollo de variedades de plantas más resistentes a insectos y enfermedades. c) Empleo de atrayentes (sexuales, luz, sonido) y eliminación posterior en las trampas. d) Control genético mediante esterilidad, por ejemplo, de los insectos. e) Manipulación hormonal para evitar el desarrollo a la etapa adulta de los insectos. f) Control bioambiental mediante el uso de prácticas agrícolas que afecten negativamente a las plagas (demora de la siembra, eliminación de restos tras la cosecha ... ).
4.5.
POLICLOROBIFENILOS (PCBs) Y DIOXINAS
Los policlorobifenilos (PCBs) y las dioxinas son dos importantes grupos de contaminantes orgánicos polihalogenados que se estudian en conjunto por pre© Ediciones Paraninfo
119
O
Algunos contaminantes específicos
sentar una serie de similitudes en cuanto a estructura, propiedades químicas y un amplio rango de propiedades medioambientales, aunque el origen de su presencia en el medio ambiente sea distinto en el caso de unos y otras.
4.5.1.
Policlorobifenilos (PCBs)
La estructura de estos compuestos, que responde a la fórmula general C12H 10_nCln, pudiendo n adoptar cualquier valor entre 1 y 10, es la de la figura. X
X
X
X
X
X
X
X
X
PCB: Fórmula general X = Posibles puntos de sustitución de CI
Existen teóricamente hasta 209 PCBs diferentes según el grado y tipo de sustitución, aunque solamente se han encontrado 130 de los mismos en las mezclas comerciales que se utilizan. La nomenclatura de estos compuestos indica las posiciones de los carbonos con sustituyentes halogenados, asignando la numeración principal al anillo con mayor número de átomos de cloro. Se señalan a continuación algunos ejemplos: CI
CI CI
CI
CI
2,2' ,3,5-tetraclorobifenilo
CI
CI
3 ,3' ,4-triclorobifen ilo
También se utilizan nombres comerciales, los más comunes son los Aroclor empleados por el principal fabricante, Monsanto Chemicals; otros fabricantes utilizan nombres como Clofeno, Pyraleno, etc. Las mezclas comerciales se suelen encontrar como líquidos o resinas. Dentro de este grupo de contaminantes se incluyen también los polibromobifenilos (PBBs) y los policloroterfenilos (PCTs), que son sustancias menos abundantes. Los PCBs son estables a temperaturas elevadas (hasta 800ºC), no inflamables y poseen baja conductividad eléctrica; son resistentes a los ácidos, bases y a la oxidación y sólo ligeramente solubles en agua. Estas características los hacen muy adaptables a diversos usos, como: 120 © Edic iones Pa raninfo
Algunos contaminantes específicos
D
a) b) c) d) e)
fluidos de transferencia de calor en intercambiadores térmicos industriales aislantes en grandes condensadores y transformadores de energía eléctrica fluidos hidráulicos plastificadores en películas de polímeros agentes ignífugos e impermeabilizantes en diversas formulaciones de pinturas, adhesivos, tintas de impresión, plásticos, etc. Se usan mucho desde los años 30 (se descubrieron en 1881), aunque, debido a su peligrosidad ambiental, el empleo de PCBs está muy restringido en la actualidad, sobre todo en sistemas abiertos, donde no puedan controlarse su dispersión y gestión adecuada. En sistemas cerrados (intercambiadores, grandes condensadores y transformadores, ... ) están aún permitidos, pero sometidos a un gran control. El límite de la EPA en las corrientes de agua es de 0,01 ppb.
Problemas medioambientales Los PCBs se encuentran entre los contaminantes más persistentes en el ambiente debido a su gran estabilidad y su muy lenta biodegradabilidad, por lo que se encuentran en la lista de COPs a controlar. Se estima que la vida media de los PCBs en el medio ambiente oscila entre 10 y 15 años. Al igual que los pesticidas organoclorados, su elevada persistencia y solubilidad en grasas les confiere un elevado carácter bioacumulativo en la cadena alimenticia. Los policlorobifenilos se acumulan en los organismos acuáticos con coeficientes de bioacumulación superiores a 10.000, llegando a citarse en la bibliografía valores entre 105-106 para algunos organismos marinos. A pesar de su baja solubilidad en agua, pueden ser adsorbidos en los sólidos en suspensión y en los sedimentos de los fondos acuosos, donde se pueden alcanzar valores de partes por millón. Su introducción en el ambiente se produce fundamentalmente de forma accidental, vaporización en aplicaciones en sistemas no cerrados y mala gestión de residuos que los contengan. La toxicidad depende del grado y tipo de sustitución de los átomos de cloro. Así, la toxicidad es mayor en los menos sustituidos, diorto y mono-ortoclorados, y la solubilidad en grasas aumenta también de la misma forma. Sus efectos fisiológicos son similares al DDT, no son de una toxicidad aguda, pero sí de efectos crónicos a largo plazo. Parecen ser inhibidores enzimáticos más eficaces que el DDT (por ejemplo la delgadez de algunas cáscaras de huevo se debe a ellos). La toxicidad es mayor para invertebrados y para el crecimiento de las plantas.
4.5.2. Dioxinas y Furanos Las dioxinas y furanos corresponden a los nombres vulgares de dos grupos de sustancias contaminantes organocloradas: las policlorodibenzo-p-dioxinas (PCDDs) y los policlorodibenzofuranos (PCDFs). A veces se engloba a todos ellos bajo el nombre de dioxinas. Algunos de los miembros de estas familias son los © Ediciones Paraninfo
121
O
Algunos contaminantes específicos
productos químicos más tóxicos conocidos en la actualidad. Parece probado el carácter cancerígeno, mutagénico y teratogénico de estos compuestos. En los últimos años ha crecido considerablemente el interés por el estudio de estas sustancias, tanto por su carácter altamente tóxico como por haberse visto implicadas en algunos graves incidentes de contaminación ambiental. En 1977, se descubrió la emisión de dioxinas en los procesos de incineración de residuos, lo que, lamentablemente, ha incrementado el interés por las mismas. Entre los episodios de contaminación más relevantes se encuentran las intoxicaciones masivas por consumo de arroz contaminado en Yusho (Japón, 1968) y Cheng (Taiwan, 1979), el uso de herbicidas contaminados en la guerra de Vietnam (1962-70), el incendio de transformadores en Bighampton (USA, 1981) y sobre todo el escape de dioxinas en Seveso (Italia, 1976). La estructura química de dioxinas y furanos corresponde a dos grupos de éteres aromáticos policlorados, con origen y propiedades ambientales semejantes, cuyas fórmulas corresponden al tipo:
ªª~º"01~
Cl x- : -
7
- 2-Cly
1
#
6
0/
_#3
4 Estructura química de los benzofuranos
Estructura química de las dioxinas
x e y pueden tener cualquier valor de 1 a 4 (nº de átomos de cloro en cada anillo)
Los anillos bencénicos pueden presentar diferentes grados y tipos de cloración, variando el número total de átomos de cloro entre 1 y 8. En total son posibles 75 dioxinas y 135 furanos diferentes. La nomenclatura se basa en la numeración indicada en las estructuras tipo señaladas, otorgando la numeración más baja posible a los átomos de carbono que soportan los sustituyentes dorados. En la figura que se indica a continuación se presentan dos ejemplos, la dioxina más tóxica que se conoce, un tetracloro derivado (TCDD), con una DL50 < 0,6µ g/kg para la cobaya y el isómero furánico más tóxico. CI
CI
CI 2,3, 7 ,8-tetraclorodibenzo-p-dioxina (2,3,7,8-TCDD)
2,3,4, 7 ,8-pentaclorodibenzofurano 2,3,4,7,8-PCDF
Las dioxinas y furanos no son compuestos con aplicaciones conocidas y su presencia en el ambiente tiene un origen de producción indeseada. Las fuentes de estas sustancias en el medio ambiente son de dos tipos diferentes. Así, pueden hacer su aparición: 122 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
D
1. Como subproductos de procesos químicos que involucran cloro y compuestos orgánicos aromáticos. Como ejemplo podemos indicar la generación de la 2,3,7,8-TCDD como subproducto en la síntesis del pesticida 2,4,5-T
CIXXOCH2C02H
Clxxff-< CI
CXXOHNaOH CI CI CI 1
_¿:/
1
_¿:/
CI
~
1
_¿:/
2,4,5-T
CI
cXXº~CCCI "
1
#'
a-' 1
º'
:
2,3,7,8-TCDD
2. Como posibles productos de combustión de compuestos organoclorados. En el primer tipo de fuentes se puede destacar la formación indeseada de estos contaminantes como subproductos en la síntesis de clorofenoles y determinados pesticidas organoclorados, como en el caso comentado del 2,4,5-T. La síntesis de pesticidas conduce a la formación de dioxinas, mientras que la de PCBs origina furanos. También pueden aparecer restos de dioxinas en aguas residuales de industrias diversas: el sector de las papeleras con blanqueo con cloro es el más conocido. En cuanto al segundo tipo de fuentes, debemos incluir los procesos de combustión tales como incineración de residuos sólidos, plantas de combustión de carbón o incendios donde estén presentes compuestos orgánicos dorados (PVC, PCBs, clorofenoles, ... ),así como las reacciones a alta temperatura entre moléculas orgánicas no doradas y iones cloruro.
Problemas medioambientales Al igual que los PCBs, se trata de sustancias muy persistentes en el ambiente, solubles en grasas y por lo tanto con elevado carácter bioacumulativo. La resistencia a la degradación aumenta con el contenido de cloro en los compuestos. Su vida media se estima que es superior a un afio. Se han medido factores de bioacumulación en organismos acuáticos por encima de 10 4 • Aunque la solubilidad de las dioxinas y furanos en agua es muy baja (0,2 ppb para el TCDD), son adsorbidos en la materia en suspensión y coloidal de las aguas, en los sedimentos y en la materia orgánica de los suelos, al igual que ocurre con los policlorobifenilos. Las concentraciones medidas de dioxinas en aguas naturales están por debajo de 1 pg/l. Se trata de sustancias extremadamente tóxicas, incluso para los mamíferos, con efectos agudos y crónicos. La DL50 del TCDD, en cerdos, es solamente de 2 mg/kg. Los órganos más intensamente atacados son el hígado y el sistema nervioso. La Unión Europea ha establecido el límite de dioxinas que puede asimilar sin riesgo una persona en 1-1 O pg/kg, peso-día. Debido a que las muestras reales de dioxinas son mezclas de diferentes isómeros, se evalúa la toxicidad de las mismas definiendo los llamados factores de equi© Ediciones Paraninfo
123
O Algunos contaminantes específicos valencia tóxica (TEF) de cada compuesto en concreto. A la especie más tóxica, el 2,3,7,8-TCDD, se le asigna por definición un TEF de l. El factor más utilizado es el llamado factor de equivalencia tóxica internacional (i-TEF o I-TEF), definido como i-TEF = CE50 (TCDD) CEso En la Tabla 4.8 podemos ver valores de i-TEF, tanto para dioxinas y furanos como para algunos policlorobifenilos.
TABLA 4.8. Valores de factores de equivalencia tóxica internacional (i-TEF).
Congénere 2,3,7,8-TCDD 2,3,4,7,8-PeCDD 1,2,3,4,7,8-HxCDD 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD Octoclorodibenzo-p-dioxina (OCDD) 2,3,7,8-TCDF 2,3,4, 7,8-PeCDF Octoclorodibenzofurano (OCDF) 3,3' ,4,4' -Tetraclorobifenilo 2,3,3' ,4,4'-Pentaclorobifenilo 3,3' ,4,4' ,5-Pentaclorobifenilo 3,3·,4,4' ,5 ,5'-Hexaclo robifen ilo
i-TEF 1 0,5 0,1 0,01 0,001 0,1 0,5 0,001 0,01 0,001 0,1 0,05
A mayor valor del factor de equivalencia tóxica mayor será la toxicidad del compuesto, expresándose el equivalente tóxico de cada uno en una mezcla (TEQ), que vendría a representar la cantidad de 2,3,7,8-TCDD, que produciría los mismos efectos que la cantidad existente del isómero (congénere) en cuestión TEQ
=
i-TEF x Concentración del isómero
La suma de todas las cantidades equivalentes obtenidas para cada uno de los componentes de una mezcla dará la cantidad de 2,3,7,8-TCDD, que toxicológicamente es equivalente a la m ezcla estudiada.
4.6.
HIDROCARBUROS Y OTROS DERIVADOS DEL PETRÓLEO
Se estudiará dentro de este apartado la contaminación producida por la presencia en las aguas de sustancias provenientes de vertidos de petróleo crudo o cualquiera de sus derivados, pues la manipulación continua de este tipo de sustancias empleadas como combustible y otros fines crea un peligro permanente de contaminación de los distintos tipos de aguas. 124 © Ed ic iones Pa raninfo
Algunos contaminantes específicos
O
Bajo el término hidrocarburo se englobará, en muchos casos, cualquiera de las sustancias presentes en el petróleo o derivadas del mismo, aunque en su composición se encuentren otros átomos distintos a carbono e hidrógeno. Otro de los términos, utilizado a veces de forma alternativa a los de petróleo y especies derivadas, es el de aceites minerales. En sentido estricto, «aceite mineral» correspondería a una de las fracciones obtenidas del fraccionamiento del petróleo, que es una mezcla de hidrocarburos alifáticos con cadenas entre unos 15 y 22 átomos de carbono. Son más conocidos y numerosos los efectos contaminantes en las aguas marinas, debido a los famosos accidentes de petroleros y oleoductos que se han producido en los últimos años, ocasionando graves episodios de contaminación y alteración de ecosistemas que han sensibilizado mucho a la opinión pública y originado avances en la prevención y tratamiento de los mismos. En la Tabla 4.9 observamos un ejemplo de una de las evaluaciones realizadas acerca de las fuentes de hidrocarburos en aguas marinas. Los datos se refieren al estudio realizado por el Consejo Nacional de Investigación de Estados Unidos en 1985: el informe da un valor estimado de unas 3,2 millones de toneladas totales que entraron en el mar durante dicho año. Son valores y porcentajes muy variables, pero que aportan una información importante sobre el origen de la contaminación y las actividades a tener en cuenta. TABLA 4.9.
Fuentes de contaminación marina por hidrocarburos.
Origen de la contaminación marina Descargas desde tierra: residuos urbanos e industriales, ríos, ... Operaciones en buques: Limpieza, residuos, ... Accidentes en transporte Atmósfera: combustión incompleta, evaporación y posterior deposición Natural: filtraciones, erosión, ... Plataformas petrolíferas
Porcentaje estimado del total 37-38% 32-33% 12% 9% 7,5% 1-2%
También las aguas superficiales y subterráneas sufren contaminación por este tipo de compuestos, ocasionada por vertidos urbanos e industriales.
4.6.1.
Naturaleza y Propiedades
Los compuestos hidrocarbonados pueden pertenecer a cualquiera de los siguientes grupos: hidrocarburos saturados (alcanos o parafinas); insaturados (principalmente olefínicos); cicloalcanos o nafténicos y compuestos aromáticos (mono y polibencénicos). Al petróleo crudo le corresponde una composición química muy compleja y variable según su origen. En general, está formado por sustancias fundamentalmen© Ediciones Paraninfo
125
O
Algunos contaminantes específicos
te hidrocarbonadas, que constituyen entre el 50-90% o más del total y son del tipo nalcanos, alcanos ramificados, cicloalcanos e hidrocarburos aromáticos. También se hallan presentes pequeñas cantidades de otros elementos como N (0-0,5%), S (0-6%) y O (0-3,5%), formando parte de funciones o componentes polares, y algunos metales en forma de complejos y partículas coloidales (trazas de V, Ni, Co, Fe, ... ). En la Tabla 4.10 observamos la composición química de dos clases de petróleo que nos explica la variación de propiedades físicas (color, densidad, ... )entre crudos de diferentes zonas. TABLA 4.10.
Composición (%en masa) de dos tipos de petróleos.
Componentes químicos Alcanos (lineales y ramificados) Cicloalcanos (nafténicos) Aromáticos Compuestos de O, N, S Compuestos de alto punto de ebullición (alto peso molecular)
Southern (Louisiana) 28,0 44,8 18,6 8.4 0,2
Kuwait 34,1 20,3 24,2 17,9 3,5
Algunos de los compuestos y/o funciones con heteroátomos que se encuentran en diferentes tipos de crudos son: AZUFRE:
Mercaptanos o tioles Sulfuros o tioéteres Tiofenos:
R-SH R-S-R'
o s
NITRÓGENO: Piridinas
o N
Quinolinas
Cú ~
N
w
Indo les:
N
126 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos OXÍGENO:
Ácidos grasos Penoles:
O
CHr(CH 2 )n-COOH
El refino del petróleo conduce a fracciones donde predominan unos u otros hidrocarburos y también hidrocarburos insaturados formados en el proceso. Las principales fracciones obtenidas en el refino del petróleo ordenadas según su volatilidad se resumen en la Tabla 4.11. TABLA
4.11. Fracciones obtenidas del petróleo.
Fracción
Productos
Fracciones li geras
Gases Gases licuados (GLP) Gasolinas Nafta ligera
Fracciones medias Queroseno Gas-oil
Fracciones pesadas Fuel-oil ligero Fuel-oil pesado Asfaltos
Intervalo ebullición < 20ºC < 20ºC 40-150ºC 150-200ºC
N.ºde carbonos en la cadena C1-C2 C3-C4 C5-Cs C10-C12
170-250ºC
C,3-C11
250-320ºC
C17-C20
320-400ºC 400-500ºC
C20-C35
> 500ºC
> C35
Aplicaciones Combustibles Calefacciones Carburantes Materia prima, disolventes Lámparas, carburante Carburante diésel, calefacción doméstica Combustible Lubricantes, parafinas, aceites Impermeabilización, abrasivos, pavimento
Las propiedades, comunes a la casi totalidad de los diferentes hidrocarburos, así como las del propio petróleo crudo y sus derivados, que influyen en su comportamiento en las aguas, son, entre otras: su baja solubilidad en agua, su menor densidad y su carácter más o menos biodegradable. Por lo tanto, desde el punto de vista medioambiental, cabe distinguir fundamentalmente los siguientes aspectos contaminantes: a) Son compuestos orgánicos que requieren consumo de oxígeno para su degradación, por lo que disminuyen considerablemente las concentraciones de oxígeno disuelto de las aguas. b) Sus componentes pueden ocasionar efectos tóxicos. Estos efectos tóxicos se refieren tanto a la vida vegetal (asfixia de algas y líquenes) como animal (toxicidad en peces y aves acuáticas, extendiéndose has© Ediciones Paraninfo
127
O Algunos contaminantes específicos ta el hombre, por acumulación en la cadena trófica acuática). Los hidrocarburos más peligrosos se corresponden con la fracción aromática ligera y son los más venenosos para el hombre, además de ser los más solubles en el agua natural. c) Forman una película superficial que disminuye la transmisión de luz (alteración de la actividad fotosintética) y la difusión del oxígeno molecular. d) Afectan a las características organolépticas del agua, especialmente el sabor y olor; en concreto, la presencia de aceites minerales en agua puede comunicar sabor desagradable a concentraciones superiores a 0,01 ppm. Un resumen de los efectos tóxicos de hidrocarburos en distintos organismos marinos se puede observar en la Figura 4.8, donde se señalan el tipo de especies afectadas según sea la concentración del hidrocarburo:
Tóxico para especies adultas y la mayoría de los organismos marinos.
1g/Kg 500 ppm 100 ppm 50ppm
1
10ppm
I1
Mata la flora marina y los moluscos gasterópodos.
Mata los peces y los moluscos bivalvos
Mata los crustáceos y las especies bentónicas Disminuye la alimentación y metabolismo de ciertas especies microscópicas.
Mata las larvas y especies jóvenes. Inhibe el crecimiento de frtoplancton. Disminuye la alimentación y aumenta la respiración de los mejillones.
1 ppm
Produce efectos subletales en muchos organismos.
100 ppb Produce desarrollo anormal de los peces, retrasa la incubación. Afecta a la alimentación y conducta sexual de los invertebrados. Disminuye la fecundidad y supervivencia de gusanos.
10 ppb
Significativa maculaclón de las ostras.
Afecta al crecimiento de fitoplancton.
1 ppb
i
0,1 ppb _:_
FUENTE: Bueno y col. Contaminación e Ingeniería Ambiental (vol. 111), cap. 111. 6, FICYT (1997). FIGURA 4.8. Efecto sobre el medio marino de distintas concentraciones de hidrocarburos.
En relación a la solubilidad en agua, y dentro de un mismo grupo de hidrocarburos, las sustancias de menor peso molecular tienden a ser las más solubles. Por otra parte, al comparar la solubilidad de diferentes tipos de hidrocarburos con un tamaño molecular semejante, el orden de mayor a menor solubilidad, tal como se refleja en la Tabla 4.12, es habitualmente aromático> cicloalcano >alcano ramificado > n-alcano. También hay que señalar que, en general y de modo empírico, los hidrocarburos tienen una solubilidad en agua de mar del orden del 75% con respecto al valor en agua pura, debido a su salinidad. Esto condiciona e influye en la evolución de los vertidos en las diferentes aguas. 128 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
O
TABLA 4.12. Solubilidad en agua de varios hidrocarburos de 6 átomos de carbono.
Compuesto n-Hexano 2-Metilpentano Ciclohexano Benceno
Solubilidad en agua (ppm) 9,5 13,8 55 1.780
Solubilidad en agua (mol/m3) 0,11 0,16 0,65 22,8
Las moléculas con heteroátomos (N, S u O) son en general más polares y corresponden a las especies más solubles del vertido, en particular las de menor peso molecular. El parámetro de medida de este tipo de contaminantes aparece en la legislación bajo el término: Hidrocarburos disueltos o emulsionados (tras extracción con éter de petróleo) y se fijan los valores de: 1O µg/l en aguas potables 0,05-1 mg/l en aguas destinadas a potables En aguas de baño aparece como aceites minerales, indicando el nivel imperativo la ausencia de película en la superficie del agua y de olor, y el valor s 0,3 mg/l como valor guía.
4.6.2.
Evolución y tratamiento de los derrames de petróleo
AJ Evolución de los vertidos Vamos a estudiar los procesos en los que se encuentran involucrados los componentes del petróleo tras un vertido de crudo en las aguas. Se toma como ejemplo de referencia un derrame ocurrido en el medio marino. Podríamos resumir el destino de los hidrocarburos vertidos en el mar como se indica en la Figura 4.9. Veamos cada uno de estos fenómenos con algo más de detenimiento. a) Expansión y Deriva Las fuerzas hidrostáticas y la tensión superficial hacen que la masa de petróleo tienda a formar una fina capa (s O, 1 mm) de espesor. La velocidad de esparcimiento es mayor en los crudos o aceites más ligeros. La extensión del vertido es el primer gran problema para atajar el derrame y tiene lugar fundamentalmente en las primeras horas. El movimiento (deriva) de la «mancha» de petróleo es función de las corrientes de agua y de la fuerza del viento. b) Evaporación Afecta principalmente a las fracciones de componentes más volátiles, llegando a evaporarse entre el 20 y el 50% de la masa total. Es el proceso más importante que tiene lugar en las primeras horas del vertido. La velocidad de la evaporación depende de la concentración de los componentes y de su presión de vapor. Otros factores que influyen son la temperatura, la superficie de la capa de aceite, © Ediciones Paraninfo
129
D Algunos contaminantes específicos
... ...
....
--~~··· ... ·... ~
EVAPORACIÓN
AEROSOLES
DEPOSICIÓN COSTERA
BIODEGRADACIÓN
ABSORCIÓN POR ORGANISMOS
SEDIMENTACIÓN
··· ·..~
Procesos primarios -
~
Procesos secundarios ........ ,... ~
FIGURA 4.9. Procesos principales que tienen lugar en las aguas marinas tras un vertido
de petróleo/hidrocarburos.
la velocidad del viento y la agitación del agua. Tras la evaporación, las propiedades del petróleo cambian, el volumen se hace menor a la vez que la viscosidad y la densidad aumentan.
e) Dispersión Se refiere al proceso en el que se originan pequeñas gotas de petróleo de 0,01 a 1 mm de diámetro que pasan al seno del agua y que pueden evolucionar por emulsión o por transformaciones posteriores físico-químicas o biológicas. La dispersión permite en un principio alcanzar concentraciones de hidrocarburos de partes por millón, que enseguida evolucionan a valores de partes por billón. La dispersión se ve favorecida por la agitación de las aguas.
d) Emulsión Las emulsiones son sistemas coloidales de un líquido disperso en otro. En el caso del petróleo y agua son posibles dos emulsiones, aceite en agua y agua en aceite. La emulsión aceite en agua es inestable, aunque puede estabilizarse en presencia de agentes emulsionantes, partículas y agitación continua. En general, es más importante la formación de emulsiones de agua en aceite, que dan lugar a mezclas muy viscosas, como el conocido «mousse de chocolate» de color marrón, que contiene hasta un 80% de agua. La formación de estas emulsiones dificulta 130 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
D
las operaciones de recogida, aumenta las propiedades adherentes sobre sólidos y reduce los procesos de degradación microbiana. Es un proceso que se produce con posterioridad a la dispersión.
e) Disolución Ya nos hemos referido a este aspecto anteriormente y debido a que las fracciones más solubles son en buena parte las que más fácilmente se evaporan, la cantidad total del petróleo que se disuelve es pequeña (no mucho más del 1% ). La solubilidad de las gasolinas oscila entre 20 a 50 mg/1, mientras que la del petróleo crudo es alrededor de 1O mg/l, dependiendo siempre de su composición. f) Sedimentación
Una vez evaporadas y disueltas las fracciones más ligeras del petróleo, el aumento de densidad provoca el hundimiento de parte del crudo, que pasa a formar parte de los sedimentos. Este hecho incrementa la toxicidad sobre los seres vivos de la zona béntica. El envejecimiento del petróleo, con la consiguiente formación de bolas casi sólidas, incrementa el proceso de sedimentación que tiene mayor dimensión entre la primera y tercera semana del derrame. g) Fotooxidación Se trata de un proceso de oxidación en presencia de oxígeno molecular y de luz solar que tiene especial importancia en las zonas más superficiales del agua. En el proceso las especies hidrocarbonadas originan grupos funcionales oxigenados (alcoholes, cetonas, ácidos, peróxidos, etc.), aumentando la turbidez del agua y produciéndose un cambio de color en la masa de petróleo, a causa de la formación de moléculas oxidadas de mayor peso molecular por reacción o recombinación vía radical. Este proceso también afecta a los hidrocarburos evaporados y a los aerosoles, siendo la vía radicalaria predominante en el medio gaseoso.
h) Biodegradación Es un proceso lento y que comienza a producirse a la semana del vertido, aumentando en intensidad en las siguientes. La transformación por microorganismos tiene lugar sobre las moléculas disueltas o dispersas, en la fase acuosa o en la interfase agua/hidrocarburo. Los alcanos ramificados y cíclicos son biodegradados con mayor dificultad que los de cadena lineal. El impulso, y los métodos y condiciones que favorezcan este proceso, es uno de los campos en los que más se trabaja en la actualidad para combatir los grandes derrames de petróleo.
8) Tratamiento de los vertidos Se han empleado y se siguen desarrollando una gran variedad de métodos para la contención y limpieza de los vertidos de petróleo, fundamentalmente en aguas marinas y costas; el problema es muy complejo, lo que en ocasiones puede conducir a contaminaciones más altas que la que se trata de evitar. Los métodos más extendidos se desarrollan en dos fases: © Ediciones Paraninfo
131
O Algunos contaminantes específicos 1ª FASE: Contención del vertido. Las formas más habituales de conseguirlo es por: - Botalones fiotantes: más efectivos en aguas en calma y vertidos reducidos. - Barreras de burbujas de aire: mediante aire comprimido se forma una especie de cortina de finas burbujas que inhibe el movimiento de la capa de petróleo. Se usa en algunos puertos. - Barreras químicas: gelificación o solidificación por aditivos. Realizado en la zona más externa de la mancha de petróleo, serviría como una barrera de contención, incluso en zonas de mar abierto. 2ª FASE: Limpieza y eliminación. Pueden emplearse: - Métodos mecánicos: bombas de aspiración y espumaderas. - Degradación biológica acelerada: el problema principal es que precisa el oxígeno de 320.000 1 de agua de mar/l petróleo. El desarrollo de microorganismos específicos mediante una siembra de bacterias y fertilización con nutrientes es un campo de investigación abierto, aunque no exento de problemas (introducción de especies foráneas). Estos métodos se conocen con el término de «biorremediación». -Agentes dispersantes: están compuestos por un surfactante, un disolvente y un estabilizador; emulsionan el petróleo para producir la dispersión y de esta forma se facilita la degradación natural. Originan problemas por la toxicidad de algunos dispersantes y no se pueden emplear en playas. - Combustión: conduce a una importante contaminación del aire, por lo que su uso es totalmente desaconsejable en zonas costeras. El residuo que se origina es un sólido negruzco de más fácil recogida. - Empleo de sorbentes: paja, serrín, espuma de poliuretano. El petróleo queda embebido en el absorbente y es retirado con mayor facilidad. En algún caso, como con el poliuretano, el crudo puede ser recuperado en un porcentaje elevado. -Agentes de hundimiento: arena, ladrillo molido, cemento, silicona, cenizas. Producen la contaminación del fondo marino y por ello es uno de los métodos menos aconsejables. La contaminación de los sedimentos marinos y la toxicidad sobre la fauna y flora béntica puede permanecer durante largos periodos de tiempo.
4.6.3. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) Se trata de una familia particular de hidrocarburos correspondiente a compuestos que contienen un cierto número de anillos bencénicos condensados a través de dos o más átomos de carbono. Debido a su estructura singular, origen y comportamiento ambiental caracteristico, se ha decidido estudiarlos de forma diferenciada del conjunto de hidrocarburos. Es un grupo de contaminantes cuyo estudio se ha incrementado en las últimas décadas, por la certificación del carácter cancerigeno de diversos compuestos de la familia. La evidencia directa de que algunos HAPs son responsables de actuar como agentes cancerigenos se produjo ya en la década de los años treinta y desde entonces se han comprobado propiedades similares en otros HAPs. 132 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
D
AJ Estructura y propiedades Como ya se ha comentado, son compuestos con un número variable de anillos bencénicos condensados; el naftaleno (dos anillos) se considera el compuesto más sencillo y el coroneno (siete anillos), el de mayor número de anillos condensados dentro de los HAPs de importancia medioambiental. Hay algunos que contienen también anillos de cinco eslabones en su estructura, como los fluorantenos. Aunque el número posible de HAPs es enorme, hay una serie de miembros de la familia que aparecen en el ambiente de forma más generalizada. Una muestra de los HAPs de importancia medioambiental más frecuentes y algunas de sus propiedades importantes en relación a su comportamiento en las aguas se recogen en la Tabla 4.13. En la Figura 4.10 se indican las estructuras químicas desarrolladas de estos compuestos.
TABLA
4.13. Algunos HAPs de importancia mediambiental y sus propiedades.
Compuesto Antraceno Fenantreno Fluoranteno Piren o Benzo(a)antraceno Benzo(a)pireno Perileno Benzo(b )fluoranteno Benzo(g,h,i)perileno
Fórmula molecular (Pm) C, 4H10 (178,2) C, 4H10 (178,2) C16 H10 (202,2) C16 H10 (202,2) CisH 12 (228,3) C2 0H12 (252,3) C20H12 (252,3) C20 H12 (252,3) C22H12 (276,3)
Solubilidad Presión de en Agua vapor (ppm), 25ºC (kPa) a 25ºC 0,07 1,9.10"4 6,8.10-4 1,29 1,9.10-3 0,26 2,5.10-5 0,135 1,0.10-s 9,4.10'3 1,2.10-3 5,6.10-9 4,ou 0- 5 7.10"4 1,0.10·10
T de ebullición (ºC) 342 340 384 404 438 495 503
Toxicidad relativa No conocida No conocida Nula Nula Débil Fuerte Nula Moderada Nula
Son compuestos sólidos en condiciones ambientales, con puntos de fusión superiores a lOOºC (salvo los menores de la serie naftaleno y acenafteno). Los compuestos reseñados son los correspondientes a las estructuras básicas de HAPs, existiendo también los compuestos derivados de los mismos, bien con grupos alquil sustituyentes o con otros grupos funcionales. Como se puede observar, se trata de compuestos de muy baja solubilidad en agua, a la vez que elevada en disolventes orgánicos no polares, lo que les configura como compuestos típicamente microcontaminantes orgánicos y con capacidad bioacumulativa. Por lo general, un incremento en el peso molecular y en el número de anillos en su estructura disminuyen la solubilidad en agua y su volatilidad. La toxicidad más elevada de los compuestos de la serie es la del benzopireno, por lo que muchas veces es esta sustancia la que se mide en emisiones o en concentración en el agua.
8) Origen y fuentes La combustión de hidrocarburos a temperaturas· relativamente elevadas (superiores a SOOºC) y con insuficiente oxígeno para combustión completa, son © Ediciones Paraninfo
133
O
Algunos contaminantes específicos
ceo #
Fenantreno
Naftaleno
Antraceno
Acenafteno
Fluoranteno Benzo(a)pireno
Pi reno
8=8' -
Perileno
Benzo(a)antraceno Coroneno
FIGURA 4.10.
condiciones propicias para la formación de hidrocarburos aromáticos policíclicos. El proceso transcurre a través de la formación de radicales libres, producidos por ruptura de enlaces C-C y C-H, que reaccionan entre sí. Las cantidades de HAPs formadas dependen de la temperatura de combustión y de la naturaleza de los compuestos orgánicos implicados en el proceso. En estas reacciones se forman también HAPs alquil sustituidos, y como regla general, una temperatura de combustión más elevada conduce a HAPs menos sustituidos. En la Figura 4.11, podemos ver un posible mecanismo de formación de HAP en la combustión de ciertas materias orgánicas También en la formación geológica de los combustibles fósiles se pueden formar HAPs por procesos algo diferentes. El material biológico que da origen al carbón y petróleo evoluciona en este caso bajo presión y a temperaturas relativamente bajas (menos de 200ºC), condiciones en las que pueden formarse ciertas cantidades de HAPs. De esta forma HAPs alquil sustituidos se encuentran presentes en esos combustibles crudos y en materiales derivados de los mismos. La combustión de petróleo y carbón provoca la emisión de HAPs contenidos en esos combustibles y de nuevos HAPs que pueden producirse al quemarlos. Como resultado de este origen natural y antropogénico que se ha citado, las fuentes principales de HAPs en el ambiente, y en concreto en las aguas, son los procesos de combustión de materiales orgánicos y el uso de combustibles fósiles y sus derivados. La emisión a la atmósfera de estos hidrocarburos y su posterior deposición en las aguas, junto a la presencia en dererminadas aguas residuales industriales y procesos de lixiviación de materiales asfálticos y bituminosos, son los principales focos de contaminación. 134 © Ediciones Paraninfo
Algunos contaminantes específicos
calor
calor
D
calor
1 -~co ~
A
co Tetralina
Fenilbutil tetralina
Benzo(a)pireno
FIGURA4.11.
Así, podemos recoger como actividades que emiten HAPs al ambiente: • Procesos industriales: fabricación de coque, asfalto, negro de humo, ferroaleaciones, craqueo de petróleo, etc. • Fuentes móviles: automóviles de gasolina y diésel, tráfico aéreo. • Procesos de combustión: calefacciones, incineración de residuos, incendios forestales y agrícolas, etc. • Generación de energía.
CJ Problemas medioambientales Persistencia y BioacU:mulación
La elevada aromaticidad de los hidrocarburos aromáticos policíclicos les proporciona una alta resistencia química, por lo que su evolución en el medio ambiente está asociada a procesos con intervención de microorganismos. La vida media de la mayoría de HAPs, en aguas claras expuestas a fuerte radiación solar y con oxígeno disuelto suficiente, es inferior a una hora, pero al encontrarse adsorbidos en partículas o sedimentos, la velocidad de degradación se reduce, aumentando los valores de la vida media a semanas e incluso años. Como regla general, la persistencia en el medio ambiente se incrementa con el tamaño molecular del hidrocarburo, como se indica en la Tabla 4.14. Los hidrocarburos más persistentes también son los que tienen, en general, una mayor capacidad de bioacumulación. La capacidad de solución en grasas de algunos contaminantes, frente al carácter hidrofílico, y por lo tanto su carácter bioacumulativo, puede medirse mediante el coeficiente de reparto octanol/agua (~w), definido como: Concentración del hidrocarburo en octano! Concentración del hidrocarburo en agua © Ediciones Paraninfo
135
O Algunos contaminantes específicos TABLA 4.14. Vida media de algunos hidrocarburos en agua y en sedimentos.
Vida media Agua clara y luz Sedimento acuoso solar (horas) (semanas) 2,4-4,4 4-18 34-90 0,75 0,54 200-300 0,034
HAP Naftaleno Fenantreno Pi reno Benzo(a)antraceno Benzo(a)pireno
Capacidad de bioacumulación log K0 w 3,36 4,57 5,18 5,61 6,04
FUENTE: D.W. Connell, Basic concepts of Environnmental Chemistry, Lewis Publishers (1997).
Para la mayor parte de los HAPs los valores de este coeficiente son altos; como se puede apreciar en la Tabla 4.14, oscilan en el rango de 3 a 6,5 para el log K.,,w , lo que supone un elevado potencial bioacumulativo para los HAPs de mayor peso molecular. De hecho, el valor de K.,,westá relacionado directamente con el factor de bioconcentración (K8 o CB), estudiado en el Apartado 4.4.2 a través de la expresión:
f 1¡p= fracción de grasas (lípido) presente en el ser vivo Toxicidad Los HAPs producen una acusada toxicidad sobre los organismos acuáticos. Como regla general, el mayor peso molecular y los mayores valores del log K.,,w del hidrocarburo incrementan su toxicidad. Los valores de la concentración letal en peces (ensayo de 96 horas, CL50) en tres hidrocarburos son, por ejemplo: Naftaleno (C 10H 8) Acenafteno (C 12H 10) Fenantreno (C 14H 10)
CLso 0,1-8 ppm 0,6-3 ppm 0,04-0,6 ppm
log K 0 w 3,36 3,92 4,57
El mayor peligro asociado con los efectos de los HAPs en organismos vivos es la capacidad para producir efectos mutagénicos y carcinogénicos. Casi todos los hidrocarburos aromáticos policíclicos son sospechosos de ser carcinogénicos en algún grado en peces y animales; en concreto, se ha demostrado la capacidad de producir cáncer en humanos del benzo(a)pireno y el benzo(a)antraceno. Debido a estos problemas ambientales ocasionados por los HAPs, las diferentes legislaciones limitan su presencia en distintos tipos de aguas. Valgan como ejemplos los límites en aguas potables en los países de la Unión Europea, fijados en O,Olmg/l para el benzo(a)pireno y de 0,1 mg/l para el conjunto de HAPs medidos. Estos mismos límites son los propuestos por la Organización Mundial de la Salud (OMS) para aguas de bebida.
136 © Edic ion es Pa raninfo
Algunos contaminantes específicos O
CATÁSTROFES ECOLÓGICAS OCASIONADAS POR IMPORTANTES VERTIDOS DE PETRÓLEO Ha habido multitud de accidentes que han ocasionado el vertido de cantidades ingenies de crudo al mar. La mayor parte de ellos fueron causados por buques petroleros, aunque también puede haber otras causas, tales como roturas de oleoductos, accidentes en yacimientos de extracción, etc. Se señalan a continuación algunos de los más importantes de los producidos desde la década de los 60: Año 1967 1976 1978 1979 1979 1980 1983 1983 1987 1988 1989 1991 1992 1992 1994 1999 2001 2003
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Accidente Petrolero Torrey Canyon Petrolero Urquiola Petrolero Amoco Cádiz Petrolero Atlantic Empress Plataforma lxtoc 1 Pozo petrolífero Pozo petrolífero Petrolero Castillo de Bellver Petrolero Amoco Cádiz Petrolero Odyssey Petrolero Exxon Valdez Guerra del Golfo Oleoducto Petrolero Mar Egeo Rotura de oleoducto Petrolero Erika Petrolero Baltic Carrier Petrolero Preslige
Lugar Reino Unido España (La Coruña) Francia Barbados México Libia Irán Sudáfrica Francia Canadá Alaska Golfo Pérsico Uzbekistán España (La Coruña) Rusia Francia Dinamarca España
Vertido (toneladas) 130.000 95.000 234.000 141.000 476.000 143.000 272.000 267.000 200.000 146.000 37.000 816.000 272.000 76.000 104.000 37.000 1.900 70.000
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Capítulo
Tratamiento de aguas naturales O
5.1.
O
5 .2 .
Potabilización de aguas de consumo. Tratamiento de aguas para la industria.
Las personas utilizamos el agua habitualmente con tres fines principales: uso doméstico, uso agrícola y uso industrial. Generalmente, y a pesar de los peligros que puede ocasionar la presencia de sustancias tóxicas en el agua para las plantas, el agua para uso agrícola no suele tratarse químicamente. En contraste, los usos del agua en la industria son muy variados y específicos, por lo que puede necesitarse poco tratamiento (aguas de enfriamiento, por ejemplo) o, por el contrario, precisarse una pureza máxima (procesamiento de alimentos o fines analíticos) y por tanto un tratamiento de elevada exigencia. En la mayor parte de los casos, los tratamientos individuales para algún uso industrial suelen ser una aplicación, adaptada a cada caso, de los que se emplean en la purificación de las aguas municipales, a los que dedicaremos mayor extensión.
5.1. 5.1.1.
POTABILIZACIÓN DE AGUAS DE CONSUMO Introducción
Las etapas de que consta el proceso de potabilización de las aguas de uso doméstico pueden ser muy variadas, dependiendo de la calidad del agua natural (bruta o cruda) de partida. Se incluye una lista de los diferentes procesos utilizados aunque, normalmente, sólo los seis primeros son comunes a la mayoría de las estaciones de tratamiento. 1) Desbaste o cribado para la eliminación de sólidos mediante rejas y tamices. 2) Aireación/Preoxidación: para eliminar sustancias fácilmente oxidables, evitar problemas posteriores y mejorar sabor y olor, puede ser llevado a cabo sólo mediante un proceso de tipo físico mecánico (aireación), o también con una oxidación suave de tipo químico (preoxidación). 3) Coagulación-fioculación de la materia coloidal existente en el agua. 4) Decantación y filtración para eliminar los coloides coagulados y los sólidos en suspensión. ©Ediciones Paraninfo
139
O
Tratamiento de aguas naturales
5) Desinfección para el control de microorganismos patógenos. 6) Tratamiento de fangos (lodos). Tratamientos opcionales, a aplicar según calidad del agua de partida ~ según los usos a los que va a ser destinada: 7) Desalación de aguas para eliminar sales disueltas. 8) Ablandamiento para reducir la dureza del agua. 9) Adsorción con carbón activado para eliminar materia orgánica en exceso. 1O) Prevención de la corrosión. Un esquema general de una planta potabilizadora convencional sería el siguiente:
Oxidante
DESBASTE
1
Desinfectante: cloro, ozono,...
Coagulante y floculante
PREOXIDACIÓN
L
COAGULACIÓN -FLOCULACIÓN
~
DECANTACIÓN
__...
FILTRACIÓN
l
DESINFECCIÓN
¡ LODOS
Veamos con más detalle estos procesos de tratamiento.
5.1.2. Procesos de tratamiento 5.1.2.1.
Desbaste
En la toma de agua se puede producir un arrastre de diversos materiales: tierra, arena, hojas, hierbas, restos de embalajes, diversos cuerpos flotantes, etc., que hay que eliminar antes de su entrada en la planta de tratamiento. El desbaste consiste en la eliminación de las materias de mayor tamaño y puede incluir: Desbaste grosero: mediante rejas de 8 a 1O cm de separación entre barrotes. Desbaste f"mo: mediante rejas de 25 a 40 mm, si las materias en suspensión de gran tamaño son poco abundantes y no hay peligro de que deterioren la reja fina. En el caso de abundante presencia de hierbas y hojas que puedan atravesar las rejas, será necesaria la inclusión de un tamizado, mediante un tambor rotatorio o mediante bandas de tamizado. Dichos tamices utilizan mallas de 1 a 5 mm.
5.1.2.2. Aireación/preoxidación Estos tratamientos no necesariamente son llevados a cabo en cabeza del proceso de potabilización, sino que a veces se realizan en puntos intermedios de la secuencia de tratamiento; así, por ejemplo, puede efectuarse una aireación posterior al proceso de filtración, o una oxidación previa a la filtración-adsorción (oxidación intermedia). 140 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales O A) Aireación La etapa de aireación tiene los siguientes objetivos: • Oxidar especies inorgánicas en bajo estado de oxidación: Fe(II), Mn(II), Sulfuros ... • Eliminar compuestos orgánicos volátiles (COV), responsables de olores y sabores. • Aumentar el contenido en oxígeno disuelto del agua (recomendable en el caso de aguas subterráneas): mejora el sabor y el olor del agua, y contribuye a la oxidación del hierro, manganeso, sulfuro de hidrógeno, materia orgánica, etc. • Eliminar gases que pueda contener el agua, algunos corrosivos como el C0 2 y el H 2S (sobre todo en el caso de aguas subterráneas), u otros nocivos como el NH 3 • Se puede realizar de forma simple, por agitación del propio agua a tratar, o por contacto en contracorriente del agua con aire. B) Preoxidación La adición de un agente químico en estas primeras etapas de la secuencia de tratamiento (preoxidación) tiene por objeto oxidar: • Los posibles iones Fe(II) y Mn(II) existentes en el agua, para precipitarlos y eliminarlos posteriormente. • La materia orgánica oxidable, para facilitar su eliminación en las etapas posteriores. • Compuestos nitrogenados: amoniaco y nitritos, para convertirlos en formas menos nocivas. • Microorganismos (bacterias, algas, plancton), para evitar su desarrollo a lo largo del proceso. Todo ello, en función de la calidad del agua de entrada y con el fin de mejorar el funcionamiento y rendimiento de procesos posteriores, tales como mantener un nivel de desinfectante que evite el desarrollo de microorganismos. Lo más habitual es la utilización de cloro (lo que habitualmente se denomina precloración), aunque últimamente es frecuente el uso de otros oxidantes, como el ozono y el permanganato de potasio. En aguas con una calidad no excesivamente mala, puede ser suficiente la aplicación de dosis de cloro inferiores a la del «break-point» (ver apartado 5.2.5.A); actualmente, la disminución de la dosis de cloro en la precloración, o la sustitución del cloro por otro oxidante, es un tema de interés debido a la producción de compuestos orgánicos halogenados tóxicos (trihalometanos, etc.) que genera el cloro. Este tema se tratará más extensamente en el apartado de desinfección. Algunas de las reacciones químicas de estos procesos son: Exceso de Fe 2+ y Mn2 + __., ¡ Fe(OH) 3 + ¡ Mn0 2 Compuestos orgánicos de fácil biodegradabilidad ___,. t C0 2 + ... Sulfuros (S 2·) _...,. S0 2 , SO/-, SO/· Amoniaco (NH 3 ), Nitritos (N0 2·) _...,. Nitratos (No 3·) Las acciones del cloro y del ozono se estudiarán en el apartado de desinfección. Y ahora nos limitaremos a ampliar el uso del permanganato de potasio. ©Ediciones Paraninfo
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O
Tratamiento de aguas naturales
Permanganato de potasio (KMn0 4 ) Se trata de un oxidante de fácil manejo y coste relativamente bajo. Es además un potente desinfectante y puede ser usado conjuntamente con otros productos oxidantes/desinfectantes, para mejorar el tratamiento en función de la calidad del agua a tratar. Es frecuente la aplicación antes y después de una precloración y, sobre todo, antes de la adición de los agentes de floculación, ya que puede coadyuvar al proceso. El permanganato actúa como buen eliminador de hierro y manganeso y también de sulfuros, cianuros y fenoles. Es además un buen algicida y bactericida; para un correcto funcionamiento debe ser utilizado en medios básicos, en los que el permanganato se reduce a Mn(IV), que se presenta en forma de dióxido de manganeso (Mn0 2 ) que es insoluble y se elimina por precipitación. Las reacciones químicas que tienen lugar son, por ejemplo: • Reacción de reducción del permanganato: Mn0 4- + 2 H 2 0 + 3e- -<> Mn0 2 ! + 4 OR El Mn0 2 formado se elimina mediante técnicas de coagulación. • Eliminación del hierro y manganeso: KMn0 4 + 3 Fe(HC03 ) 2 + 2 H 2 0-<> Mn0 2 ! + 3Fe(OH) 3 ! + 5 C0 2 t + KHC0 3 2 KMn0 4 + 3 Mn(HC0 3 ) 2 -<> 5 Mn0 2 ! + 4 C0 2 f + 2 H 2 0 + 2 KHC0 3 • Eliminación de materia orgánica 2 KMn04 + H20 +Materia Orgánica~ 2Mn0 2! + 2KOH +312 0 2 +Materia Orgánica oxidada
Otras ventajas • Elimina eficazmente olores y sabores producidos por compuestos orgánicos. • No posee carácter tóxico y no comunica al agua sabor ni olor de ningún tipo. • En el proceso se forma Mn0 2 , que es beneficioso en la eliminación de impurezas en el proceso de coagulación, al actuar como floculante. • Es económico y sencillo en su manipulación. • Evita la formación de organoclorados, por sustitución del cloro.
5.1.2.3.
Coagu/ación-Flocu/ación
El objetivo principal de la clarificación de un agua es eliminar su turbidez, causada por materia en suspensión y coloidal, con lo que en esta etapa también se elimina parcialmente el contenido en materia orgánica del agua. La clarificación engloba los procesos de coagulación-floculación, decantación y filtración. Hay partículas en las aguas naturales que por su diminuto tamaño, o estabilización en forma de coloides, no sedimentan por un proceso físico. Estas partículas coloidales (tamaño aproximado de entre 10-1-10-3 µm) suelen ser responsables, entre otras, de dos características no deseables en el agua potable: la turbidez y el color. Se recogen a continuación algunos datos comparativos de velocidad de sedimentación, según el tamaño de algunas de las partículas frecuentes en las aguas naturales. 142 ©Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
Diámetro (mm) 10 1 0,1 0,01 0,001 0,0001 0,00001 0,000001
Partícula representativa Sedimentables Grava Arena gruesa Arena fina Arcilla Intermedias Bacterias No sedimentables Partícula coloidal Partícula colo idal Partícula coloidal
O
Tiempo de sedimentación para 1m 1 s. 10 s. 2 min. 2 h. 8 días 2 años 20 años 200 años
La mayoría de las partículas coloidales o micelas existentes en las aguas naturales están estabilizadas por presentar cargas superficiales electrostáticas (adsorción de iones) que originan fuerzas de repulsión entre ellas e impiden su aglomeración. En general son cargas negativas, y la coagulación consiste en la neutralización de dichas cargas superficiales por adición de electrolitos. El potencial (Z) que se establece entre la carga negativa externa de las partículas coloidales (micelas) y la carga positiva del seno del fluido dispersante próximo a la partícula (la doble capa eléctrica), es una medida de la estabilidad del coloide e indica la mayor o menor dificultad de coagulación del mismo. La función del coagulante es reducir o eliminar dicho potencial. Para conseguir la eliminación de las micelas coloidales es necesaria la adición de determinadas sustancias que permitan su coagulación, aglomeración y posterior sedimentación. El proceso se denomina coagulación-floculación. Es preciso señalar que no existe unanimidad en las interpretaciones de los términos coagulación y floculación; en la bibliografía se recogen algunas, tales como: Coagulación: Acción de aglomerarse partículas finas coloidales, por adición de sustancias coagulantes. Desestabilización por compresión de las dobles capas eléctricas que rodean las partículas coloidales. Floculación: Formación de fióculos como consecuencia de la reunión de partículas en la coagulación mediante un proceso mecánico, químico o mecanoquímico. Desestabilización de partículas coloidales por la adición de polímeros orgánicos y formación posterior de puentes partícula-polímero-partícula. Otras veces se utiliza el término coagulación para señalar el proceso global de agregación de partícula, incluyendo la desestabilización y el transporte de las mismas. El término floculación se emplea en ocasiones para describir sólo la etapa de transporte. En tratamiento de aguas, «coagulación» lo utilizaremos para el fenómeno de desestabilización de los sistemas coloidales y «floculación» para la aglomeración de las partículas coloidales desestabilizadas. © Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de aguas naturales A) Coaguladón La coagulación (anulación del potencial Z) se consigue por adición de electrolitos, siendo los más utilizados las sales de iones polivalentes, que son mucho más efectivos (los trivalentes son unas 30 veces más efectivos que los divalentes y éstos a su vez 30 veces más que los monovalentes). En ocasiones se emplean H• por su movilidad. Los principales compuestos químicos usados como coagulantes son las sales de AP• y Fe 3 +. • Sales de aluminio: sulfato de aluminio, cloruro de aluminio, policloruro de aluminio (polímero inorgánico de aluminio). • Sales de hierro: cloruro de hierro (III), sulfato de hierro (III) . Los principales parámetros a controlar en la etapa de coagulación son la dosis de coagulante y el pH de coagulación. Los dos mecanismos principales que intervienen en el proceso son: • Neutralización de cargas y precipitación: las cargas proporcionadas por los iones del coagulante neutralizan la carga superficial de las micelas, desestabilizando las partículas coloidales y permitiendo su aglomeración (formación de microflóculos). • Adsorción sobre un precipitado originado por el coagulante («Coagulación por barrido»): algunos agentes coagulantes producen la formación de un precipitado de Al(OH) 3 o Fe(OH) 3, el cual engloba y arrastra a las partículas coloidales en su precipitación, formando partículas de mayor tamaño. En las Figuras 5.1 A y B, se pueden observar los esquemas de los dos principales mecanismos de coagulación que se acaban de indicar:
'\_ "' -\]{ <¡>
i-
-+,
"'
'~©
(A)
'
..(J_
o
AGLOMERACIÓN
o
DE CARGAS
7V~., ©
o
•
¡v~
!
ºe]º ºgº g ºgº
NEUTRALIZACIÓN
o
• DEMICELAS
C]h o
~
o
ºg:Vº Micelas coaguladas (Microflóculos)
o Particulas coloidales estables
g
o
Partículas coloidales neutralizadas
o
"' Coagulante (especies catiónicas)
_(]_ ,¡
o
b\J
-! SJ-
ADSORCIÓN
(B)
Q
Particulas de hidróxido originadas por el coagulante
FIGURA
1111-'
.0cJ~
~~ \J Cj
Flóculos
-CJ_ Particulas coloidales estables
5.1. Esquema de diferentes mecanismos de coagulación: (A) Neutralización de cargas. (B) Adsorción y barrido.
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Tratamiento de aguas naturales
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El primer mecanismo predomina en condiciones de bajo pH y bajas dosis de coagulante (dosis excesivas podrían «reestabilizar» la partícula coloidal por inversión de carga), mientras que el segundo mecanismo predomina en condiciones de alto pH y altas dosis de coagulante. La adición del coagulante debe realizarse de tal modo que se posibilite una mezcla rápida del reactivo químico con el agua; para tal fin, es recomendable utilizar un depósito o reactor de mezcla dotado de algún sistema de agitación rápida (hélices, turbinas, etc.), operando a velocidades en torno a 100-200 rpm, aunque a veces se aprovecha únicamente la turbulencia creada por la adición del reactivo al agua. Una parte de los iones metálicos del coagulante se dirigen a la neutralización directa de las cargas del coloide, mientras que otros originan una serie de reacciones en el agua (reacciones hidrolíticas), formando bien cationes hidroxilados o hidróxidos insolubles, lo que aumenta el carácter ácido de la disolución. Las reacciones químicas que pueden producirse son muy diversas y además estos cationes se encuentran siempre hidratados. Por ejemplo, la utilización de Alz(S0 4 ) 3 o FeCl3 implica una serie compleja de procesos, algunos de los cuales se indican de forma simplificada: Alz(S0 4) 3 en H 20 __., 2 Af 3 +(aq) + 3 SO/(aq) FeCl3 en H 2 0 __., Fe3 +(aq) + 3 Cl-(aq) Estos iones hidratados pueden evolucionar a la formación de iones más complejos o a la formación de hidróxidos insolubles: a) Formación de iones: Al(H2 0)/+ + H 2 0 __., Al(H 2 0) 5 (0H) 2 • + H 3 Q+ Fe(H 2 0) 53 • + 2 H 2 0 __., Fe(H 2 0MOH) 2 + + 2 H 3 0• b) Formación de hidróxidos: AP•(aq) + 3 Off __., Al(OH)is) Fe3 +(aq) + 3 HC0 3- __., Fe(OHMs) + 3 C0 2 Los hidróxidos son precipitados gelatinosos que atrapan a los coloides y facilitan su sedimentación. El pH es un factor crítico en el proceso, siempre hay un intervalo de pH en el que un coagulante específico trabaja mejor, y ese valor debe quedar en la zona de mínima solubilidad de los iones metálicos del coagulante. Para el Af3 + el intervalo de pH suele estar entre 6-7,4, mientras que para el Fe3• la zona es más amplia, pH> S. La dosificación de coagulante a emplear se obtiene experimentalmente por mediciones de la turbidez residual en función de la dosis de reactivo añadido y del pH de trabajo. B) Floculación Los floculantes son productos químicos que favorecen la agrupación de las partículas coloidales desestabilizadas (coaguladas) en partículas de mayor tamaño (flóculos), que sedimentan más fácilmente. Los principales compuestos utilizados en la actualidad como floculantes son polielectrolitos orgánicos sintéticos, con cargas eléctricas y/o grupos ionizables, que hacen de «puente» entre las partículas, agrupándolas. Los hay de tipo no iónico, aniónico y catiónico. © Ediciones Paraninfo
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D
Tratamiento de aguas naturales a) No iónicos: La poliamilamida o el óxido de polietileno
+
+H2
H2 H-+ e-e 1
H2
l
c-c-oT
n
n
CONH 2
b) Catiónicos: Sales de amonio derivadas de polietilenamina
+
H2 H2 H2 1+
c-c-NT c1
y de polivinilaminas
_
n
+
H2
l+
c-cHJ 1
CI
-
n
NH3
e) Aniónicos: Poliamilamida parcialmente ionizada
+
H2 H+ e-e
-+H2e-eH-t ······
1 n CONH2
1 n COO"Na+
Sales del ácido Poliacrílico
+~'-f+ coo·
También se puede utilizar sílice activada, solución de ácido polisilícico (H2Si03)n y polielectrolitos naturales: almidón, taninos, alginatos, ... Los floculantes catiónicos anulan la carga del coloide, pudiendo actuar también como coagulantes. Los aniónicos y no iónicos, no anulan Z, pero producen una adsorción de grupos activos de la cadena de polímero sobre los coloides, modificando el estado de superficie de éstos y su potencial Z. En ambos casos el agente floculante actúa de «puente» entre las micelas, provocando su aglomeración en forma de partículas de mayor tamaño llamadas flóculos, mediante un mecanismo de reticulación. En la Figura 5.2 observamos un esquema del mecanismo de la floculación que puede provocar la adición de un polímero sobre las micelas coloidales que han sido desestabilizadas por la acción del coagulante. En el proceso se originan macroflóculos, formados por el conjunto de micelas coaguladas y moléculas del polielectrolito. La floculación debe realizarse en depósitos (floculadores), que al contrario que en la coagulación, estén provistos de sistemas de agitación lenta: una velocidad lenta (10-20 rpm) no romperá los flóculos ya formados y favorecerá la aglomeración progresiva de los mismos.
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Tratamiento de aguas naturales
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MICELAS DESESTABILIZADAS (COAGULADAS) (FLÓCULOS)
~ MACROMOLÉCULAS DE FLOCULANTE
FIGURA 5.2. Representación esquemática del proceso de floculación.
5.1.2.4. Decantación
La separación de los flóculos originados en el proceso de coagulación-floculación se realiza en una operación denominada sedimentación o decantación, aumentando el tiempo de permanencia del agua en depósitos adecuados, denominados decantadores. Los flóculos sedimentados dan lugar a los fangos (lodos), los cuales son purgados periódicamente del decantador. El agua decantada (libre de flóculos) se recoge en superficie. Los factores de los que depende el proceso de sedimentación son, entre otros: tamaño y peso específico de las partículas, concentración de flóculos, tiempo de retención, temperatura, etc. Los decantadores utilizados pueden dividirse en estáticos y por contacto de fangos o dinámicos. En este segundo grupo, el término dinámico se utiliza para referirse a decantadores en los que se produce el contacto continuo entre el agua floculada y los fangos, con el fin de acelerar y mejorar la decantación. El contacto se establece por recirculación de los fangos, o por formación de un lecho de fangos, que es atravesado por el agua . Para reducir el tamaño de los decantadores y aumentar su eficacia, se ha desarrollado la tecnología de introducción en los depósitos de !amelas o placas (decantación lamelar), generalmente inclinados un cierto ángulo. En las Figuras 5.3 y 5.4, podemos observar dos decantadores del tipo contacto de fangos, utilizados en el campo del tratamiento de aguas de consumo. La Figura 5.3 muestra un decantador tipo PULSATOR. El agua bruta a decantar se introduce por un canal central donde se realiza el vacío. Al llegar a un nivel 1, una válvula rompe el vacío y el agua es impulsada por la zona baja atravesando el manto de fangos; al llegar al nivel 2 vuelve a repetirse el proceso. El llenado, descarga y paso del agua por el lecho de fangos se produce de forma intermitente (pulsos), de donde proviene el propio nombre del decantador. El agua clarificada se recoge por la parte superior mediante unas canaletas y el exceso de fangos cae a unos canales laterales en el fondo, de donde son extraídos. © Edic iones Paraninfo
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D
Tratamiento de aguas naturales
Canaletas de recogida de agua decantada
-
Bomba de vacío
Nivel 1
~~Nivel 2 1 1 1 1 ENTRADA DE AGUA
w--a -\¡
-
Extracción de fangos
...
Lecho o manto de fangos
~ Circulación del agua
Reparto de agua hacia el manto de fangos
FIGURA 5.3. Esquema de decantador de lecho de fangos, tipo PULSATOR.
ENTRADA AGUA BRUTA
Extracción de fangos Recirculación de fangos
Zona mezcla primaria rápida
(agua bruta+coagu lante+fangos)
FIGURA 5.4. Esquema de decantador dinámico, con recirculación de fangos tipo ACCELATOR NS.
148 © Ed icione s Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
O
La Figura 5.4 muestra un decantador llamado ACCELATOR NS. El agua bruta se introduce en la parte central en una zona de mezcla rápida primaria; en ella se puede realizar la adición de los reactivos coagulantes y se mezcla con parte de los fangos que se recirculan. La mezcla se consigue con turbinas que agitan el sistema. La zona por encima de la anterior se denomina de mezcla secundaria o de floculación, en ella se van formando los flóculos de fango de tamaño más grande. De ahí pasa a las zonas laterales del decantador, en una de ellas (parte izquierda de la figura) el agua con los fangos formados se recircula a la zona de mezcla primaria y en la otra (parte derecha de la figura) se produce la concentración de fangos. El exceso de fangos más densos se va extrayendo de la misma. El agua clarificada sale por la parte superior a través de unos canales de recogida.
5.1.2.5.
Filtración
La filtración es una operación que consiste en hacer pasar un líquido que contiene materias en suspensión a través de un medio poroso o filtro, que permite el paso del líquido pero no el de las partículas sólidas, quedando éstas retenidas en el mismo. De este modo, las partículas que no han sedimentado en el decantador son retenidas en los filtros, en función del tamaño de partícula y del tamaño de poro del filtro. Se distingue entre filtración en superficie, donde la filtración se realiza sobre un elemento soporte, delgado, grueso o con precapa, que funciona como tamiz y Hltración en profundidad, en la que actúa toda la masa filtrante. El sistema más utilizado en la potabilización del agua es el denominado «filtración en profundidad» o «filtración a través de lecho filtrante», donde las partículas quedan retenidas también en el interior del material que constituye el lecho. Los materiales más empleados como medios filtrantes son la arena y la antracita, aunque últimamente es ya frecuente el uso de filtros de carbón activado granular, los cuales son más eficaces que los anteriores, ya que a la capacidad de retención de partículas hay que sumar el carácter adsorbente del carbón activado, sobre todo frente a compuestos orgánicos. La utilización en el lecho filtrante de partículas de diferente tamaño plantea el problema de su distribución; en general, de mayor a menor tamaño en la dirección del flujo de agua. También pueden usarse lechos mixtos o multicapa, constituidos por más de un material filtrante con densidades diferentes: arena-antracita, arena-carbón activado, etc. La altura del lecho depende de la naturaleza del mismo, de la granulometría y del sentido de flujo. En potabilización, con lechos de arena de flujo descendente, suele oscilar entre 0,8-1,2 m. La retención de partículas en los filtros provoca un progresivo atascamiento de los mismos, hasta llegar a anular su capacidad de filtración, por lo que, periódicamente, se lavan en contracorriente; existen dos sistemas principales de lavado: agua y agua con aire (más efectivo). Según la fuerza impulsora del agua, los filtros también pueden subdividirse en filtros por gravedad (sistemas abiertos y cerrados) y filtros a presión (necesariamente sistemas cerrados), utilizándose de uno u otro tipo según el caudal de la planta de tratamiento (filtros abiertos para grandes caudales) y el destino del agua potabilizada (urbana, industrial). En la Figura 5.5 se puede observar un filtro en profundidad abierto, en fase de filtración (A) y en fase de lavado con sistema aire-agua (B). © Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de aguas naturales Distribuidores agua de entrada
Válvula de salida de aguas de lavado
---i--
Lecho filtrante
Soporte del lecho
Canal recogida agua filtrada ~ Flujo de agua
J9l)i. Flujo de agua de lavado o O Burbujas de aire
(8)
(A) FIGURA 5.5.
Filtro abierto de arena tipo AQUAZUR (corte transversal). (A) En fase de filtración. (B) En fase de lavado agua-aire.
En la fase de filtración, Figura (A), el agua llega por los distribuidores de entrada y atraviesa el lecho filtrante, habitualmente de arena en las plantas potabilizadoras, por gravedad. El agua filtrada atraviesa el soporte del lecho y es recogido por un canal en la parte central del fondo del filtro. El filtro va perdiendo porosidad (colmatación) y en la fase de lavado, Figura (B), se introduce por la parte baja del filtro agua de lavado y aire en finas burbujas, mediante difusores. El agua de lavado se recoge por el vertedero central y normalmente se recircula al tanque de coagulación. Otra de las variables del proceso de filtración es el sentido de flujo del agua, que implica clasificar los filtros como: flujo descendente, flujo ascendente, flujo mixto o partido, flujo horizontal y flujo radial. En la Figura 5.6 a vemos un esquema de algunos de los flujos más utilizados en potabilización y depuración de aguas. En la Figura 5.6 b vemos un ejemplo de filtro cerrado que puede trabajar a presión, con lecho filtrante de doble capa; el flujo es descendente y el lavado agua-aire en contracorriente. 5.1.2.6. Desinfección Se entiende por desinfección la operación unitaria que tiene como objetivo eliminar organismos patógenos de un agua, especialmente bacterias, virus y otros parásitos. Debe distinguirse del término esterilización, que consiste en eliminar la totalidad de los microorganismos presentes en el agua, sean o no patógenos. Interés de la desinfección 150 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
Entrada de agua
O
retención
f
Entrada de agua
f ~ Salida de agua
filtrada
f
Soporte
Entrada de agua
Soporte Entrada de agua
A
e
B
FIGURA 5.6
a. Sentido de flujo en lechos filtrantes. (A) Descendente. (8) Ascendente. (C) Mixto o partido.
Salida de aire
Soporte del lecho
~
r··
Arena
ttt
1
Aire
f Flujo de agua FIGURA 5.6 b. © Ediciones Paraninfo
Salida de agua de lavado
Entrada agua bruta
- - - - - i • Agua filtrada
Agua de lavado
Filtro cerrado de doble capa, de flujo descendente y sistema de lavado aire-agua. 1
151
D
Tratamiento de aguas naturales
El proceso tiene importancia no solo para potabilización de aguas, sino también para aguas destinadas a diferentes procesos industriales (materia prima, envasado, refrigeración, ... ) e incluso en el tratamiento de aguas residuales, como tratamiento terciario, en algunos casos de reutilización de las mismas. El agua se puede considerar como un vehículo perfecto para la transmisión de muchas enfermedades de tipo infeccioso, que pueden ser de tres tipos: de origen bacteriano, de origen vírico y de origen parasitario. Algunas se indican a continuación: Origen Bacteriano: Cólera - Vibrio B Fiebre tifoidea - Salmonellas Fiebres paratíficas - Salmonellas Disentería bacilar - Shigellas Diarrea infantil - Eschericia Coli patógenas Tuberculosis - Mycobacterium
Origen Vírico: Poliomielitis - Enterovirus Hepatitis infecciosa - Virus A Conjuntivitis - Adenovirus Gastroenteritis - Reovirus Origen parasitario: Protozoos: Disentería amebiana - Entamoeba Gastroenteritis y diarreas - Cryptosporidium y Giarda Helmintos: Helmintiasis y Distomatosis Puede haber en el agua otros tipos de organismos indeseable~ no patógenos per se, como algas, moluscos, crustáceos, nematodos, etc. Aspectos a tener en cuenta en un proceso de desinfección Un buen desinfectante o método de desinfección debe reunir un conjunto de condiciones, entre las que cabe destacar: • Elevada capacidad de destrucción de microorganismos. • Ser inocuo y no producir sabor u olor desagradable. • Permanencia en el agua. • Rapidez de actuación y que ésta sea lo más independiente posible de fluctuaciones de pH, temperatura, concentración y variación de condiciones físicas. • Facilidad de manipulación, almacenamiento, determinación (automática) y precio asequible. Todos los métodos utilizados pueden plantear problemas en alguno de los aspectos señalados, por lo que será necesario decidirse por el más adecuado en cada caso, teniendo en cuenta, además, entre otros criterios: • Características físico-químicas del agua a tratar: pH, temperatura, materia orgánica. • Características y concentración de los microorganismos a eliminar. • Productos resultantes de la desinfección (subproductos de la desinfección o DBPs) que perjudiquen la calidad del agua: clorofenoles, trihalometanos (THMs), aldehídos, bromato, ... Clasificación de los desinfectantes o métodos de desinfección
152 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
O
Atendiendo a su naturaleza se pueden dividir en dos grandes grupos, físicos y químicos. Físicos: Calor: resulta económicamente muy costoso. Luz: natural o con luz ultravioleta (muy raramente se usan rayos y o X). Coagulación, sedimentación y filtración (es en realidad físico-químico). Químicos: En general, compuestos o especies oxidantes, aunque no es equivalente el poder oxidante y el desinfectante. Cloro y derivados: hipocloritos, dióxido de cloro, cloraminas, ... Ozono, Permanganato de potasio, Agua oxigenada, Iones metálicos (Ag+). Yodo, Bromo, ... Biocidas no oxidantes: agentes tensoactivos, compuestos organometálicos, ... Los desinfectantes más empleados en aguas potables, y de los que hablaremos con mayor extensión, son: Cloro y derivados, Ozono y Permanganato de potasio.
A) Desinfección con Cloro En la actualidad sigue siendo el más utilizado de todos los desinfectantes químicos que tienen acción sobre todos los microorganismos patógenos. Se puede utilizar en forma pura, líquido o gas, o en forma de los derivados que origina en el agua: hipoclorito de sodio (o de calcio) y ácido hipocloroso. Los equilibrios químicos a los que dan lugar en el agua estas sustancias doradas, y que las interrelacionan entre sí, son: a) El cloro sufre un proceso de hidrólisis, originando los ácidos hipocloroso y clorhídrico: Cl2 + H 2 0
~
HCl + HClO
K (20 ºC) = 3,3·104
b) El ácido hipocloroso es un ácido débil y por lo tanto se disocia parcialmente: HClO • H,o • H+ + c10-
Ka= 2, 7 ·10-8
c) La adición de hipocloritos produce la disociación en los correspondientes iones, con la posterior hidrólisis del anión hipoclorito: NaClO
H,O
Clo- + H 2 0
~
•
Na+ + c10-
HClO + Off
La proporción relativa de cada una de las tres especies, Cl2 , HClO y c10-, depenéfe principalmente del pH del medio, siendo el ácido hipocloroso mayoritario hasta valores de alrededor de 9 a las temperaturas más habituales del agua; otros factores secundarios, que también influyen, son la temperatura y el contenido en cloruros del agua. Los potenciales estándar de reducción de cada una de las tres especies empleadas se indican a continuación, pudiéndose observar que el mayor valor corresponde al ácido hipocloroso, que se considera el biocida más efectivo de los tres y a quien se debe esencialmente la acción desinfectante:
Derivado dorado (Par redox) Cloro ( Cl2/CI- ) © Ediciones Paraninfo
Potencial (Eº) en voltios 1,36
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Ac. Hipocloroso (HClO/ c1-) 1,49 Hipocloritos (Clo-¡ c1-) 0,89 El proceso de desinfección estará favorecido a pH<7, por dos razones, el predominio del ácido hipocloroso (HClO), como ya se ha indicado, y el hecho de que aumenta el valor de su potencial, pues depende del pH del medio.
Otras reacciones del cloro en el agua El cloro y sus derivados pueden experimentar reacciones químicas con diferentes sustancias presentes en el agua por procesos de cloración y/u oxidación de las mismas. Se indican como ejemplos, algunas: Materia orgánica: Cloración de diferentes tipos de sustancias (fenoles, aminas, olefinas, ... ) Cl2 + R-H ....... R-Cl + HCl (lenta) Cl 2 + RNH2 ....... RNHCl + HCl (formación de cloraminas) Especies inorgánicas reductoras: Cl2 + 2 Fe2+ ....... 2 Fe3++ 2 c1- (rápida) Cl2 + H 2S --+ S + 2 HCl (rápida) La acción del cloro sobre los microorganismos patógenos se produce de dos maneras: - Oxida y destruye el protoplasma de las células bacterianas. - Pasiva a determinadas enzimas cuya acción es necesaria para la nutrición de los microorganismos.
Dosis necesaria de cloro y curva de cloración La acción desinfectante del cloro se consigue mediante adición en exceso, de forma que permita satisfacer la demanda de cloro del agua y dejar cloro residual libre que destruya los microorganismos patógenos. Dosis de cloro
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Demanda de cloro + Cloro libre residual
Demanda de cloro de un agua: se define como la cantidad de cloro que reacciona con las sustancias presentes en un agua susceptibles de ser doradas u oxidadas. Cloro libre residual: es la cantidad de cloro en forma activa (cloro molecular, ácido hipocloroso e hipoclorito) que permanece en el agua, tras reaccionar con las sustancias susceptibles de demanda de cloro. Cloro combinado residual: Cantidad de cloro en el agua que está combinado químicamente con el amoniaco (cloraminas) y con compuestos aminados orgánicos (cloraminas orgánicas). También tiene acción desinfectante, aunque menor que el cloro libre. En aguas potables es necesario mantener un cierto nivel (0,5-2,0 mg/l) de cloro residual posterior al tratamiento, para mantener el efecto desinfectante en las mismas hasta el punto de distribución. Por ello, es importante conocer la evolución de las cantidades de cloro añadidas a un agua, aspecto que se conoce como «curva de cloración». En la Figura 5.7 se ilustra una curva de cloración típica, con aguas que contengan una cierta cantidad de sustancias susceptibles de reacción con el cloro. Se representa la cantidad de cloro residual en función de la dosis de cloro añadida
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Curva de cloración de un agua genérica con «punto de ruptura» (break-point).
(variable en cada tipo de agua); en ella se pueden observar las siguientes zonas más características: - Zona A-B: Ausencia de cloro residual, debido a la reacción rápida del cloro con las sustancias reductoras presentes en el agua y su consiguiente transformación en cloruro. - Zona B-C: El cloro se combina con determinadas sustancias orgánicas del agua (reacciones de cloración) y con amoniaco libre o combinado (aminas), formando cloraminas. En esta zona el agua queda con una cierta cantidad de cloro combinado residual, que es el predominante, con una acción desinfectante menor y más lenta que las formas de cloro libre residual. - Zona C-D: Las cloraminas formadas se destruyen (oxidación) por la adición sucesiva de cloro (ver Apartado 5.1.2.6.C), produciéndose un mínimo en la curva de cloración (punto crítico), ya que disminuyen las cantidades de cloro residual con acción desinfectante activa. - Zona D-E: El cloro residual aumenta linealmente con la dosis de cloro, con predominio de las formas de cloro libre residual que mantienen la acción desinfectante posterior. Se define el punto crítico o de ruptura, «Break-point» (punto D), como la dosis de cloro a partir de la cual todo el cloro añadido pasa a ser cloro libre residual. © Ediciones Paraninfo
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En el caso de la cloración de aguas potables, suele ser habitual la dosis de cloro denominada al «break-point», consistente en añadir cloro suficiente para satisfacer la demanda inmediata de este compuesto (oxidación de compuestos inorgánicos), la demanda posterior (formación y posterior destrucción de cloraminas) y lograr que las siguientes dosis de cloro aplicadas permanezcan en el agua como «cloro libre residual», apto para ser utilizado exclusivamente con fines desinfectantes. La evolución de dicha cloración al «break-point» se ilustra en la ya citada Figura 5.7. La curva de cloración, y los correspondientes puntos criticos, son distintos según el tipo de agua a tratar (contenido de especies amoniacales, materia orgánica, ... ), por lo que se debe determinar experimentalmente en cada caso. El punto critico es la dosis para la cual es menor el sabor y más completa la eliminación de color en el agua tratada. Algunas aguas, sin amoniaco y con bajos contenidos en materia orgánica susceptible de cloración, no presentan punto critico ni máximo en su curva de cloración. Parámetros que influyen en la cloración: podemos destacar, como más importantes, los siguientes: • pH del agua, como ya se ha comentado en los apartados anteriores. • Temperatura: la eficiencia aumenta con la temperatura, pero también la proliferación de microorganismos. • Tiempo de contacto, viene regulado por la ley de Chick: log(N/Nf) = - K.t N¡ = número de microorganismos iniciales. Nf = número de microorganismos finales. K= constante caracteristica de cada microorganismo, sistema y tipo de desinfectante. Es preferible aumentar el tiempo de contacto que recurrir a una mayor dosis de cloro. ·
Inconvenientes de la cloración El cloro puede presentar problemas de toxicidad en el almacenamiento y empleo del mismo, pero el aspecto más importante se refiere a la formación de subproductos de la desinfección. Éstos son compuestos orgánicos dorados originados en la reacción del cloro con la materia orgánica del agua. Los más importantes son los trihalometanos o haloformos (THMs), algunos de los cuales tienen potencial carcinogénico, aunque también pueden formarse otros. - Trihalometanos: sustancias halogenadas volátiles derivadas del metano. Los más importantes son los bromoclorados, formados por la acción del cloro sobre la materia orgánica y la presencia de ión bromuro en el agua: cloroformo (CHCl 3), bromodiclorometano (CHBrCl2 ), dibromoclorometano (CHBr2CI) y bromoformo (CHBr3), cuya concentración se encuentra limitada en la legislación de aguas potables. También se incluyen en este grupo otras especies halogenadas derivadas del etano. - Los principales compuestos orgánicos precursores de halometanos son las sustancias húmicas. - La presencia de fenoles en agua o compuestos que contengan grupos fenólicos ocasiona la producción de clorofenoles, que dan sabores muy desagradables al agua a muy pequeñas concentraciones.
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- Otros subproductos de la cloración son: ácidos haloacéticos, halocetonas, haloacetonitrilos, etc., todos ellos microcontaminantes de mayor o menor toxicidad.
Ventajas de la cloración Podríamos resumir las ventajas de la utilización del cloro en el proceso de desinfección del agua, y que explicarían el uso mayoritario del mismo, en los siguientes aspectos: • Alto poder desinfectante y oxidante del cloro y derivados. • Importante acción desinfectante residual. • Buen conocimiento de los procesos en los que interviene el cloro en el agua. • Costes relativamente bajos del proceso de cloración.
B) Desinfección con Dióxido de cloro Cuando la utilización del cloro lleva a la obtención, en concentraciones importantes, de subproductos indeseables como los señalados en el apartado anterior, puede ser más interesante la utilización de otro desinfectante dorado, como el dióxido de cloro. Éste se genera industrialmente mediante la reacción del clorito de sodio con cloro o ácido clorhídrico, siendo más habitual el primer proceso en las plantas potabilizadoras que disponen de cloro, en las que a veces se utiliza el tratamiento conjunto de ambos: Cl2 (aq) + 2 NaC10 2 (aq)
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2 Clüz(aq) + 2 NaCl(aq)
Es un oxidante más fuerte que el cloro, no se combina con el amoniaco ni dora las sustancias orgánicas (lo que representa una ventaja en cuanto a sabor y olor y formación de especies tóxicas), a la vez que elimina especies inorgánicas como s 2-, Fe 2 + y Mn 2 + y puede degradar por oxidación numerosos compuestos orgánicos (fenoles, aminas, ... ). El valor de su potencial estándar en el proceso de reducción a ión cloruro es de 1,50 V, variando su valor con la acidez del medio:
A los pH habituales (6-8) del tratamiento del agua, el dióxido de cloro se hidroliza de forma semejante al cloro y, al igual que en el caso anterior, el ácido cloroso, HC10 2 , parece ser el agente desinfectante (bactericida) que predomina en el proceso:
Se trata de un buen bactericida que actúa sobre una gran variedad de bacterias, virus, larvas, etc., a la vez que poderoso algicida, requiriendo tiempos de contacto pequeños para lograr una destrucción casi completa de microorganismos. Los subproductos que se consideran en el tratamiento con el dióxido de cloro son únicamente clorito y clorato, sin datos todavía suficientes de acción tóxica en el medio. Una posibilidad de trabajo que combine la acción desinfectante con la mínima producción de subproductos tóxicos es la combinación en la planta pota© Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de aguas naturales bilizadora del uso de dióxido de cloro en preoxidación y de cloro en la desinfección final. Una de las desventajas que se consideran de este desinfectante, con respecto al cloro, es el mayor coste del tratamiento. C) Desinfección con Cloraminas Son agentes desinfectantes efectivos y se forman, en las aguas tratadas con cloro, por la reacción del amoniaco (NH 3) o el ión amonio (NH4 +), según el pH del medio, con los productos de hidrólisis del cloro. Para la formación de las cloraminas, el amoniaco puede estar ya como componente del agua a tratar o ser añadido durante el tratamiento, en la proporción adecuada. Las reacciones de formación de mono, di y tricloramina, las podemos esquematizar de la siguiente forma: NH 3 + HClO __.., NH2 Cl + H 2 0 (monocloramina) NH2 Cl + HClO __., NHC12 + H 2 0 (dicloramina) NHC1 2 + HClO __.., NC1 3 + H 2 0 (tricloramina) La proporción de cada una de las cloraminas es función de su velocidad de formación, que depende del pH del medio, la temperatura y de la proporción inicial de los reactivos (cloro-amoniaco). Las cloraminas tienen un menor poder desinfectante y menor potencial de electrodo que el cloro, pero mayor persistencia en el agua, y por lo tanto una importante acción desinfectante residual en la misma. Las cloraminas generan menor cantidad de compuestos organohalogenados que el cloro, incluidos los trihalometanos. Como ya se ha indicado al explicar la curva de cloración de un agua, el aumento de la dosis de cloro, en relación al nitrógeno amoniacal presente, provoca la destrucción (oxidación) de las cloraminas formadas. Los productos nitrogenados que se pueden derivar de esta oxidación dependen esencialmente de la proporción Cl 2/NH 3 • De forma simplificada, se indican algunas de las reacciones posibles: 3 HClO + 2 NH 3 __.., N 2 + 3HC1 + 3H2 0 (relación 3 : 2) HClO + 2 NHC1 2 + H 2 0 __.., 2 NO + 5 HCl (relación 5 : 2) D) Desinfección con Ozono (0 3 ) El ozono es una especie alotrópica del oxígeno que se obtiene habitualmente in situ en el proceso de tratamiento, mediante una fuerte descarga eléctrica (.. 20.000 V) sobre aire comprimido u oxígeno puro, totalmente desecado y filtrado. Se trata de un proceso altamente endotérmico que de forma global se representa como: 302
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Es una sustancia fuertemente oxidante, que en el agua puede reaccionar con muchas de las especies presentes en la misma, a la vez que actúa sobre el protoplasma de los microorganismos, provocando su destrucción. 158 ©Ediciones Paraninfo
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El ozono en el agua El ozono es algo más soluble en agua que el oxígeno, pero se descompone con relativa facilidad. Su vida media, a pH= 7 y a 20ºC, es del orden de 20-30 minutos, dato que habrá que tener muy en cuenta para su utilización como agente desinfectante. Esta inestabilidad se incrementa considerablemente en medio básico por la acción de los iones hidróxido. La descomposición del ozono produce oxígeno y una gran variedad de especies iónicas y radicalarias, que a su vez pueden actuar sobre las sustancias en disolución; destaca la formación del radical hidroxilo, ·OH, que es una especie con mayor poder oxidante que el ozono (Eº= 3,1 V) y con una gran capacidad de reacción, originando procesos muy rápidos y poco selectivos. Los factores que influyen en la mayor o menor estabilidad del ozono son, entre otros: pH, concentración de ozono, temperatura, luz UV (favorece la descomposición) y presencia de otras sustancias que aceleren o inhiban la descomposición. Entre las sustancias que inician o mantienen el proceso se encuentran: agua oxigenada (H 2 0 2 ), catión hierro (II) (Fe 2 +), ác. Fórmico, etc. Entre las que lo inhiben podemos mencionar: carbonatos (CO/), hidrogenocarbonatos (HCQ 3·), ter-butanol, ... En general, sustancias denominadas «secuestradoras» de radicales.
Acciones del ozono en el agua La importancia de esta sustancia en el agua radica, por un lado, en su elevado potencial redox, Eº ..2 V, superior al Cl 2 o Clo-, y por otro, en la serie de acciones fundamentales que puede ejercer: • Importante poder desinfectante como bactericida y virulicida, unas tres mil veces superior al cloro. El ozono no es sólo un desinfectante, sino también un buen agente esterilizante. • Fuerte capacidad de reacción y eliminación de microcontaminantes orgánicos: produciendo la eliminación de olores y sabores, por oxidación y ruptura de fenoles, pesticidas, colorantes, etc. • Actividad oxidante generalizada, lo que puede favorecer la precipitación de metales y la oxidación de sustancias húmicas, reduciendo el potencial de formación de subproductos (THMs, ... )en una posible cloración final. • Poder coagulante y floculante de materia coloidal, si se controlan las condiciones del proceso. Además, el ozono aumenta la concentración de oxígeno en el agua, y se puede utilizar en combinación con carbón activo, ya que incrementa la capacidad de adsorción del mismo y por lo tanto la de eliminación de materia orgánica, al fragmentarla en moléculas funcionalizadas de menor tamaño. Su acción no produce trihalometanos, ni otros subproductos organoclorados, aunque si se realiza una combinación de ozonización-cloración, hay que controlar las condiciones de operación para minimizar la aparición de este tipo de compuestos.
Parámetros que controlan los efectos de la ozonización. Cabe destacar: • Tasa de tratamiento: varía entre 5-15 g 0 3/m 3 agua. • Tiempo de contacto: 10-30 minutos. © Ediciones Paraninfo
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• Ozono residual: una tasa residual de 0,4 g O)m 3 durante 4 minutos asegura la acción. • Parámetros del agua a tratar: DBO, DQO, SS, T, pH, ...
Ejemplos de empleo de ozono a) Oxidación y eliminación de fenoles Fenol + 0 3 ~ ••• ~ácido mucónico ~ ... ~ácido oxálico (C 20 4 H 2 ) + 0 2 Transcurre a través de un proceso bastante complejo de reacciones, produciéndose polifenoles que, tras una oxidación posterior, conducen a la ruptura del anillo y a productos orgánicos cada vez más sencillos, y por tanto más fácilmente biodegradables. b) Eliminación de Fe y Mn: oxidándolos hasta Fe(III), (Fe(OH) 3 ) y Mn(IV), (Mn0 2 ), que pueden precipitar. Si los iones se encuentran formando complejos con ligandos orgánicos, el ozono los destruye. c) Eliminación de pesticidas y otros microcontaminantes: los oxida a compuestos de cadena corta (aldehídos, cetonas y ácidos) más fácilmente biodegradables. d) Se utiliza también en aguas de piscina. Para aguas de botellas, mejora el sabor a causa de su capacidad oxidante. e) Puede emplearse en tratamientos de aguas residuales para: • Eliminación de cianuros:
• Decoloración de efluentes industriales. • En industrias papeleras es muy utilizado, pues reduce considerablemente olor, color, COTy DQO, aunque aumenta la DBO.
Desventajas de la ozonización No es recomendable como desinfectante final ya que, debido a su inestabilidad, no presenta prácticamente una acción residual desinfectante con duración suficiente, por lo que se hace necesaria una post-cloración, lo que podría provocar, si no se controla adecuadamente el proceso, la aparición de un mayor número de compuestos orgánicos dorados. • Se forman numerosos compuestos orgánicos (aldehídos y cetonas, cetoácidos, ... )y radicales libres, algunos con posible toxicidad. En aguas con presencia de iones bromuro otro subproducto, de posible carácter mutagénico, es el ión bromato. • Alto coste del proceso: 10-15 veces más caro que el cloro. • Alta corrosividad del ozono, aproximadamente a dosis de 0,25 ppm, y resulta, además, peligroso ambientalmente en concentraciones de 0 3 superiores a 1 ppm. Sin embargo, cada vez es más frecuente el uso de ozono en las plantas potabilizadoras, al ser mayores las ventajas que los inconvenientes. La ozonización puede realizarse en los siguientes puntos del tratamiento: a) Preozonización: en cabeza de tratamiento. Se usa, principalmente, con el fin de eliminar hierro y manganeso, control de sabores y olores, ayuda al proceso de coagulación-floculación y como una primera desinfección. b) Ozonización intermedia: antes de la etapa de filtración o adsorción. Para eliminar materia orgánica natural del agua, aumentando su biodegradabilidad y para eliminar microcontaminantes orgánicos. 160 ©Ediciones Paraninfo
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c) Postozonización: al final de la secuencia de tratamiento. Con un fin exclusivamente desinfectante. E) Desinfección con biocidas no oxidantes Se emplean fundamentalmente para algunas aguas de uso industrial, como, por ejemplo, las de refrigeración. Se suelen utilizar combinados con otras sustancias para ampliar el espectro de actividad. Sólo han demostrado que tienen un carácter biocida superior al de los oxidantes, los siguientes compuestos: • El pentaclorofenol y otros fenoles dorados: son los más comunes, se utilizan solos o mezclados con ciertos tensoactivos aniónicos. • Compuestos organo-estañados: biocidas para muchas bacterias y algas. Se usan a pH> 7, a menudo combinados con dispersantes amónicos o aminados. • Compuestos organosulfurados: actúan compitiendo por la captación del hierro que las células necesitan para su respiración. • Sales de amonio cuaternario: son agentes tensoactivos catiónicos, efectivos contra bacterias y algas, especialmente a pH alcalino. • Acroleína: se emplea como sustituto del cloro en aguas muy contaminadas.
5.1.2. 7. Tratamiento de fangos Los fangos producidos en el tratamiento del agua potable proceden de las extracciones o purgas efectuadas en la decantación y del lavado de los filtros. Las materias que componen estos fangos son: plancton, materias minerales y orgánicas floculadas, hidróxidos metálicos de hierro y manganeso (si existían los metales en el agua original) y las sustancias añadidas para su tratamiento (hidróxidos metálicos procedentes del coagulante). Estos fangos tienen un comportamiento de fluido, debido a que el contenido en materia seca se sitúa generalmente entre un 0,2-2%; el tratamiento general a seguir con ellos consiste en concentrarlos, con el fin de conseguir un fango sólido (torta seca). Comprende dos pasos: Etapa de concentración: espesamiento por gravedad o por flotación, según la densidad del fango. Etapa de secado: mediante filtros banda, filtros prensa, centrífugas. Para conseguir mejores rendimientos se suelen emplear agentes coagulantes (cal) y floculantes (polielectrolitos). Con este tratamiento se consigue un fango final con un 15-25% de sequedad. Salvo en aguas muy cargadas en materia orgánica, no son necesarios procesos de digestión de los fangos. En la Parte 6 de Depuración de Aguas Residuales Urbanas se detalla más extensamente el tratamiento de fangos en general.
5.1.3. Procesos de tratamiento opcionales según calidad y uso del agua 5.1.3.1. Desa/aci6n de aguas marinas y salobres En la potabilización de aguas con alto contenido de sales minerales, aguas marinas {s3,5% de salinidad) y otras aguas salobres (s0,5%), es necesario ampliar el tratamiento que se ha detallado anteriormente en plantas convencionales, ya que ninguno de los procesos utilizados tiene como objetivo la eliminación de © Ediciones Paraninfo
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sales disueltas. Los valores de salinidad que se deben conseguir para un agua potable están por debajo del 0,05% de total de sólidos disueltos. Los procesos de desalinización empleados se basan en una de las siguientes posibilidades de separación de los componentes del agua salada: a) Obtención de agua potable por separación del agua: en el proceso de tratamiento es el agua la que se separa físicamente del sistema inicial (agua bruta) con un nulo o muy bajo contenido en sales, mediante un cambio de fase (destilación y congelación) o atravesando un medio poroso (ósmosis inversa). Entre los métodos basados en esta posibilidad caben destacarse: • Destilación. • Ósmosis inversa. • Congelación. b) Obtención de agua potable por separación de las sales, en el proceso de tratamiento son las sales las que se eliminan del sistema inicial (agua bruta), quedando retenidas (intercambio iónico) o atravesando un medio poroso (electrodiálisis). Los procedimientos habituales son: • Intercambio iónico • Electrodiálisis. En la Figura 5.8 se esquematizan los procesos de desalación, pudiendo observarse las dos posibilidades mencionadas de separación física de los componentes del agua bruta, separación del agua propiamente dicha (métodos de Figura 5.8.a) · o de las sales contenidas en la misma (métodos de la Figura 5.8.b). Los métodos utilizados con mayor frecuencia son: destilación de efecto múltiple, tratamiento con resinas (intercambio iónico) y tratamiento con membranas (ósmosis inversa y electrodiálisis). Los problemas de separación del sistema hielo-salmuera en el método de congelación han llevado a que sea un método apenas desarrollado a gran escala.
a) Destilación instantánea de efecto múltiple (MSF) La gran diferencia de puntos de ebullición del agua y de las sales disueltas permite utilizar la técnica de destilación para su separación, incluso con procedimientos de destilación simple. La mejora de rendimiento y el coste del proceso han llevado al desarrollo de técnicas de destilación más eficientes, destacando el método de destilación instantánea multietapas o de efecto múltiple (MSF). En este método el agua salina entra en una serie de cámaras, donde sufre un precalentamiento a la vez que se reduce gradualmente la presión; el resultado es que en las cámaras el agua se evapora rápidamente, condensándose posteriormente en la parte superior por contacto con un circuito de agua fría en contracorriente. El resultado final es un agua dulce, sin apenas contenido en sales, y un agua de desecho muy concentrada en sales (e 7%). La Figura 5.9 muestra dicho proceso.
Características de los métodos de destilación: • Son procesos con importantes costes energéticos, con empleo de energía eléctrica o térmica, debido al elevado valor del calor de vaporización del agua, 540 kcal/kg a presión de 1 atm. • Se deben tratar grandes volúmenes de agua, ya que la proporción de agua salina concentrada que se obtiene es muy elevada; esto no es problema en las zonas costeras.
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Tratamiento de aguas naturales O • Originan importantes problemas de corrosión electroquímica en los materiales de la planta, tuberías, válvulas, etc., al manejarse aguas muy salinas. • Es necesario acondicionar el agua dulce obtenida antes del abastecimiento, dado que es muy corrosiva, tanto de metales como de materiales calizos (hormigón, cemento). Se añaden pequeñas cantidades de álcali o caliza. b) Intercambio iónico
El método se basa en el uso de sustancias insolubles. en agua, denominadas resinas intercambiadoras de iones. Las resinas pueden absorber iones de un agua que circula a través de las mismas, cediendo a cambio una cantidad equivalente de otros iones. El intercambio se realiza entre iones del mismo signo y tiene lugar a una velocidad elevada. La capacidad cambiadora de arcillas naturales se conoció ya a mediados del siglo pasado y posteriormente se fueron desarrollando cambiadores sintéticos inorgánicos y orgánicos. Los procesos de intercambio iónico son frecuentes en el recorrido subterráneo de las aguas naturales. La estructura química consta de una matriz sólida macromolecular de tipo inorgánico (aluminosilicatos, por ejemplo) u orgánico (polímeros funcionalizados), simbolizada por R,., y unos iones móviles que la resina intercambia con los iones del agua. Las resinas se comportan como un electrolito cualquiera, con la particularidad de que todos los iones a intercambiar (grupos reactivos) están unidos a un polímero iónico de signo contrario que forma la matriz sólida insoluble de la resina.
Tipos de resinas intercambiadoras Se pueden realizar, entre otras, dos clasificaciones: l. Catónicas y aniónicas: según intercambien cationes (R,.-H y R,.-Na, por ejemplo) o aniones (R,.-OH y R,.-Cl, por ejemplo) en el proceso. 2. Fuertes y débiles: las fuertes intercambian todo tipo de iones y operan, en general, a cualquier valor de pH, aunque tienen una menor capacidad de intercambio. Existen cuatro tipos de resinas: catiónica fuerte (CF), catiónica débil (CD), aniónica fuerte (AF) y aniónica débil (AD), según la propia naturaleza fuerte o débil de sus grupos funcionales y su diferente posibilidad de eliminar los iones presentes en el agua (fuertes ó débiles). Se utilizan también resinas de carácter mixto, separadas en capas, resina aniónica/resina catiónica. Se indican a continuación algunas fórmulas de grupos activos de estas resinas, así como una figura esquemática de un fragmento de resina intercambiadora genérica, donde se puede observar la cadena polimérica de la matriz sólida con sus grupos funcionales iónicos (iones fijos) y los iones intercambiables (iones móviles). (Figura 5.10) Resina catiónica fuerte: R--S0 3-Na+ (6 H+) Resina catiónica débil: R-COOH Resina aniónica fuerte: R,¡N+X- (u Off) Resina aniónica débil: R 3NH+XPropiedades de las resinas intercambiadoras: Algunas de las propiedades esenciales de las resinas de este tipo son: • La capacidad o poder de intercambio, que se define como la cantidad de iones que puede intercambiar por unidad de volumen o masa de la citada resina (eq-g ión/l resina). © Ediciones Paraninfo
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a) Estado inicial de la resina antes del proceso de intercambio.
a) Estado de la resina después del proceso de intercambio.
~, Iones fijos de la resina
';( Iones fijos de la resina
O Iones móviles de la resina [AJ
O Iones móviles de la resina [AJ y del agua bruta [BJ
Tratamiento de aguas naturales
D
• La posibilidad de recuperación de la estructura inicial de la resina, una vez utilizada, mediante el empleo de soluciones regeneradoras. • Las resinas son químicamente estables y duraderas. Algunas resinas pueden verse afectadas por oxidantes muy enérgicos, como el ozono y el cloro. • Las resinas pueden actuar selectivamente, de forma que pueden preferir unos iones sobre otros con afinidades relativas superiores incluso al factor 15. Por lo tanto, las resinas de intercambio iónico tienen la capacidad, en contacto con una solución acuosa, de eliminar, a veces de forma muy selectiva, los iones disueltos en el agua, mantenerlos temporalmente unidos y, tras otra recombinación química, que tiene lugar al ser atravesada la resina por una solución regenerante, cederlos de nuevo y recuperar su estado inicial. En el proceso de desalinización, el agua atraviesa sucesivamente un intercambiador catiónico fuerte de carácter ácido (donde los cationes salinos del agua de mar se intercambian por iones hidrógeno de la resina) y un intercambiador aniónico fuerte de carácter básico (donde los aniones salinos del agua de mar se intercambian por iones hidróxido de la resina). Un esquema de dicho proceso, para la eliminación del cloruro de sodio, es el siguiente: l.ª Etapa: Rx-H +Agua salina (Na+ en___,. Rx-Na +Agua salina (H+ en 2.ª Etapa: Rx-OH +Agua salina (W eI-) ___,. Rx-el +Agua desalada (Ho-, W)
La regeneración de una resina agotada, que ha cedido un alto porcentaje de sus iones móviles iniciales, se realiza invirtiendo el proceso de intercambio anterior por tratamiento con soluciones concentradas que contengan el ión inicial de la resina: Resina catiónica agotada: Rx-Na + Hel (aq) _,. Rx-H (resina regenerada)+ Nael (aq) Resina aniónica agotada: Rx-el + NaOH (aq) _,. Rx-OH (resina regenerada)+ Nael (aq) El método de intercambio iónico tiene una gran utilidad para el proceso de desmineralización total del agua o para obtener agua desionizada, sometiéndola a un tratamiento sucesivo con resinas catiónicas y aniónicas. Se utilizan diferentes secuencias para obtener el máximo rendimiento de eliminación de todo tipo de iones presentes en el agua; una secuencia típica es, por ejemplo, la de la Figura 5.11. El agua bruta se somete en primer lugar a una resina catiónica fuerte de carácter ácido (regenerada con ácido clorhídrico) que retiene los cationes del agua; a continuación pasa por una resina aniónica débil (regenerada por una solución de hidróxido de sodio) que elimina aniones fuertes pero no débiles, como los del ácido carbónico o la sílice. Esta variante, que introduce la resina aniónica débil intermedia, se aconseja en aguas con una cantidad importante de hidrogenocarbonatos, para no consumir demasiado reactivo regenerante. La descarbonatación se realiza por procedimientos físicos, antes de pasar por una nueva resina aniónica fuerte que retiene la sílice. En este momento podemos hablar de la obtención de agua desionizada. La desmineralización total se completa con un tratamiento de afino, con una resina de lecho mixto. ©Ediciones Paraninfo
167
D Tratamiento de aguas naturales Soluciones regeneradoras
HCI (aq) NaOH (aq)
AGUA A TRATAR
CATIÓNICA FUERTE
ANIQNICA DEBIL
ANIÓNICA FUERTE
MIXTA R-H R-OH
A8:~~6?,
NO;, Hco; Si0 2
I
----
¡/
Cationes
I
¡/
¡/
Atfno
Aniones fuertes
Sllice
de iones
AGUA DESMINERALIZADA (pH.7)
AGUA TRATADA H2C03 H4$i04
1
'
Descarbonatación
FIGURA 5.11. Esquema de un proceso de obtención de agua desmineralizada
por intercambio iónico.
c) Procesos con membrana Entre los métodos de tratamiento de aguas mediante procesos de membrana, vamos a hacer referencia a dos de los que se utilizan en potabilización de aguas:
c.1) Ósmosis inversa Se basa en la reversibilidad forzada del fenómeno de ósmosis natural o directa; así, mediante la aplicación de una presión que supere la diferencia de presión osmótica entre dos disoluciones, agua salada-agua dulce, se puede forzar a pasar agua a través de una membrana semipermeable desde la zona del agua salina (mayor concentración de sales y por lo tanto mayor presión osmótica), a la zona de agua dulce (menor concentración y menor presión osmótica). Los esquemas de las Figuras 5.12 ilustran el proceso. En primer lugar, en la Figura 5 .12. l se muestra el fenómeno de ósmosis natural, al interponer una membrana semipermeable entre dos aguas de diferente presión osmótica (diferente concentración). Las moléculas de agua, debido a su menor tamaño, atraviesan la membrana en una cantidad que es función de esa diferencia de presiones. En la Figura 5.12.2 se puede observar que al aplicar una presión externa suficiente para vencer la diferencia de presiones osmóticas, el agua atraviesa la membrana en sentido inverso al natural y, por lo tanto, se obtiene un flujo de agua dulce a partir del agua salada. Como vemos, se trata de un método de desalación en el que el agua es la que se separa del sistema inicial a purificar, el agua salina. En el proceso real de desalación por ósmosis inversa se obtienen dos flujos de salida tras el paso por la membrana, el permeado o flujo de agua depurada y el rechazo o flujo de agua concentrada en sales. En la Figura 5.13 podemos ver un esquema simplificado de ambos flujos. 168 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
Presión Osmótica (Jt,)
D
Presión Osmótica
(:n;,)
FIGURA 5.12.1. Esquema del fenómeno de ósmosis.
•
Membrana semipermeable
...
Membrana semipermeable
f H20
a) Antes de aplicar una presión P>lln
b) Después de aplicar una presión P>lln
FIGURA 5.12.2. Esquema del fenómeno de ósmosis inversa.
La eficacia de este método para eliminar sales se sitúa entre el 90-99% (paso de sales por la membrana entre el 1-10%). Las membranas permiten el paso, además, de las moléculas de agua, de gases disueltos, moléculas orgánicas de bajo peso molecular, ácidos y bases débiles y una pequeña fracción de iones de las sales en función de su naturaleza, lo que lleva a obtener un agua no totalmente pura. Este proceso se realiza a elevadas presiones, entre 10-80 atm; para aguas de mar se emplean presiones superiores a 55 atm. El flujo de agua que puede ser tratado, y por lo tanto también el volumen de agua obtenido, depende, además de las características de la membrana, de la presión aplicada en el proceso. A mayor presión, mayor flujo de agua, pero también un mayor coste. Para aumentar el rendimiento del caudal de agua recuperada (permeado), limitado por la presión de trabajo, la naturaleza y configuración de la membrana y el contenido de sales incrustantes en el agua, se utiliza el tratamiento con membranas en serie en etapas sucesivas, como se puede observar en la Figura 5.14. Los distintos tipos de membranas utilizadas en ósmosis inversa los podemos clasificar según su: ©Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de aguas naturales
RECHAZO (35-90% del flujo total) Agua concentrada en sales
Bomba de alta presión
Agua bruta salada
PERMEADO (65-10% del flujo total) Agua dulce
FIGURA 5.13.
Esquema de desalación de aguas por ósmosis inversa.
FILTRO (Pretratamiento)
AGUA SALAD.A ALIMENTACION
FIGURA 5.14.
87,5 Umin
Esquema de un proceso de ósmosis inversa con membranas en serie para aumentar los rendimientos de agua desalada.
170 © Edic io nes Paran info
Tratamiento de aguas naturales
O
l. Naturaleza química: • Acetatos de celulosa • Poliamidas: más resistentes y duraderas 2. Configuración: • Tipo plano: con un soporte circular o rectangular; con pequeña capacidad productiva. Se emplean en instalaciones que trabajan con caudales pequeños. • Tubulares: el agua se alimenta por el interior y el permeado se obtiene por la parte exterior. • De fibra hueca: constituidas por haces de miles de tubos capilares, dentro de tubos cilíndricos protectores. Necesitan una prefiltración más intensiva. • En espiral: conjuntos constituidos por una membrana a cuyos lados se colocan un soporte poroso y un separador impermeable, respectivamente. El conjunto se enrolla alrededor de un tubo colector del permeado. Se obtiene también una gran superficie de membrana.
Algunas características de la ósmosis inversa. De éste método, merece destacarse que: - El consumo energético es relativamente bajo. - Resulta útil para cualquier tipo de aguas salinas. - Puede separar bacterias y virus, actuando como sistema desinfectante. - Precisa pretratamientos físico-químicos a veces muy importantes. - Se presentan problemas de ensuciamiento y resistencia de las membranas.
c.2) Electrodiálisis Consiste en someter al agua salina bruta a la acción de un campo eléctrico generado mediante dos electrodos, entre los que se aplica una diferencia de potencial de tipo continuo. El agua penetra en unos compartimentos separados mediante membranas, permeables unas a los cationes y otras a los aniones presentes en el agua y que se colocan de forma alterna. Los cationes tienden a emigrar hacia el cátodo y los aniones hacia el ánodo, por lo que existirán compartimentos que se enriquezcan en iones y otros que disminuyan su contenido salino (agua purificada). En la Figura 5.15 vemos un esquema simplificado del proceso, en el que observamos cómo en el compartimento central se obtiene agua exenta de sales y en las zonas laterales un agua más concentrada en las mismas. En los compartimentos de los electrodos se producen procesos de electrolisis con desprendimiento de hidrógeno (cátodo) y de oxígeno y/o cloro, según los potenciales aplicados (ánodo). - Las membranas son similares a las resinas de intercambio iónico estudiadas, en forma de hojas, pero que actúan dejando atravesar de forma selectiva a iones positivos o negativos. - Las membranas catiónicas, con la matriz sólida cargada negativamente, son permeables a los cationes e impermeables a los iones de igual signo, los aniones. Las membranas aniónicas, con la matriz sólida cargada positivamente, son permeables a los aniones e impermeables a los iones de igual signo, los cationes. En la Figura 5.16 vemos el esquema de funcionamiento de estas membranas en un proceso que se conoce como de permeabilidad selectiva: © Ediciones Paraninfo
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O
Tratamiento de aguas naturales
Agua de entrada
Ánodo polo+
Cátodo polo -
Permeable a cationes
.... "'
Membranas ~
G
Permeable a aniones
Salmuera concentrada
FIGURA 5.15. Proceso de electrodiálisis simple.
CÁTODO
Membrana catiónica, permeable a cationes
ÁNODO
CÁTODO
ÁNODO
Membrana aniónica, permeable a aniones
FIGURA 5.16. Esquema de funcionamiento de las membranas en electrodiálisis.
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Tratamiento de aguas naturales
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La electrodiálisis se realiza en celdas constituidas por numerosas membranas catiónicas y aniónicas alternadas, de tal manera que, como podemos ver en el esquema simplificado de la Figura 5.17, en unos compartimentos (2, 4 y 6 de la figura) se obtiene agua exenta de iones y en otros (1, 3, 5 y 7) una salmuera más concentrada. Esto se produce al aplicar la diferencia de potencial entre los electrodos: los aniones se dirigen hacia el ánodo, atraviesan una membrana pero quedan retenidos en la siguiente; los cationes se dirigen hacia el cátodo y experimentan posteriormente la misma retención. Como podemos observar, en los compartimentos donde se encuentran los electrodos se realizan unos aclarados que arrastran a su vez los gases generados en la electrolisis que se produce. Para evitar el ensuciamiento de las membranas por precipitación de sales insolubles, como CaC0 3 y CaS0 4 , se adicionan soluciones de ácido y/o agentes secuestrantes a los compartimentos de concentrado. También es necesario un pretratamiento adecuado del agua bruta para reducir la presencia de algunas de estas sales en el proceso de electrodiálisis. La limpieza de membranas y su regeneración se realizan también por inversión de la polaridad de los electrodos, proceso que se provoca de forma periódica; la limpieza se puede realizar también por desmontaje de la batería .
•
•
Rechazo
Liquido aclara~o de electrodos ~·· · · ···· · ···· · ··· · · ······ · ··· ·· · · ·· · · · ·· ;... .. .. .. . ... .. . .......... .............. .. .... :
1
. 1 •-'-----~---------~----···-·r····---~ ~: Agua : 1 , -1
1 1 W
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1
concentrada : 1 H
" Recirculación
PG o-10
·tI 1 e I 2 .•
A
1 1 1_
e
•
1 1
A
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Agua desalada
1 : 1 02 ,CI 2
A
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Polo +
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ÁNODO
CÁTODO
7 •.&.Aclarado 1 : del ánodo
Aclarado 1
1
·---- ----~--------J
Recirculación agua concentrada
___ _ -------------
1 ......... .. 1 1
Agua bruta a desalar
FIGURA 5.17. Esquema de funcionamiento de una celda de electrodiálisis. ©Ediciones Paraninfo
173
O
Tratamiento de aguas naturales Otras características de la electrodiálisis. Además de todo lo comentado, debemos añadir que este proceso: • Solamente elimina especies iónicas. • Se utiliza de forma competitiva para aguas de salinidad media (salinidad< 3 gil) • La eficacia en eliminación de sales se sitúa en torno a un 50%. Para conseguir agua potable se utilizan procesos en varias etapas consecutivas. • La recuperación de agua desalada supera el 90% del caudal de alimentación, utilizándose diferentes métodos de recirculación de los caudales de agua concentrada. • Se realizan pretratamientos del agua bruta para reducir turbidez, sales incrustantes, materia orgánica, etc., que incrementan los problemas de ensuciamiento y polarización de las membranas.
5.1.3.2. Ablandamiento El proceso de ablandamiento es especialmente utilizado en aguas de uso industrial -aguas de calderas de vapor, aguas de refrigeración, aguas de bebidas carbónicas ...-, aunque puede ser necesario emplearlo en caso de aguas para uso doméstico excesivamente duras. El término dureza de un agua se refería, como hemos visto en el apartado correspondiente, al contenido total en sales de ciertos cationes, Ca 2 +, Mg2 +y Fe 2+ fundamentalmente, que pueden provocar la precipitación de compuestos insolubles de los mismos (incrustaciones). Son conocidos los problemas de lavado corriente que las aguas duras originan, debido a la formación de sales insolubles (grumos), al reaccionar los cationes antedichos con los jabones y detergentes, proceso que podemos indicar mediante la siguiente reacción: 2 C1rH 35 -COONa (estearato sódico) + Ca2+--+ (C 17H 35 C00) 2Ca! + 2 Na+ La dureza del agua también es problemática, porque puede formar depósitos en tuberías, cañerías, objetos de cocina, electrodomésticos, etc., por precipitación tanto en forma de carbonatos como de sulfatos e hidróxidos, principalmente. Pero, sin duda, el mayor problema es la formación de incrustaciones en calderas de vapor industriales y en los circuitos de refrigeración de todo tipo de industrias. No olvidemos que por simple ebullición (un método de ablandamiento por otra parte) el agua dura deposita una costra de CaC0 3 , MgC0 3 , FeC0 3 , CaS0 4 , etc., que puede provocar una serie de efectos indeseables, entre los que cabe destacar un mayor consumo de combustible y el incremento del peligro de explosión de las calderas, al formarse hidrógeno, debido a la aceleración que sufre el proceso de corrosión de la caldera en presencia de vapor de agua, al estar sometida a un exceso de calentamiento; recordemos que el hidrógeno, además de incrementar la presión, es un gas altamente inflamable. Por ejemplo, si una caldera es de hierro, se provocará la siguiente reacción a altas temperaturas: Dureza Temporal Para la dureza temporal -debida a hidrogenocarbonatos-, el ablandamiento puede conseguirse por ebullición y transcurrirá según la reacción:
174 ©Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
O
Dureza Permanente (debida a cl-,So/, ... ) Para este tipo de dureza, y también para la temporal, el ablandamiento se puede conseguir por diferentes métodos; en la exposición vamos a referimos tan sólo a la eliminación de calcio y magnesio, en general los componentes mayoritarios causantes de la dureza del agua:
A) Precipitación con cal: método de la cal (Ca(OH) 2 ) y la sosa (Na2 C03 ) Es el método más clásico, se emplea fundamentalmente en operaciones de ablandamiento de aguas municipales a gran escala, ya que es un procedimiento bastante económico.
a) Eliminación de calcio Si el agua contiene suficiente alcalinidad (iones HCQ 3-) se agrega únicamente cal apagada, Ca(OH) 2 • Las reacciones que tienen lugar son las siguientes: Disociación de la cal: Ca(OH) 2 ~ Ca2•(aq) + 20H"(aq) Formación de carbonatos: 2HC03-(aq) del agua dura + 20R(aq) ~ 2CO{(aq) + 2H20 . Reacción global: Ca2• (agua dura) + 2HC03-(agua dura) +[(Cal) Ca2• + 208"] ~ 2CaC03 J. + 2H 20
Vemos que el resultado global es que se precipita tanto el calcio del agua dura como de la propia cal añadida. Las consideraciones a tener en cuenta son: 1) Deben analizarse los contenidos de calcio (Dureza-Ca) e hidrogenocarbonato (alcalinidad) del agua. 2) Hay que añadir cal suficiente para tener una estequiometria del proceso de 1 mol Ca(OH) 2 / 2 moles de HCQ 3-, con lo que se elimina 1 mol de Ca2 • del agua dura. 3) Si la alcalinidad del agua dura de partida no aporta los suficientes iones HCQ3-, para precipitar todo el Ca2 se completa el proceso por la adición de carbonato de sodio (sosa Solvay), para que aporte los iones Co/- suficientes para que se alcance la estequiometría del proceso.
b) Eliminación de magnesio En la eliminación de Mg, el proceso químico es ligeramente distinto debido a la mayor insolubilidad del hidróxido de magnesio respecto a la del carbonato de magnesio. K, (Mg(OH) 2 ) = 5,7-10- 12 El proceso será: Mg2+(agua dura) + 2HCQ3- +[Ca2• + 208"] ~ MgC0 3 J. + CaC03 J. + 2H20 MgC0 3 + [Ca 2• + 20H"] ~ Mg(OH)J + CaC03 J. Reacción global: Mg2+(agua) + 2HC03-(agua y/o añadido)+ 2[Ca2+ + 20H ·](añadido)~ Mg(OH) 2t + 2CaC03t + 2H 20 © Ediciones Paraninfo
175
O Tratamiento de aguas naturales La estequiometria, como vemos, es distinta, necesitándose 2 moles Ca(OH) 2 / 2 moles HC0 3- para eliminar 1 mol de Mg2+. Será necesario, por lo tanto, determinar la dureza magnésica del agua (Dureza-Mg), además de la alcalinidad. Con este método, el agua ablandada queda sin embargo saturada de Ca2+ y Mg2+ con la concentración correspondiente al equilibrio de precipitación, como se estudió en el apartado 2.2.2.E. Para evitar la posible precipitación posterior de los mismos, se añaden pequeñas cantidades de ácido (10-20 ppm), en general C02 (recarbonatación), rebajando la basicidad de la solución. El pH tiene importancia en el proceso, pues las concentraciones teóricas mínimas de Ca2+ y Mg2+ que permanecen en el agua se dan a pH 9,2 y 10,5, respectivamente. Este tratamiento debe hacerse en la planta a la vez que la etapa de coagulación, pues, por ejemplo, la alúmina ayuda a la eliminación del CaC03, formado como un polvo muy fino. Las ventajas de este método «de la cal y de la sosa» para el ablandamiento del agua son: • Se consigue una eliminación simultánea de sílice, en forma principalmente de silicato de magnesio. • El hierro soluble puede precipitarse y eliminarse con los fangos. • Es un método relativamente económico y de rápida eliminación de fangos. • Efecto bactericida, mayor cuanto mayor sea el pH, con la consiguiente reducción de la demanda de cloro del agua. Las desventajas son las grandes cantidades de reactivos que se precisan y el tratarse de un proceso laborioso en el que siempre se expande el polvo, por lo que hay que extremar la vigilancia para que no se produzcan obstrucciones; además, no es posible la eliminación total de la dureza del agua.
e) Modificaciones cd método cal-sosa Puede mejorarse el método de ablandamiento recurriendo a las siguientes variantes: • Empleo de hidróxido de sodio (NaOH) en lugar del carbonato de sodio: produce menos fangos de carbonato de calcio y sustituye, en parte o totalmente, la cal necesaria. Se utiliza en función de costes y de la composición del aguadura. • Tratamiento con cal en exceso: para eliminar la dureza magnésica, en aguas con contenidos en magnesio superiores a 40 mg/l. Es necesario eliminar el exceso de cal tras la precipitación de las sales, mediante una recarbonatación posterior (inyección de C02 ). B) Ablandamiento por intercambio iónico
Para muchos fines industriales (calderas de vapor, aguas de refrigeración, aguas desionizadas, ... ), e incluso para usos caseros individuales, no resulta adecuado el método anterior por su laboriosidad (uso casero) o por dejar las aguas saturadas de CaC03 y MgC03 (no eliminación total de la dureza), lo que seria perjudicial por los procesos de posprecipitación posibles (calderas, lavanderias), por ello, se elige el método de intercambio iónico mediante resinas naturales o sintéticas. En esta aplicación se utilizan resinas que actúan como intercambiadores catiónicos, sustituyendo los cationes de éstas que no generan dureza, tipo H+ o 176 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales
O
Na+, por los cationes Ca• 2 y Mg• 2 de las aguas duras, de tal forma que éstos quedan inmovilizados en la resina y el H• o Na• que se libera a las aguas no forma las incrustaciones no deseables. Estas resinas catiónicas están constituidas, como ya se ha visto, por un resto polimérico de carácter aniónico, Rv de naturaleza inorgánica (resinas naturales o sintéticas) u orgánica (polímeros sintéticos) y los cationes móviles correspondientes, en general Na•. Los procesos químicos que tienen lugar son los siguientes: Proceso genérico de intercambio: RxA + Bn+ ~ RxB + An+ Ejemplo RxNa2 + Ca2 • ~ RxCa + 2 Na• Aluminosilicato (Zeolita) Na2Al 2Si3 0 10 + Ca 2• ~ Ca(Al 2Si 3 0 10) + 2Na• Las ventajas de este método, ya estudiado más ampliamente en el apartado correspondiente a desalación de aguas marinas son, principalmente, la posibilidad de una reducción total de la dureza y las derivadas de ser un proceso reversible, por lo que las resinas originales pueden ser regeneradas. Mediante la adición de soluciones con elevada concentración de [An•], en nuestro caso concentración de [Na•], desplazamos las reacciones en sentido inverso, recuperando la resina inicial. Se utilizan soluciones concentradas de NaCl o de H 2S04 en el caso de resinas ácidas. En la Figura 5.18 vemos el esquema de desendurecimiento de un agua por intercambio iónico mediante el uso de una resina sódica en la fase de tratamiento (a), y en la fase de regeneración de la resina (b).
RESINA EN UTILIZACIÓN
SITUACIÓN INICIAL RESINA
RESINA REGENERADA
RESINA AGOTADA
Aporte de agua dura
R- Ca''
R- Na' R- Na'
R- Na' R· Na' R- Na' R- Na'
R· Na' R· Na' R- Na'
R- Na' R- Na'
Na' -R
R· Na'
Na' -R
Aporte solución NaCI concentrada
R- Ca" R- Ca2'
Gil' ·R
R· Mg 2'
Mef ·R
R· Na'
Gil' -R Gil' -R
R- Ca2'
Gil' ·R
R- Na'
Na' -R
R· Na'
R- Mg2' R· Na'
Mef ·R Na' -R
R- Ca2'
Na ·R
Mef ·R
R- Mg'' R· Ca2• R- Ca2'
R- Mg"
Na -R
cá' -R
R· Na'
Na -R
R- Na•
Gil' -R
Na -R Na -R
R- Ca"
Ca"
Na' -R
R
Na' ·R Na -R Na -R
2Na'
Na' ·R
Na' ·R
(a)
© Ediciones Paraninfo
R· Na' R· Na'
2Na'' R
Mef ·R
Gil' -R Gil' -R
R· Na' R· Na'
R Ca"
R- Na'
R· Na' R- Na'
Mef ·R
R· Na'
Mef ·R
R· Na'
Na' -R
R· Na'
Na' -R Na' ·R Na' ·R Na' -R Na' -R Na' -R Na' -R Na' -R Na' -R Na' -R Na' -R
(b)
Na' yagua blanda
FIGURA
R· Na' R· Mg 2' R- Ca2' R· Mg 2'
R- Na'
Na' ·R
Ca" yMg"
5.18. Esquema de tratamiento de aguas por resinas de intercambio: ablandamiento (a) y regeneración (b).
177
O Tratamiento de aguas naturales C) Otros métodos de ablandamiento Esencialmente para el tratamiento de aguas de uso industrial destinadas a calderas de vapor y circuitos de refrigeración, se utilizan algunos otros métodos ya que, por ejemplo, el método de la cal y la sosa, por las cantidades residuales de cationes que persisten, es insuficiente en calderas de presión elevada. Veamos una breve descripción de los mismos: a) Tratamiento de aguas con aluminato sódico (aplicable a aguas de dureza predominantemente carbonatada, es decir, causada por exceso de Hco- 3 y CO/-). El aluminato se obtiene por disolución de chatarra de aluminio con solución de hidróxido sódico. Se elimina la dureza temporal debida a hidrogenocarbonatos, junto con los iones Mg2 + y Ca2 + presentes como dureza permanente. Los aluminatos en el agua producen flóculos de hidróxido de aluminio, que actúa como agente coagulante y también como álcali. La elevada concentración de iones Off origina las precipitaciones de CaC0 3 y Mg(OH) 2 , como en el método de la cal. Reacciones: a) Formación de aluminatos: Al + 3 NaOH ___,. Na3Al0 3 + 312 H 2 Al + NaOH + H 20 ___,. NaA10 2 + 312 H 2 b) Formación de hidróxido de aluminio y álcali: Na3Al0 3 + 3 H 2 0 ___,. Al(OH) 3 + 3 NaOH NaA10 2 + 2 H 2 0 ___,. Al(OH) 3 + NaOH
b) Tratamiento con fosfatos (aplicable a aguas con dureza permanente, es decir, causada por iones no carbonatados). Se utilizan fosfato de sodio o monohidrogenofosfato, así como pirofosfatos, para precipitar las correspondientes sales cálcicas y magnésicas, que son muy insolubles; estas sales precipitadas se pueden dispersar y eliminar por purga dentro de las calderas de vapor. El magnesio se elimina preferentemente como Mg(OH) 2 más insoluble, la sílice se separa como silicato de magnesio y el fosfato de calcio, si hay suficiente alcalinidad, precipita como apatita, 3Ca3 (P0 4 ) 2 ·Ca(OH)2 , y en caso contrario como fosfato de calcio.
5.1.3.3. Adsorción con carbón activado Se entiende por adsorción la fijación de una especie molecular o iónica (adsorbato) sobre la superficie de una sustancia sólida (adsorbente). Es un fenómeno de superficie complejo, en el que se producen fuerzas de interacción molecular físico-químicas, entre el adsorbato y el adsorbente. El contacto de una sustancia adsorbente con un agua ocasiona que determinados componentes de la misma queden retenidos en la superficie sólida, permitiendo su eliminación del agua e incluso su posible recuperación. Algunas sustancias de carácter adsorbente son: carbón activo, sílices (tierra de diatomeas), arcillas (bentonita, caolinita, zeolita, ... ), alúmina activada, cenizas 178 ©Ediciones Paraninfo
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volátiles, aluminato y fosfatos de calcio, algunos óxidos metálicos (aluminio, rutilo, ... ),etc. Vamos a referirnos a los procesos de tratamiento de aguas con carbón activo. Naturaleza del carbón activo El término carbón activo, o carbón activado, se refiere a materiales constituidos esencialmente por carbono, que han sido tratados para conseguir una elevada superficie específica (la mayoría entre 500-1.000 m 2/g) y una elevada porosidad. Contiene también oxígeno ("'6%), formando parte de algunos grupos funcionales (carbonilos, carboxilos, fenoles, lactonas, éteres, entre otros) y pequeños porcentajes de hidrógeno (,.0,5%), así como un cierto porcentaje de materia mineral. La estructura cristalina es similar al grafito, capas de anillos hexagonales carbonados, pero superpuestas de forma irregular, formando cavidades (poros). Los poros se pueden clasificar según su tamaño: • Macroporos: > 25 nm • Mesoporos: 1-25 nm • Microporos: < 1 nm Los meso y microporos son los responsables de la adsorción de las moléculas, en función de su tamaño. Los macroporos afectan a la velocidad del proceso de difusión de las moléculas al interior del carbón. El carbón activo se utiliza, según el tamaño de partícula, en forma granular (GAC), granulometría entre 0,5-3 mm, y en polvo, partículas de 10-15 mm. Para prepararlo se emplean dos métodos. Se parte de materiales carbonados muy diversos, como madera, turba, nuez de coco (origen vegetal), hulla o betún (origen mineral), y se activa mediante un proceso térmico o químico. La activación física o térmica se realiza con una inicial descomposición a 8001.000ºC, en ausencia de aire, y una segunda etapa, de auténtica activación (aumento de la porosidad), con un gas oxidante (vapor de agua) a 800-950ºC. Es el método empleado para la obtención de la mayoría de los carbones activos granulares y se prepara con materia prima mineral. En la activación química, la materia prima de origen vegetal se trata primeramente con reactivos químicos, solución de cloruro de cinc o ácido fosfórico, carbonizándose posteriormente a unos 500ºC, y finalmente se somete a un lavado de los agentes activantes. Capacidad de adsorción Las partículas de carbón activado tienen una elevada capacidad de adsorber sustancias, en especial de carácter orgánico, capacidad que es función de las características del carbón (granulometría, porosidad, activación ... ), de la naturaleza, tamaño y concentración de las sustancias a adsorber y del tiempo de contacto agua/carbón. Otros parámetros de las aguas, como la temperatura, el pH, concentración en sales y el oxígeno disuelto, también influyen en la capacidad y la selectividad de la adsorción. Como ley empírica general, se puede afirmar que cuanto menor sea la solubilidad de las sustancias orgánicas en el agua mayor será la posibilidad de adsorción. Esto, de forma más detallada, implica que la adsorción se verá favorecida para compuestos: • De baja polaridad y bajo grado de ionización. © Ediciones Paraninfo
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• De alto peso molecular. • Aromáticos mejor que alifáticos, a semejanza de peso molecular. Entre los compuestos orgánicos que son retenidos fuertemente en el carbón activado, se encuentran: colorantes, fenoles y derivados, pesticidas, nitrobencenos, hidrocarburos aromáticos, sustancias húmicas, etc. También algunas especies inorgánicas pueden ser adsorbidas por el carbón activado, entre ellas el ácido hipocloroso y el cloro, el amoniaco, cianuros y otros. La capacidad de adsorción aumenta al disminuir la temperatura. Los aspectos cuantitativos de la adsorción se pueden visualizar mediante expresiones matemáticas, siendo una de las más empleadas la conocida como isoterma de Freundlich, que representa la distribución de la sustancia adsorbida (adsorbato) entre el carbón (adsorbente) y la disolución acuosa. Cuando ambas fases se ponen en contacto y se alcanza el equilibrio a temperatura constante, se cumple:
x!M = k.cl/n x/M: cantidad de sustancia adsorbida (x) por un peso de carbón determinado (M) e: concentración de la sustancia que queda en la disolución después del equilibrio k y n son constantes para un adsorbato y adsorbente dados Mediante la obtención, generalmente en ensayos de laboratorio, de la isoterma de adsorción, se determinan las posibilidades de aplicación de un tipo de carbón activo en una aplicación particular para adsorber una sustancia concreta o grupos de sustancias (DQO, DBO).
Técnicas de uso y aplicaciones Para aguas con contenidos elevados de materia orgánica se utiliza como proceso adicional en la potabilización la adsorción sobre carbón activo en polvo o mediante filtros de carbón activado granular. a) Uso de carbón activo en polvo: se utiliza el método de mezcla por agitación. El carbón activo se emplea en suspensión con el agua a tratar y en general se realiza a la vez que la etapa de coagulación-floculación. El carbón activo se separa del agua tratada por sedimentación y filtrado posterior, para ser regenerado, en parte, por activación química. b) Uso de carbón activo granular (GAC): se efectúa mediante el método de percolación con columnas rellenas de GAC, que son atravesadas por el agua a tratar. El lecho de carbón activo se regenera por reactivación térmica. Este método puede ser llevado a cabo en diferentes puntos del proceso global de tratamiento, aunque en la mayor parte de los casos se realiza tras la etapa de coagulación-decantación, sustituyendo a la filtración con arena o como complemento a la misma. Entre las aplicaciones más interesantes en los procesos de potabilización de aguas, se encuentran: • El control de sabores y olores del agua. • Eliminación de materia orgánica en exceso. • Eliminación de microcontaminantes orgánicos. • Eliminación de exceso de desinfectante (cloro, ozono). • Como pretratamiento para la protección de resinas de intercambio y/o membranas de tratamiento (ósmosis inversa, p.e.). 180 ©Ediciones Paraninfo
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El carbón activo se utiliza también para eliminar contaminantes orgánicos en aguas residuales, como tratamiento terciario, y en tratamiento de gases en el control de la contaminación atmosférica (dioxinas, hidrocarburos, ... ).
5.1.3.4.
Prevención de la corrosión
El término de aguas corrosivas es empleado habitualmente en dos sentidos químicos diferentes. a) La corrosión química o solubilización de materiales con componentes calizos, como las tuberías de hormigón o cemento (aguas agresivas). b) La corrosión electroquímica de materiales metálicos. En el primer aspecto los factores a tener en cuenta son esencialmente los relacionados con los equilibrios de solubilización/precipitación de las sales cálcicas y magnésicas. Los equilibrios básicos para el caso de materiales calizos son: CaC0 3 (s) <::::;. Ca2 + + CO/ C0 2 + H 2 0 <::::;. H 2 C0 3 <::::;. HCQ 3- + H+ <::::;. CO/ + H+ Por lo tanto, los parámetros esenciales a controlar serán la dureza, alcalinidad, pH y temperatura del agua, propiedades de las que depende el sentido en que se desplazarán los equilibrios anteriores (ver apartados 3.2.5 y 5.2.2.F). En cuanto a la protección frente a la corrosión electroquímica, que es el aspecto fundamental hacia el que va dirigido este apartado, nos referiremos al caso de aguas potables, dedicando un estudio posterior a las aguas de uso industrial. Son varios los factores que intervienen en dicho fenómeno, como: el material metálico del que están hechas las conducciones, la temperatura del agua, el contenido en oxígeno disuelto del agua, el contenido en dióxido de carbono, el pH, la dureza, el contenido salino, la velocidad de circulación, etc. En general, las aguas con carácter más corrosivo serán aquellas que tengan algunas de las siguientes características: -Alta concentración de oxígeno disuelto (agente oxidante). - Presencia de gases de carácter ácido, dióxido de carbono o sulfuro de hidrógeno, que aceleran la corrosión. - Muy baja dureza, por debajo de unos 60 ppm, ya que no forman capas proteci:oras. - Elevada acidez (bajo pH) y baja alcalinidad. - Alta conductividad, mayor de 500 mS/cm, y elevada salinidad de cloruros y sulfatos. - Presencia de sólidos en suspensión, que incrementan la tendencia erosiva y la formación de depósitos en las conducciones. - Presencia de microorganismos que puedan producir depósitos biológicos. - Presencia de cloro libre por encima de 1 ppm. - La temperatura elevada del agua. Algunas medidas que permiten controlar los procesos de corrosión utilizadas para aguas potables, son: - Controlar la acidez: mantener un pH comprendido entre 8-10, evitando pH ácido, normalmente por adición de cal. - Controlar la dureza y alcalinidad del agua: lo que se consigue con adiciones adecuadas de cal, dióxido de carbono o sosa. © Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de aguas naturales - Evitar temperaturas elevadas: el agua caliente no debe superar los 57ºC (menor corrosión y control bacteriano). - Utilizar inhibidores de la corrosión: los productos químicos aceptados en aguas potables son silicatos (forman capas protectoras para reducir la corrosión del acero y del cobre), ortofosfatos de sodio o zinc (para formar capas protectoras de ortofosfato de calcio y zinc) y polifosfatos (para evitar los depósitos de sales insolubles que favorecen la corrosión). Las dosificaciones de estos reactivos están limitadas por la legislación.
5.2. TRATAMIENTO DE AGUAS PARA LA INDUSTRIA 5.2.1. Introducción En la industria, el agua puede ser utilizada con muy diferentes objetivos, lo que implica unas necesidades de calidad tan diversas como los usos a que puede ser destinada. Los diferentes usos los podemos dividir en: • Producción de energía o agua de calderas. • Transferencia de calor o aguas de refrigeración. • Aplicación a procesos: - Materia prima en fabricación de productos: industria farmacéutica, de bebidas, ... - Medio de reacción en la industria química en general. - Medio de transporte de otras materias primas: industria de alimentación, papel ... - Lavado de productos o piezas: industria de tratamiento de superficies, electrónica ... - Preparación de baños: baños electrolíticos, por ejemplo. - Lavado de gases. - Acondicionamiento de aire. - Otros usos. Cada uno exige un agua con una calidad específica, lo que implica a su vez unos métodos de tratamiento tan variados como lo son el tipo de industrias y los métodos de fabricación. Para sistematizar una visión global del tema se divide el estudio en dos bloques; el primero correspondiente a los dos primeros usos de la lista anterior, comunes a la casi totalidad de procesos industriales, y unas breves anotaciones para el resto.
Métodos de tratamiento En el tratamiento de aguas industriales, y todavía más en particular, en las de calderas y refrigeración, se suelen dividir los métodos de tratamiento en dos grandes bloques: a) Tratamientos externos: referentes a los procesos que se llevan a cabo en un lugar de la instalación previo o diferente a aquel donde se trata de evitar el problema o problemas que puedan ocasionar las características del agua utilizada. El ablandamiento, desmineralización o desgasificación física, pertenecerían a este tipo. 182 ©Ediciones Paraninfo
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b) Tratamientos internos: son métodos utilizados para modificar las características problemáticas de un agua, que se aplican en el mismo momento y punto de la instalación donde se utiliza la misma. Generalmente implican el acondicionamiento del agua mediante el empleo de aditivos. A estos métodos se podrían añadir otros procesos de control, que no entrarían realmente en ninguno de los tipos anteriores, como es la purga periódica de fangos en el calderín de un circuito de producción de energía.
5.2.2. Aguas de calderas y de refrigeración La mayor parte del agua para uso industrial se utiliza en procesos de generación de energía (calderas) y de transferencia de calor (refrigeración); este tipo de agua no requiere unos niveles elevados de pureza, salvo en calderas de alta presión, pero, sin embargo, debe reunir ciertas características específicas, que eviten los siguientes problemas de ambos tipos de aguas: - Formación de incrustaciones en las conducciones, tuberías y calderas. - La corrosión de materiales metálicos y arrastre posterior de los productos de corrosión. - Crecimiento microbiológico de algas, bacterias y hongos (aguas de refrigeración). - Depósito de fangos y problemas de arrastres.
5.2.2.A. Control de incrustaciones y depósitos Las incrustaciones se refieren a la formación de especies sólidas e insolubles que precipitan y se adhieren a las superficies metálicas de las calderas y tuberías en general. Además del problema de las incrustaciones se pueden formar otros sólidos en forma de fangos que no se adhieren a las paredes, es lo que se suele conocer con el nombre de «formación de depósitos o fangos». Principales agentes incrustantes y origen de los depósitos: • Cationes alcalinotérreos mayoritarios, Ca 2+ y Mg 2+: dan lugar a la formación de carbonato (CaC0 3 ), sulfato (CaS04) y silicato de calcio (CaSi0 3 ), o en el caso del magnesio a hidróxido (Mg(OH) 2), silicato (MgSi0 3) e hidroxifosfatos insolubles Mgi(P0 4)(0H). • Silicio: da lugar a la formación de los silicatos mencionados y a incrustaciones propias de sílice, (Si0 2)n. • Hierro y cobre: formación de óxidos insolubles producidos por la propia corrosión interna; también silicatos muy duros. • Especies conglomerantes: los aceites, otra materia orgánica y la sílice y los óxidos metálicos pueden actuar de sustancias aglomerantes de diferentes sales insolubles, incrementando el problema inicial. • Origen de los depósitos de fangos: casi todas las especies anteriores, junto a otras sales disueltas, materia coloidal y sólidos en suspensión presentes en el agua, son los responsables del aumento de la concentración de fangos. © Ediciones Paraninfo
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* Tratamientos externos El objetivo fundamental es el ablandamiento, para eliminar el calcio y magnesio, y en aguas con exceso de sales disueltas la desmineralización. La secuencia de tratamiento es un pretratamiento (coagulación-floculación, decantación y filtración) seguido de un proceso más o menos completo de intercambio iónico. El objetivo del pretratamiento es doble: la eliminación de materia coloidal y en suspensión con poder incrustante y la protección de las resinas de intercambio. La eliminación de sílice se consigue por adición de cloruro de hierro (III) y aluminato. Las aguas con exceso de materia orgánica (>50 ppm) pueden exigir la adsorción con carbón activo o procesos de oxidación química. Para el ajuste de pH, o el exceso de alcalinidad (HC0 3-), se utiliza la adición de ácido o la descarbonatación con cal, respectivamente.
* Tratamientos internos El objetivo es impedir la formación, crecimiento y/o depósito de las sales de carácter incrustante, mediante el acondicionamiento de las aguas por adición de reactivos químicos en las propias calderas y en los circuitos de refrigeración y de aguas condensadas. Los principales métodos son: a) Uso de agentes quelantes y secuestrantes: Se basan en la reacción de los mismos con los metales responsables de la formación de sales incrustantes, formando especies complejas, estables y solubles. Permiten controlar cationes fundamentales como calcio, magnesio, hierro y manganeso, e incluso solubilizar los depósitos de sales insolubles ya formadas. Dos de las sustancias más utilizadas en el tratamiento del agua son las sales de los ácidos etilendiaminotetracético (EDTA) y nitrilotriacético (NTA), muy eficaces como complejantes de calcio y magnesio, como vimos en el apartado dedicado a los detergentes en el capítulo 4. b) Uso de agentes dispersantes: Su función es mantener en suspensión las partículas sólidas de productos incrustantes que se producen por formación de micelas cargadas con igual signo, y que por tanto se repelen y evitan su aglomeración y posterior depósito en las superficies de calderas o tuberías. Se trata de sustancias de tipo polimérico, en un principio derivados de taninos, ligninas y almidones naturales, y en la actualidad polímeros orgánicos sintéticos de carácter aniónico, como poliacrilatos y polimetacrilatos. c) Uso de estabilizadores de depósitos: En este grupo se incluyen sustancias que inhiben la formación de núcleos o gérmenes cristalinos, actuando sobre la propia estructura cristalina de las sales incrustantes, impidiendo su formación y crecimiento. Los polifosfatos y los fosfonatos son especies que se incluyen dentro de este grupo.
5.2.2.B. Control de la corrosión Una vez estudiados en el Apartado 5.1.3.4 los factores que afectan a la corrosión electroquímica de metales, aquí se tratarán los métodos que se utilizan para prevenir y minimizar este fenómeno en las aguas industriales. Las paredes de las calderas, y todo tipo de conducciones y elementos metálicos de los circuitos de refrigeración y de generación de energía, están someti-
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dos a unas condiciones que pueden favorecer y acelerar la velocidad de corrosión: temperatura elevada, presencia de gases corrosivos y sales disueltas en el agua. Como la temperatura es una variable que responde a las condiciones de diseño del proceso, es necesario actuar sobre los otros factores: control del oxígeno disuelto, dióxido de carbono, gases ácidos, pH del agua, sales disueltas, dureza y formación de depósitos que provocarían procesos de corrosión por picadura. En el caso de aguas de calderas, la corrosión, como ya se ha señalado en el Apartado 3.2.4, puede tener lugar aun en ausencia de oxígeno, por oxidación directa del acero por reacción con el vapor de agua a alta temperatura. 3 Fe(s) + 6H2 0 (v) ".:::;. 3 Fe(OH) 2 (s) + 3Hz(g) 3 Fe(OH) 2 (s) ".:::;. Fe30is) + Hz(g) + 2H 2 0 El primer equilibrio se desplaza más hacia la derecha (corrosión) cuanto mayor es la temperatura, por lo que la formación de incrustaciones, al obligar a aumentar la temperatura de la caldera, puede provocar la explosión de la misma. El proceso global se acelera con la presencia de oxígeno, mientras que la presencia de grupos Off, medio básico, desplaza las reacciones en sentido inverso.
* Tratamientos externos Los tratamientos externos que se utilizan son los mismos que se han indicado para las aguas de calderas referentes al ablandamiento y desmineralización del agua de aporte y condensados. La corrosión por ácido se controla manteniendo los valores del pH del agua en zona básica, siendo aceptable el intervalo de 8,5 a 12,5 para el acero al carbono; en otros casos se opera con intervalos más ajustados. Las diferencias de temperatura en unas y otras zonas de los circuitos, que pueden convertir al agua en corrosiva o incrustante según sean las condiciones, obliga a unos ajustes de los valores de pH, dureza, alcalinidad y sales disueltas, que se miden mediante los valores de unos índices de estabilidad que se verán más adelante. Desgasificación: como tratamiento externo específico para el control de la corrosión se utilizan métodos de desgasificación física, para eliminar gases corrosivos. Oxígeno disuelto: para la eliminación de oxígeno, principal agente oxidante de los procesos de corrosión, se utilizan los métodos de desgasificación a vacío y térmica, lográndose la disminución de los valores de oxígeno disuelto hasta 0,005-0,007 ppm. Gases ácidos ( C0 2 , H 2 S, ... ): se puede utilizar un proceso de stripping (arrastre con aire) por aireación a contracorriente con el agua a tratar. ·~
Tratamientos internos
Podemos dividir los métodos de tratamiento interno en dos grupos: a) Eliminación de gases corrosivos por reacción química: Se utilizan aditivos que reaccionan con el oxígeno o dióxido de carbono disueltos en las aguas. Para eliminar el oxígeno, los aditivos más empleados son el sulfito de sodio y la hidrazina 1/ 2 0 2 + Na2 S0 3 __.,. Na2 S0 4 0 2 + N 2 H 4 __.,. N2 + 2H2 0
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D Tratamiento de aguas naturales La eliminación de C0 2 se puede llevar a cabo con compuestos volátiles de carácter básico, que son transportados por el vapor y se disuelven en los condensados: se utilizan aminas orgánicas y amoniaco C0 2 + aminas ___,. carbonatos o hidrogenocarbonatos de amina
b) Uso de inhibidores de corrosión: Se clasifican en inhibidores de acción química, anódicos y catódicos según la reacción de corrosión que controlan, e inhibidores de acción física; y según su naturaleza química pueden dividirse en inorgánicos y orgánicos. Todos ellos forman películas protectoras. Inhibidores aniónicos: se emplean los cromatos que forman películas protectoras de óxidos de hierro y cromo, o los silicatos que originan una película de partículas coloidales negativas sobre la zona anódica. Las sales de benzoato forman películas protectoras en materiales férreos. Algunos aceites solubles forman una película que retrasa la difusión de los iones metálicos. Inhibidores catiónicos: se usan las sales de zinc y los polifosfatos y fosfonatos; estos dos últimos poseen la ventaja adicional de ser estabilizadores de depósitos. Inhibidores por acción física: se adsorben en la superficie del metal e impiden el ataque de los agentes corrosivos; son las aminas con un extremo hidrofílico por el que se unen al metal y una parte hidrofóbica que repele al agua. La octadecilamina valdría de ejemplo:
La mezcla de inhibidores puede tener efectos sinérgicos muy positivos para un control más efectivo de la corrosión.
5.2.2.C. Control microbiológico Las condiciones del agua en los circuitos de refrigeración constituyen un medio bastante idóneo para el desarrollo de organismos vivos: bacterias de muy diversos tipos, algas y hongos son las especies más frecuentes. Los problemas más importantes son los relacionados con la corrosión, actuando como agentes directos o formando depósitos que ocasionan otras formas de corrosión. Para controlar el crecimiento bacteriano se utilizan biocidas, que pueden ser clasificados en dos grupos: oxidantes y no oxidantes. Entre los oxidantes pueden ser utilizados el ozono y el cloro y sus derivados, ya estudiados en la desinfección de aguas. Entre los biocidas no oxidantes se utilizan clorofenoles, compuestos organosulfurados, organoestañados, tensoactivos catiónicos y acroleína. En algunos tratamientos específicos pueden ser más eficaces que los oxidantes y a veces se utilizan combinados entre sí para ampliar el abanico de acción, dada la variedad de especies que pueden originarse. El coste, la eficacia, la acción específica o las condiciones de pH determinarán el biocida a emplear. Un aspecto importante a tener en cuenta en la desinfección de este tipo de aguas es la compatibilidad con los inhibidores de corrosión y los dispersan tes. 186 ©Ediciones Paraninfo
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5.2.2.D. Aplicación de los tratamientos en los circuitos de aguas de calderas Vemos en la Figura 5.19 un esquema simplificado de un circuito de agua en un sistema de generación de vapor. Las exigencias de calidad del agua dependen del tipo de calderas, distinguiendo según su diseño entre calderas de tubos de humo y calderas acuotubulares, y según la presión de trabajo calderas de bajas o altas presiones. Se utilizan métodos de tratamiento externo: ablandamiento, desmineralización, descarbonatación y desgasificación, tanto para las aguas de alimentación como para los condensados. Los métodos de tratamiento interno: aditivos antiincrustantes y anticorrosivos, desoxigenación, eliminación de dióxido de carbono, son utilizados en el acondicionamiento de las aguas en la caldera y en los condensados. Serán necesarios tratamientos adecuados para reducir los problemas de arrastres en diferentes puntos del circuito, entre los que podemos distinguir: • Arrastres del vapor generado en la caldera: - El arrastre de gotitas de agua, relacionado con la viscosidad y tendencia a la formación de espumas del agua, exige el control de la materia orgánica, y de la salinidad y alcalinidad del agua. - El arrastre de gases como el dióxido de carbono y otros gases corrosivos que deben ser eliminados. - El arrastre de sales como la sílice, cloruros, etc., que debe ser evitado. • Arrastres en los condensados: Se pueden originar nuevas sustancias en el proceso de condensación del vapor, que exijan evitar su formación o su eliminación posterior. Las especies que pueden formarse, son, entre otras, productos de corrosión (óxidos de hierro y de cobre) y sustancias minerales procedentes de fugas en los condensadores. Por último, es necesario señalar que la formación de fangos o depósitos en el calderín, que provocan un aumento de los problemas de incrustación, corrosión y arrastres, se controlan también mediante un sistema automático de purgas periódicas, que se realizan cuando los valores límite de determinados parámetros (sólidos en suspensión, salinidad, ... )se sobrepasan.
VAPOR
PÉRDIDAS
INTERCAMBIADOR TÉRMICO
PURGA
AGUA CONDENSADA
RETORNO AGUA DE CONDENSACION
FIGURA 5.19. © Ediciones Paraninfo
Esquema de un circuito de agua en un sistema de generación de vapor.
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O Trátamiento de aguas naturales 5.2.2.E. Aplicación de los tratamientos en los circuitos de las aguas de refrigeración Hay tres tipos de circuitos de aguas de refrigeración: a) Sistemas de circuito abierto: el agua de alimentación, una vez realizada su función refrigeradora, es vertida de forma continua al cauce receptor. Como el agua es utilizada una sola vez, el acondicionamiento mediante reactivos químicos resulta muy costoso. Se realizan tratamientos externos e internos no completos, efectuando correcciones de pH, adición de complejantes y dispersantes para evitar incrustaciones, y la adición de biocidas para impedir el desarrollo microbiológico. b) Sistemas de circuito cerrado: El agua utilizada es siempre la misma, con sucesivos pasos de calentamiento y enfriamiento. Se exige un agua de aporte inicial de alta calidad obtenida mediante los tratamientos externos adecuados; el uso continuado implica también un tratamiento interno anticorrosivo completo. En este caso, los problemas de crecimiento biológico no son importantes. Las necesidades de aportación de nueva agua son pequeñas. c) Sistemas de circuito semiabierto: el agua de alimentación, una vez caliente tras el proceso de intercambio térmico correspondiente, se enfría mediante una torre atmosférica de refrigeración y se recircula de nuevo al circuito. En el enfriamiento en la torre se produce una evaporación parcial del agua, que junto con las purgas y arrastres suponen el caudal de agua de alimentación a reponer. Un esquema sencillo se presenta en la Figura 5.20.
Evaporación (E) Arrastre (V)
Fluido" caliente a refrigerar
Agua caliente
--==-- __..-_ -
--=-
Bomba Fluido frío Purga (P) A=E+V+P
FIGURA 5.20.
Esquema de un circuito semiabierto de agua de refrigeración.
188 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales D Se trata de los sistemas que implican un tratamiento más complejo, en función de los caudales de evaporación y arrastre que determinan el grado de concentración (ciclos de concentración) de los componentes del agua. Los tratamientos por adición de reactivos se realizan en base al tiempo de residencia del agua en el circuito, realizándose, en general, de forma continua. los antiincrustantes y anticorrosivos, y de forma discontinua los biocidas.
5.2.2.F. Índices de estabilidad de aguas Se utilizan mucho en este tipo de aguas industriales unos índices que determinan las características agresivo-incrustantes del agua a emplear, calculados a partir de los equilibrios de las especies carbonato-cálcicas y una serie de parámetros de calidad del agua, mediante métodos gráficos y/o tabulados. Los más generalizados son el índice de Langelier (LSI) y el índice de Ryznar (RSI). Tienen en cuenta la temperatura de uso del agua, la dureza, alcalinidad y salinidad (TSD), para determinar el llamado pH de saturación o de equilibrio (pH 5 ) del carbonato de calcio. La diferencia con el pH real del agua, a través de las fórmulas que se indican, conduce a unos valores de los índices que clasifican el agua de la forma que se indica en la Tabla 5.1 LSI = pH(medido) - pHs RSI = 2pHs - pH(medido) El principal objetivo de estos índices es ajustar las aguas, sobre todo de refrigeración, a condiciones no incrustantes, pero también se emplean para tener una idea de las propiedades corrosivas del agua para metales. Los trabajos originales de Langelier se realizaron para tuberías de hormigón y el carácter agresivo del agua se refería a la disolución del carbonato de calcio. Unas características habituales de trabajo para aguas de refrigeración, que determina el caudal de purgas (grado de concentración de sólidos), suponen unos valores de los índices de +0,5 a +1,5 (Índice de Langelier) o de 6-6,5 (Índice de Ryznar). TABLA 5.1.
LSI
3 2 1
Índices Langelier (LSI) y de Ryznar (RSI) RSI 2,5
4
0,5
5,5 6,5
o
7
-0,5 -1
8
9
-2
10,5
-3
12
1
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Característica del agua Extremadamente incrustante Muy incrustante 1ncrustante Ligeramente incrustante Estable Ligeramente agresiva Agresiva Muy agresiva Extremadamente agresiva
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D Tratamiento de aguas naturales 5.2.3. Otras aguas de proceso Nos referimos aquí al resto de aplicaciones industriales del agua. Las aguas de proceso requieren unas características de calidad que pueden ser más o menos exigentes que las aguas de refrigeración y calderas. Dependiendo del empleo en cada tipo de industria concreta, los requerimientos serán más o menos estrictos; así, por ejemplo, algunos de los usos que precisan, generalmente, agua de una alta calidad o pureza son: • La elaboración de productos químicos o farmacéuticos. • Materia prima en industria alimentaria. • Lavado de circuitos impresos. • Uso en centrales nucleares. En otro extremo estarían aquellos procesos que pueden utilizar aguas de baja calidad, como el lavado de partículas de un carbón bituminoso o la extracción de azúcar de caña o remolacha. A continuación, podemos citar algunos ejemplos de componentes específicos de las aguas que pueden causar problemas en determinadas utilizaciones industriales, lo que permite vislumbrar que el problema de calidad de las aguas para los diferentes usos es tan variado como lo es el tipo de industrias, los procesos de fabricación y los diversos empleos del agua en cada proceso concreto de fabricación (vehículos de transporte, lavado, materia prima, etc.). • Sales disueltas pueden ocasionar problemas en el enjuague de superficies de acero que vayan a ser pintadas, porque pueden producir depósitos de sales higroscópicas en el material o en la producción de hielo artificial, al originar acumulaciones opacas de sólidos. • Hierro y manganeso ocasionan problemas, al hacer más opacos los tonos en tintura de textiles y dar colores indeseables en el lavado de plásticos transparentes, en el papel blanco y en las fibras textiles. • Calcio y magnesio dan problemas en el lavado de textiles, originando un teñido posterior no uniforme. El exceso de dureza en el agua utilizada en galvanoplastia, blanqueo de papel, curtido de pieles o lavanderías provoca problemas diversos. También pueden producir el endurecimiento de algunos alimentos enlatados. • Cobre y mercurio, incluso a concentraciones extremadamente bajas, producen agrietamientos en la fabricación de aleaciones de aluminio. • Agua demasiado caliente causa problemas de descomposición de materia orgánica y de oxidaciones de hierro y manganeso, que origina productos de baja calidad en el procesamiento de fibras naturales y sintéticas, el lavado y tintado de tejidos, en la obtención de papel blanco y en la fabricación de plásticos transparentes, como ya se ha indicado. • El sabor, olor y color son parámetros críticos para aguas que se incorporan a determinados productos, por ejemplo, en la obtención de cerveza, bebidas carbonatadas, alimentos enlatados o en productos farmacéuticos líquidos. • Los sólidos en suspensión son componentes indeseables del agua para la casi totalidad de los procesos industriales. Cada uno de los usos implicaría un estudio particular, si bien podemos decir que no serán sino una combinación de los métodos que se han desarrollado en la parte de potabilización de aguas, con mayor o menor grado de exigencia en la eficiencia del proceso, o con algunos de los métodos de tratamiento externo o ínter190 ©Ediciones Paraninfo
Tratamiento de aguas naturales D no estudiados en el apartado anterior de tratamiento de aguas de calderas y refrigeración. En determinados casos la industria podrá utilizar el agua de red sin tratamiento adicional y/o aguas naturales, o bien cualquiera de los dos tipos con un tratamiento más o menos completo o específico para eliminar algunos contaminantes en particular. Valga como ejemplo de la complejidad del tema una industria como la de fabricación de pasta-papel: el agua es utilizada, entre otros usos, como vehículo de transporte en el descortezado, como materia prima de proceso en la cocción, lavado, blanqueo, refino y como agente de refrigeración. Las necesidades de calidad del agua en cada operación son distintas, bastando en algunas operaciones agua reciclada de otros procesos. Pero incluso la calidad del papel que se pretende obtener exige una diferente norma de calidad del agua, como se puede ver reflejado en la siguiente Tabla: Parámetro (mg/I) Turbidez (Si0 2) Color (un. Pt) Dureza total Alcalinidad Hierro Manganeso Sílice soluble Sólidos disuelt. totales Dióxido carbono libre
Papel fino
Pulpa de sosa y sulfato
10 5 100 75 0,1 0,05 20 200 10
25 5 100 75 0,1 0,05 20 250 10
Papel Kraft Papel de (blanqueado) madera molida
40 25 100 75 0,2 0,1 50 300 10
50 30 200 150 0,3 0,1 50 500 10
FUENTE: F.N. Kemmer. Manual del agua. (Nalco Chem. Comp.) McGraw-Hill.
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Capítulo
6
Depuración de aguas residuales o o o o o o
6.1.
6.1. Introducción: objetivos y principios de la depuración. 6.2 . Tipos de aguas residuales: origen y características. 6.3. Efectos y problemas ocasionados por los vertidos de aguas 6.4. 6.5. 6.6.
residuales Depuración de aguas residuales urbanas. Tratamientos de depuración de bajo coste. Tratamientos de aguas residuales industriales.
INTRODUCCIÓN: OBJETIVOS Y PRINCIPIOS DE LA DEPURACIÓN
Los vertidos de aguas residuales son la fuente de la mayor parte de la contaminación antropogénica que puede hallarse en las aguas naturales. Por ello, el control de esta contaminación mediante la depuración o tratamiento de dichas aguas constituye un aspecto fundamental desde el punto de vista ecológico y de obligado cumplimiento desde el punto de vista legal. Se entiende por aguas residuales, en general, aquellas aguas alteradas en su composición por el uso al que han sido sometidas, lo que conlleva una pérdida de calidad y una necesidad de tratamiento o depuración. Cualquiera que sea su procedencia, los vertidos de aguas residuales presentan una amenaza para los seres vivos y el medio ambiente, ya que producen una alteración de las características del medio natural (masa de agua, terreno) donde se produce la descarga. La importancia de esta amenaza es función de las características, cantidad y composición del agua residual, así como de la capacidad de autodepuración del medio frente al vertido al que es sometido. Los tres tipos principales de aguas residuales son, clasificándolas en función de sus usos, las denominadas: urbanas, industriales y agropecuarias. El conocimiento de la composición de las aguas residuales es fundamental para la gestión correcta de los vertidos, en lo referente a recogida, tratamiento y evacuación de los mismos. En el cuadro se recoge una pequeña muestra de las diferencias de composición en algunos de los parámetros más característicos, entre aguas residuales de distinta naturaleza. Para el caso de los vertidos urbanos, los datos se refieren a aguas de carga contaminante de tipo medio y en el de los vertidos indus© Ediciones Paraninfo
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triales a dos industrias concretas. Las unidades de todos los parámetros son mg/l.
Parámetros DB0 5
Sólidos Totales Sólidos en Suspensión Nitrógeno Fósforo
Agua residual doméstica 200 800 240 35
10
Agua residual ind. láctea 1.000 1.600 300 50 12
Agua residual ind. textil 1.500 8.000 2.000 30
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Para minimizar el efecto medioambiental es necesario recoger y tratar adecuadamente los vertidos, manteniendo una serie de principios y objetivos en el proceso. Algunos de los objetivos fundamentales en relación al vertido de aguas residuales, son: • Prevenir y reducir lo máximo posible la contaminación y sus efectos. • Considerar todos los efectos posibles sobre el medio ambiente, asegurando la máxima protección del mismo. • Aplicar una política ambiental de protección del medio en la planificación del desarrollo urbano e industrial. • Eliminar los vertidos de carácter altamente tóxico, persistente y bioacumulativo. Los principios y directrices que permitan la consecución de los objetivos señalados debieran tener en cuenta, al menos, las recomendaciones relativas a la depuración de aguas residuales (CEE, mayo 1984) y el cumplimiento de la normativa vigente. Los aspectos a considerar englobarían, entre otros: • Aplicación de los principios prioritarios de prevención y minimización de la contaminación. • Compatibilización de la protección ambiental con el desarrollo social y económico. • Elección entre redes separativas o conjuntas de aguas residuales urbanas e industriales. • Realización de los correspondientes estudios de impacto ambiental en los proyectos de depuración. • Asignación de los costos de la depuración y sus efectos, a los agentes contaminadores. • Evitar la traslación del problema a otros tipos de contaminación, de aire o suelos.
6.2.
TIPOS DE AGUAS RESIDUALES: ORIGEN Y CARACTERÍSTICAS
Como hemos indicado, las aguas residuales se clasifican como urbanas, industriales o agropecuarias, atendiendo al uso en el que se han empleado. Veamos qué se incluye en cada uno de los grupos señalados y cuáles son sus principales características. 194 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
6.2.1.
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Contaminación de origen urbano
Las necesidades de agua para uso doméstico implican desde las más vitales, bebida y cocina, a otras como lavado, inodoros, riego ... El consumo se estima que puede oscilar entre los 15 l/habitante-día en comunidades de pastores o nómadas a los 200-400 l/habitante-día como valor medio, alcanzándose a veces valores de hasta 1.000-1.200 l/habitante-día en países o zonas de alto nivel de vida (USA, Suiza, ... ) o con elevados recursos de agua. Las aguas residuales urbanas incluyen en general las aguas de uso doméstico o domiciliarias, que son aguas procedentes de zonas de vivienda y de servicios, como son las aguas de cocina, baño, lavado, fecales (aguas negras), comercios, etc., junto con las de escorrentía superficial y de drenajes (aguas blancas) de un municipio, que son las aguas pluviales, de limpieza pública, riego y otros servicios. En muchas ocasiones, además de las aguas procedentes de actividades comerciales, se pueden incluir en los mismos colectores y pasar a formar parte del conjunto de aguas residuales urbanas las procedentes de industrias y actividades agrarias integradas en una aglomeración urbana. Una vez utilizada en viviendas, actividades comerciales y servicios de la población, se intenta devolver el agua a un cauce receptor, pero el agua residual lleva consigo una serie de sustancias contaminantes que pueden variar las características de la masa de agua receptora, en general, por encima de su capacidad de autodepuración. Los valores medios de la carga contaminante que llevan los efluentes urbanos o aguas residuales urbanas son los siguientes:
Aguas pluviales, de escorrentía y drenaje (aguas blancas) Se caracterizan por su carácter intermitente de caudal y por una contaminación importante en los primeros minutos de producción (15-30 minutos) por arrastre de sustancias, entre las que cabe señalar especies procedentes de: deposición de contaminantes atmosféricos, arrastre de residuos y restos de basuras de calles, contaminantes derivados del tráfico (hidrocarburos, plomo, ... ), contaminantes de zonas ajardinadas (biocidas, abonos, ... ) y contaminantes de las aguas de drenaje (fugas de alcantarillado, sales, ... ). Unos valores medios de los parámetros característicos de esta agua son los de la Tabla 6.1. TABLA 6.1. Valores medios de parámetros de calidad de agua para aguas blancas
Parámetro Sólidos en suspensión totales (SS) Sólidos en suspensión volátiles (SSV) Demanda bioquímica de oxígeno (DB0 5) Demanda química de oxígeno (DOO) Nitrógeno amoniacal (N-NH 3) Nitratos (N03) Nitrógeno orgánico (N-Orgánico) Fosfatos totales (Po¡-)
Concentración (mg/I) 230 40 25 65 0,2 0,5 1,4 1, 15
Fuente: Manual de depuración Uralita. Ed. Paraninfo. © Ediciones Paraninfo
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En relación a los valores de los parámetros del conjunto de aguas blancas, es importante destacar la importancia de los sólidos en suspensión y materia oxidable, especialmente.
Aguas de uso doméstico y comerciales (aguas negras} Se caracterizan por un caudal y contaminación mucho más regulares que las aguas blancas, así como unas cantidades volumétricas inferiores. Predominan los componentes de las aguas fecales y aguas de limpieza y uso alimentario. Entre las sustancias y especies presentes merecen señalarse como características: compuestos orgánicos naturales (proteínas, azúcares, urea, grasas, ácidos acético y láctico, aceites vegetales y animales, etc.), sales (hidrogenocarbonatos, sulfatos, cloruros, nitratos, etc.), gases provenientes de la descomposición de la materia orgánica (metano, ácido sulfhídrico, etc.), bionutrientes (compuestos de nitrógeno y de fósforo, este último proveniente en buena medida, de detergentes) y microorganismos (coliformes totales y fecales, estreptococos, virus, etc.). En la Tabla 6.2 se recogen concentraciones medias de aguas residuales urbanas de alto, medio y bajo grado de carga contaminante, en relación a sus parámetros más característicos; los valores se expresan en mg/l (ppm), salvo en el caso de microorganismos y pH. Como se puede observar en la tabla, en la composición de aguas residuales urbanas destaca la presencia de materia en suspensión, materia orgánica y bionutrientes, especies que serán el principal objetivo en los procesos de tratamiento de las mismas; las tasas de emisión medias de estos componentes son: - Materia en suspensión: 90-100 g/habitante-día. - Materia orgánica, en suspensión y disuelta: 60-65 gl habitante-día. - Nutrientes, compuestos de P y N: s 10 gJ habitante-día. Del total de sólidos presentes en los vertidos urbanos, aproximadamente un 70% corresponde a sustancias de tipo orgánico (sólidos volátiles), con un contenido predominante de materia biodegradable (relación DBO/DQO > 0,25 en todos los casos). Además, entre los contaminantes principales se encuentran: - Bacterias y virus, principalmente de origen fecal. - Aceites y grasas, de aguas de cocina y lavado. - Sales disueltas, especialmente cloruros, principal componente inorgánico de la orina. -Trazas de elementos tóxicos, en general metales pesados.
6.2.2. Contaminación de origen industrial: Bajo la denominación de aguas residuales industriales se incluyen las procedentes de los vertidos originados en las etapas del proceso de producción, las procedentes de generación e intercambio de calor y cuantos otros tipos de aguas se viertan desde cada instalación. Debemos destacar que la composición de las mismas será específica según el tipo de industria y método de producción correspondientes, pero todas ellas tendrán también un componente urbano o doméstico.
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TABLA 6.2. Valores medios de parámetros de calidad de agua para aguas urbanas
de carga alta, media y baja.
Parámetro Sólidos totales Volátiles Fijos Sólidos suspensión Volátiles Fijos Só li dos sedimentables Volátiles Fijos Sólidos disueltos Voláti les Fijos Demanda bioquímica oxígeno Demanda química oxígeno Oxígeno disuelto Aceites y grasas Nitrógeno total Nitrógeno amoniacal (N-NH.i) Nitrógeno orgán ico Nitritos Nitratos Fósforo total (como P) P-Orgánico P-lnorgánico Cloruros Alcalinidad (CaC0 3) pH Coliformes totales/1 OOml
Contaminación alta
Contaminación media
Contaminación baja
1.000-1 .200 600-700 300-600
500-700 200-400 150-300
350-500 275-400 75-100
200-300 150-250
200-300 120-170 80-130 100
150 85-90 50 35 0,05-0,10 0,40 17-20
"'50 "'180 "'70 "'110 200-500 100-200 100-300 200 450-500 0,1 100 40-50 25-30 15-20 0-0,05 0,20 7-1 o
5 15 100-175
3 7 50-100
200 6,9-7,5
100 6,9-7,5 108-10 9
"'250 "'100 "'150 500-850 300-325 200-525 300 800-1.000
o
> 109
"'70 "'30 "'40 "'15 "'25 100-200 50-100 50-100 100 160-250 0,2 50 20-25 12-15 8-10
o 0,10 2-6 2 4 15-30 50 6,9-7,5
< 108
La actividad industrial es, quizás, la más contaminante de las aguas, tanto en aspecto cualitativo como cuantitativo. Algunas cifras, referentes a cantidades de agua empleadas por distintas industrias en su producción, nos pueden dar idea de su importancia: · 150 m 3/t de acero 50-100 m 3/t de papel
600 m 3/t de fertilizante
130 m 3/h por Mw instalado
Los diferentes usos del agua en la industria, que han sido detallados en el Apartado 5.2, originan una gran variedad de vertidos, incluso dentro de cada industria © Ediciones Paraninfo
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en particular. Se encuentran en la bibliografía datos de los principales problemas de contaminación, según sectores industriales y tipos de industrias en particular, pero siempre deben ser tomados con las debidas precauciones, y entendiendo que se refieren a valores medios del conjunto de vertidos de una industria. Como hemos señalado, las aguas residuales industriales tienen una naturaleza muy específica, dependiendo del tipo de industria, siendo difícil generalizar y simplificar el problema. En general, y a diferencia de las aguas residuales urbanas, pueden contener sustancias orgánicas sintéticas de carácter no biodegradable, puede haber una gran diversidad de compuestos químicos presentes -muchos de ellos de elevada toxicidad-, los valores de pH suelen ser muy variables y no contienen prácticamente bacterias ni virus. Podemos señalar que es frecuente que tengan valores de materia en suspensión muy superiores a los de aguas urbanas, es posible que presenten carencia de nutrientes, temperatura elevada, elementos tóxicos disueltos de naturaleza orgánica e inorgánica (fenoles, metales pesados, disolventes, organoclorados, cianuros, pesticidas, ... ),radiactividad (las procedentes de centrales nucleares y minería del uranio), etc. En la Tabla 6.3 se recogen los contaminantes más importantes en diferentes tipos de industrias, con indicación de su consideración de contaminantes principales y secundarios. TABLA 6.3.
Contaminantes principales de diferentes tipos de industrias.
Industria Acero Alimentación Automóvil Coque y gas Curtidos Granja ganado Minería Papel Petróleo Textil 1. 2. 3. 4.
1
2
3
4
X
XX
XX
X
XX -
X -
XX
XX
Contaminantes 5 6 7 8 XX V V XX XX XX V
XX
XX
XX
XX
XX
X
X
XX
XX
XX
XX
XX
X -
XX -
XX
XX
XX
XX
-
XX -
XX
V
V
XX XX
XX -
XX
XX
XX
XX -
X
X
X
XX
X
X
XX
XX
X
X
X -
Color. Calor. Sólidos en suspensión. Ácidos o bases.
5. 000. 6. DBO.
-
X -
9
10
-
-
V -
XX
-
11 V -
12
XX
XX X
X
V X
-
V -
-
-
V
XX
-
-
V
XX
XX
-
-
XX
X
XX
V V -
X
XX -
X
-
X
X
X
X -
7. Aceites y grasas. 8. Metales pesados. 9. Tóxicos orgánicos. 1O. Detergentes. 11. Fenoles. 12. Salinidad.
X
X
X
xx: Gran importancia. x: Importancia media. -: Sin importancia. V: Variable en la industria (puede contribuir).
A veces, y para comparar con vertidos urbanos o para diseñar plantas depuradoras mixtas de aguas residuales urbanas e industriales, se establece la carga contaminante de las industrias en habitante equivalente/unidad de producto. La medida de habitante equivalente que permite una equiparación aproximada 198 © Edic iones Paraninfo
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entre distintos tipos de vertidos es el valor medio diario que se considera que un habitante, en una sociedad desarrollada como la nuestra, emite en un vertido, considerando todos los usos urbanos del agua: 1 habitante equivalente (hb-eq)
=
60 g 0 2 (DBO)/día o 90 g SS/día
Para industrias con vertidos en los que la materia orgánica es uno de los contaminantes principales, se utiliza la equivalencia en DBO (industrias alimentarias, químicas orgánicas, etc.) y en el resto de industrias la equivalencia en sólidos en suspensión (cementeras, fertilizantes, vidrio, etc.). De esta forma, se determina el número de habitantes que ocasionaría una contaminación semejante a un vertido industrial, por ejemplo: Central lechera, hasta 50 hb-eq/100 litros leche Fábrica de pasta Kraft, 400 hb-eq/tonelada producida Azucarera (remolacha), 150 hb-eq/tonelada remolacha Para tener una idea de lo que supone la contaminación de origen industrial podemos observar algunos datos de la bibliografía, sobre la equivalencia en la contaminación del conjunto de diferentes tipos de industrias en Estados Unidos (1980): - Fábricas de conserva equivalen en DBO a 8 millones de habitantes. - Producción de derivados lácteos equivalen en DBO a 11,9 millones de habitantes. - Los mataderos equivalen en DBO a 13,7 millones de habitantes. - Elaboración de pasta de papel equivale en DBO a 216 millones de habitantes. Otra aproximación a la importancia cuantitativa de los vertidos industriales son los datos del inventario MINER en nuestro país, que suponían, en datos estimativos de 1980, una cantidad de 15 millones de toneladas SS/año (principalmente por minería y actividades extractivas), 7 millones de toneladas de materia orgánica (DBO)/año y más de 20.000 toneladas de metales pesados/año.
6.2.3.
Contaminación de tipo agropecuario
Las aguas residuales agrarias o agropecuarias son aguas procedentes de actividades agrícolas y ganaderas. Se incluyen las aguas destinadas para riego (uso agrícola), los residuos líquidos del ganado (purines) y las aguas utilizadas en explotaciones ganaderas, sobre todo en operaciones de limpieza que pueden arrastrar el estiércol y los purines, aunque, debido a su alta contaminación, se intentan eliminar estos desechos como residuos. En las agrícolas es importante señalar su carácter de contaminación difusa y por lo tanto de difícil tratamiento. En España cada hectárea de regadío demanda unos 6.000 m 3 de agua/Ha-año. Las aguas de escorrentía de esta actividad pueden llegar tanto a aguas subterráneas como superficiales. Hasta la aparición de los pesticidas sintéticos, los fertilizantes químicos y los métodos de cultivo intensivos, esta actividad no era excesivamente contaminante. Las ganaderas se refieren a los vertidos originados en la cría y aprovechamiento de animales estabulados. En el caso ganadero, los mayores problemas se centran en la ganadería estabulada de carácter intensivo, en buena parte los ver© Ediciones Paraninfo
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tidos líquidos son mezclados con sólidos (estiércol, p.e.) y gestionados como residuos. Como hemos indicado, las aguas de limpieza y las pluviales pueden arrastrar parte del estiércol y purines, conteniendo una alta carga contaminante. Es imprescindible evitar el vertido directo de los efluentes ganaderos a corrientes de agua, por su elevada capacidad contaminante. Hay estudios sobre la equivalencia en la contaminación producida por animales estabulados frente a la contaminación humana. En valores de DBO (valores medios de varios autores) serían los siguientes: Vaca estabulada de 500 kg entre 12-18 habitantes equivalentes. Cerdo estabulado de 60 kg entre 2-5 habitantes equivalentes. Gallina ponedora entre 0,1-0,2 habitantes equivalentes. Las características más señaladas de las aguas agropecuarias son: - Sales disueltas, en las de origen agrícola a causa de los fertilizantes. - Materias en suspensión, en las de origen ganadero. - Materia orgánica, tanto en las ganaderas como en las de riego. - Nutrientes, también en ambos tipos de aguas. - Desinfectantes y detergentes, en las aguas de origen ganadero. -Trazas de pesticidas, fundamentalmente en las de origen agrícola. Un aspecto particular e importante de la contaminación, común a ambos tipos de aguas agropecuarias, es la contaminación por nitratos. El uso de los mismos como fertilizantes químicos en cultivos (nitratos, sales de amonio), o la incorporación indirecta a través de residuos animales (estiércol y purines), conduce por escorrentía superficial o por percolación en el terreno a la contaminación de aguas superficiales y subterráneas, respectivamente. Incluso aunque no exista aplicación directa de fertilizantes, los cultivos intensivos pueden provocar la aparición de nitratos en el suelo, pues facilitan la oxidación del nitrógeno orgánico presente en el mismo a nitratos, por medio de la aireación y de la humedad. Las explotaciones ganaderas, con grandes producciones de estiércol y purines, son también fuente de nitratos en aguas superficiales y subterráneas, por la oxidación de la materia nitrogenada de estos residuos. En muchas zonas de nuestro país hay un porcentaje importante de pozos y aguas subterráneas que se encuentran altamente contaminados por nitratos, produciéndose los efectos nocivos estudiados en el Apartado 3.2.9.
6.3. EFECTOS Y PROBLEMAS OCASIONADOS POR LOS VERTIDOS DE AGUAS RESIDUALES Los vertidos de aguas residuales pueden producir una serie de efectos sobre el medio ambiente al que son devueltos, así como una serie de problemas relacionados con su recogida y tratamiento.
A) Efectos negativos sobre los cauces o medios receptores El vertido de aguas residuales al medio ambiente receptor causa una serie de efectos negativos, entre los que podemos destacar: • Infecciones por existencia de microorganismos patógenos. • Toxicidad por presencia de sustancias tóxicas (orgánicas e inorgánicas) y/o radiactivas.
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• Modificación de la vida acuática por disminución del oxígeno disuelto (materia orgánica). • Eutrofización de las aguas por exceso de bionutrientes. • Olores y sabores desagradables. • Alteraciones estéticas ocasionadas por espumas, turbidez y color. • Contaminación de suelos y acuíferos por presencia de los contaminantes reseñados. En lo que se refiere al vertido en masas de agua, en general, podemos resumir los efectos en la producción de daños en el ecosistema acuático, debido a la alteración de la calidad de las aguas, lo que puede ocasionar además la imposibilidad de utilizar el agua receptora en futuros usos. Todo ello trae como consecuencia la necesidad de tratamiento adecuado de las aguas residuales, antes de su devolución al ambiente receptor. Si destacamos el aspecto de la toxicidad para el medio ambiente receptor a causa de los componentes que pueden estar presentes en las aguas residuales, debemos referirnos a los compuestos ecotóxicos y bioacumulativos que están especialmente regulados en las legislaciones de vertidos, las cuales remiten a las denominadas «listas negra y gris» de productos especialmente nocivos para el medio ambiente. Las sustancias recogidas en ellas no deben ser vertidas al medio, por lo que será imprescindible su no presencia en las aguas residuales, o asegurar su eliminación en los procesos de tratamiento. Relación 1 de sustancias contaminantes (Lista negra) (Directiva 76/464/CEE; R.D. 849/86). 1. Compuestos organohalogenados y sustancias que puedan dar origen a tales compuestos en el medio acuático. 2. Compuestos organofosfóricos. 3. Compuestos organoestánnicos. 4. Sustancias que posean un poder cancerígeno, mutágeno o teratógeno en el medio acuático o a través del mismo. 5. Mercurio y compuestos de mercurio. 6. Cadmio y compuestos de cadmio. 7. Aceites minerales persistentes e hidrocarburos de origen petrolífero persistentes. 8. Sustancias sintéticas persistentes que puedan flotar, permanecer en suspensión o hundirse, causando con ello perjuicio a cualquier utilización de las aguas. Relación 11 de sustancias contaminantes (Lista gris). • Los metaloides y metales siguientes, y sus compuestos. l. Zinc 11. Estaño 2. Cobre 12. Bario 3. Níquel 13. Berilio 4. Cromo 14. Boro 5. Plomo 15. Uranio 16. Vanadio 6. Selenio 7. Arsénico 17. Cobalto 8. Antimonio 18. Talio 9. Molibdeno 19. Telurio 10. Titanio 20. Plata • Biocidas y sus derivados no incluidos en la relación l. © Ediciones Paraninfo
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• Sustancias que tengan efectos perjudiciales para el sabor y/o olor de productos de consumo humano derivados del medio acuático, así como los compuestos susceptibles de originarlos en las aguas. • Compuestos organosilícicos tóxicos o persistentes y sustancias que puedan originarlos en las aguas, excluidos los biológicamente inofensivos o que dentro del agua se transformen rápidamente en sustancias inofensivas. • Compuestos inorgánicos del fósforo y fósforo elemental. • Aceites minerales no persistentes e hidrocarburos de origen petrolífero no persistentes. • Cianuros, fluoruros. • Sustancias que influyen desfavorablemente en el balance de oxígeno, especialmente amoniaco y nitritos.
B) Problemas relacionados con los procesos de tratamiento de los vertidos Señalemos en segundo lugar los problemas que pueden ocasionar los componentes de las aguas residuales, relacionados con las operaciones de tratamiento de las mismas.
1. Ataque a las conducciones de agua La agresividad de las aguas en los sistemas de alcantarillado y recogida de vertidos es función tanto de las características del agua transportada como de los materiales de los sistemas de conducción. También otras condiciones del proceso pueden influir en el ataque a los materiales: tiempo de contacto, velocidad, régimen de flujo, ventilación, caudal, etc. Entre los componentes y parámetros que pueden atacar a las conducciones de alcantarillado e instalaciones, cuyos materiales habituales son hormigón, cemento, hierro fundido o acero, se encuentran: sustancias ácidas y alcalinas, sales disueltas, gases, compuestos orgánicos, temperatura, dureza baja, etc. Todos ellos factores que afectan a los procesos de corrosión química (solubilidad de materiales) y electroquímica (corrosión de metales).
2. Obstrucciones en conducciones e instalaciones Este problema, especialmente grave en los conductos de pequeño diámetro, bombas, etc., se origina por la sedimentación de especies insolubles provocada por la presencia de determinadas especies o sustancias: • Aniones tales como hidróxidos, carbonatos, sulfatos, fosfatos, etc., en aguas con una dureza importante que tienda a formar incrustaciones. Otros factores que influyen en este proceso son la temperatura y el total de sólidos disueltos. • Sustancias orgánicas como detergentes y jabones, que pueden formar sales cálcicas insolubles, y aceites y grasas en elevada concentración, que puedan solidificar o coagular durante la conducción y el tratamiento. • Sólidos en suspensión en alta concentración, en función de su densidad y naturaleza más o menos floculante; influye de forma importante la velocidad de paso en las conducciones.
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3. Emisión de compuestos tóxicos a la atmósfera de las instalaciones Es un aspecto importante de cara a la seguridad e higiene del personal encargado del funcionamiento y mantenimiento de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales. En este sentido es preciso controlar determinados gases disueltos, sustancias de carácter volátil y especies reactivas que pudieran dar lugar a procesos de inflamabilidad, autocombustión, explosividad, etc. • Gases: cianhídrico, sulfhídrico, halógenos, ... • Compuestos orgánicos volátiles: Hidrocarburos, disolventes, .. . • Sustancias reactivas: cianuros, carburos, peróxidos, cloratos, .. . Hay diversos factores del propio agua residual (T, pH, concentración, ... )y de las condiciones del propio ambiente, que influyen en la mayor o menor peligrosidad de dichos compuestos.
4. Presencia de compuestos inhibidores de los tratamientos biológicos Hay una serie de sustancias de carácter orgánico e inorgánico que, en función de la concentración en que se encuentren en el agua residual, resultan tóxicas para los microorganismos responsables de los procesos de tratamiento biológico aerobio o anaerobio. Por ello, los vertidos que vayan a ser sometidos a dichos procesos deben ser tratados de forma previa, para la eliminación de esos contaminantes tóxicos. Una muestra de algunas de estas especies son las tablas de tóxicos minerales (6.4) y sustancias orgánicas (6.5), inhibidores de los procesos de depuración biológica aerobia. TABLA 6.4.
Tóxicos minerales inhibidores de tratamientos biológicos.
Productos Arsénico Cadmio Cianuros Cloruro de sodio Cobre Cromo (111) Cromo (VI) Hierro Mercurio Níquel Plomo Sulfocianuros Sulfuros Zinc © Edic iones Paraninfo
Valor límite (mg/I) 4 1-5 1 -1,6 8.000 - 9.000 1 40 2-5 100 0,2 6 1 36 20 1-3
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Depuración de aguas residuales TABLA 6.5. Sustancias orgánicas inhibidoras de tratamientos biológicos.
Productos Cloruro de metileno Dinitrofenol Fenol Formaldehído Hidroquinona Hidroxilamina Pirocatequina Resorcina Tolueno Trietilamina Trin itrotolueno
6.4.
Valor Límite (mg/I) 1.000 4 75 135-175 600 33 500-1 .000 2.500 200 1.000 40
DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES URBANAS
Vamos a estudiar la depuración de aguas residuales urbanas (ARU), tomando como base las etapas que habría en una planta depuradora dotada de un tratamiento completo, lo que en realidad ocurre en estaciones depuradoras de núcleos de población de tamaño medio-grande. Los objetivos fundamentales y comunes a todo tratamiento de las ARU son reducir la contaminación debida a dos de los componentes mayoritarios de estos vertidos, los sólidos en suspensión y la materia orgánica biodegradable, previa eliminación de la materia no disuelta de mayor tamaño. Además de estos contaminantes, se eliminan en parte el resto de componentes de las aguas residuales, en mayor o menor medida, en las diferentes fases de los tratamientos primarios y secundarios, o de forma específica, en el tratamiento posterior (terciario), que se implanta especialmente cuando el agua va a ser reutilizada u obligados por condicionamientos legales. Los procesos de tratamiento de aguas residuales urbanas constan de una serie de etapas, cada una dirigida a la eliminación preferente de determinados contaminantes: l. Pretratamiento: eliminación de sólidos gruesos. 2. Tratamiento primario: eliminación de materia en suspensión. 3. Tratamiento secundario o biológico: eliminación de materia orgánica biodegradable. 4. Tratamiento terciario: eliminación de sales disueltas, nutrientes, patógenos, materia orgánica refractaria y afino en la reducción de sólidos en suspensión y demanda biológica de oxígeno. 5. Tratamiento de fangos: estabilización y reducción de volumen de los lodos o fangos producidos en el tratamiento del agua. Las cuatro primeras constituyen la denominada línea de aguas de la depuradora, que se debe completar con el tratamiento o línea de fangos. Todos los tratamientos son comunes a todo tipo de depuradoras, con excepción del tratamiento
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Depuración de aguas residuales
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terciario (etapa 4) que se utiliza para mejorar los rendimientos de las etapas precedentes o en los casos de reutilización de las aguas residuales. El esquema general en estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas (EDAR), es el de la Figura 6.1. Se trata de una planta depuradora con sistema de lodos o fangos activados, que es uno de los tratamientos biológicos más frecuentes. Debemos también señalar que a veces se ha utilizado, y sigue utilizándose en ciertos casos, el principio de dilución de los vertidos de aguas residuales como un método de tratamiento. Se trata de verter directamente un agua residual a un cauce de agua natural, con caudal y capacidad de autodepuración suficientes, que haga posible cumplir con los principios de protección ambiental que se indicaron al principio de este capítulo. Este vertido puede realizarse con o sin un pretratamiento previo del efluente, y sólo puede ser admitido en situaciones muy concretas en las que la carga contaminante de las aguas residuales pueda ser asumida por la masa de agua destinataria. El caso más habitual es la utilización de emisarios submarinos en zonas costeras. Las aguas residuales, preferentemente sometidas a un pretratamiento y tratamiento primario, son llevadas a través de una conducción a una distancia suficientemente alejada de la costa. Se deben diseñar estos emisarios considerando unos parámetros mínimos, entre los que debemos destacar la longitud del emisario y el flujo de corrientes marinas, para evitar la contaminación de zonas costeras. Es un método que sólo debe ser aplicado, en todo caso, a aguas residuales de tipo urbano.
6.4.1. Pretratamiento Toda planta depuradora de aguas residuales debe poseer un conjunto de elementos estáticos o dinámicos que permitan eliminar los sólidos gruesos y finos (arenas), cuyo paso a los tratamientos posteriores dificultaría la operatividad de los mismos. También es necesaria la regulación del caudal de entrada a la planta, para que no se superen los criterios de diseño de las distintas operaciones. Los distintos elementos de un pretratamiento son: • Aliviaderos, permiten regular el caudal de funcionamiento de la planta, con vertido directo al cauce receptor cuando se producen grandes incrementos de caudal por lluvias intensas. • Tanques de homogeneización, empleados cuando llegan diferentes efluentes a la depuradora. • Rejas y tamices, eliminan los sólidos de tamaño grande y mediano. • Desarenadores, eliminan sólidos finos o arenas. • Desengrasadores, eliminan materia insoluble de menor densidad que el agua, la llamada materia flotante (grasas y aceites).
Desbaste Recibe este nombre la operación de eliminación de sólidos gruesos, y consiste en hacer pasar el agua residual a través de rejas y tamices. Las rejas se clasifican, según la distancia entre barrotes (S), en rejas de gruesos (predesbaste), con una separación de 50-100 mm, y rejas de finos, con separaciones de entre 3-1 O mm. © Ediciones Paraninfo
205
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Tratamiento físico-químico opcional
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Línea de agua Línea de fangos 11111111111111111111111 BIOGÁS
Depuración de aguas residuales
O
Atendiendo a los métodos de limpieza utilizados, las rejas se clasifican en: - Manuales, se rastrillan manualmente, poseen barrotes de acero verticales o inclinados (60º-80º de angulo). - Limpieza mecánica, entre las que cabe destacar las de rejas curvas, las de limpieza alternativa y las de limpieza continua. Estas últimas se emplean para desbaste algo más fino, son rectas, con inclinación de 80º y están provistas de escobillas de nylon arrastradas por un mecanismo de cadenas sin fin. En la Figura 6.2 vemos el esquema de algunas rejas. Los tamices son dispositivos de eliminación de sólidos en suspensión de tamaño medio. Antiguamente iban provistos de una placa perforada con ranuras de 0,8-3 mm de ancho, en la actualidad se utiliza una tela de malla fina de acero inoxidable. Los más empleados son los llamados tamices autolimpiantes, con mallas dispuestas con una inclinación particular que deja atravesar el agua y obliga a deslizarse a los sólidos retenidos hasta caer fuera de la malla por sí solos. Necesitan un desnivel grande entre la entrada del agua, que se produce por la parte de arriba y la salida. Pueden ser estáticos o rotativos. Todos los sólidos gruesos retenidos en rejas y tamices son evacuados y transportados a un vertedero de residuos sólidos urbanos. Estos sistemas de pretratamiento implican una cierta pérdida de carga, que es función de las características del proceso (por ejemplo, en desbaste de S -distancia entre barrotes- y a -anchura del barrote-), velocidad de flujo, inclinación, etc., que es necesario considerar al construir la planta. En la Figura 6.3 se representa un tamiz.
Desarenado La misión de los desarenadores consiste en separar grava, arenas, arenillas (término que incluye, junto con la arena, grava fina y limo, desperdicios de ali-
~ Agua Residual
Canal
(a)
(b)
Canal
FIGURA 6.2 . Esquemas de rejas de perfil (a) y frontal (b) .
S: Separación entre barrotes. a: Anchura de barrotes. ilh: Pérdida de carga. ©Ediciones Paraninfo
207
D
Depuración de aguas residuales
Entrada agua
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Salida agua ~ Sólidos
\ ·.-,.•.-¡ ~ Circulación del agua
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Sólidos retenidos
FIGURA 6.3. Esquema de tamiz estático autolimpiable.
mentos relativamente inertes como posos de café, cáscara de huevo, semillas, huesos de fruta, ... ), partículas minerales y cualquier otra materia pesada con una velocidad de sedimentación, o peso específico, superiores a los de los sólidos orgánicos; la granulometría es normalmente superior a los 200 µm, y la densidad mayor de 2,5 g/cm3 • El proceso es de carácter exclusivamente físico, las partículas sedimentan de forma independiente unas de otras. Es la denominada sedimentación discreta, y se hace con una velocidad constante para cada tipo de partículas. Se utilizan principalmente: Desarenadores de flujo horizontal, que consisten en un canal por el que pasa el agua a una velocidad comprendida entre 0,2-0,4 mis (normalmente 0,3 mis). La velocidad de flujo condiciona los porcentajes de eliminación de las arenas, según su tamaño y densidad. Las arenas se extraen manualmente o por un sistema automático, en función del tamaño de la planta depuradora. Una variante es el desarenador de sección cuadrada, que aprovecha la fuerza centrífuga de la alimentación tangencial para la separación de arenas. Se denomina de flujo inducido o circular. Desarenadores aerados, se han desarrollado en grandes depuradoras porque recogen las arenas completamente limpias, con lo que se evita su posterior lavado. Con la inyección de aire se provoca un movimiento helicoidal de las partícu-
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Depuración de aguas residuales
O
las que ayuda a su sedimentación y a la vez permite la ascensión de las grasas menos densas que el agua (efecto de desarenado y desengrasado). Apreciamos la representación de uno de ellos en la Figura 6.4. La recogida de arenas puede realizarse mediante bombas, situadas en un puente móvil como el de la figura o por la zona baja del desarenador, mediante rasquetas. Las grasas se recogen en superficie mediante unas rasquetas de arrastre o mediante unos conductos especiales (skimmer).
Desengrase o desnatado Las aguas residuales urbanas siempre llevan una importante cantidad de grasas y aceites libres o insolubles que hay que eliminar, ya que provocan diversos problemas durante el proceso de tratamiento del agua residual, entre los que podemos destacar: - Obstrucciones en diferentes sistemas mecánicos de la planta. - Una aportación importante a la DBO y DQO del agua, lo que incrementa las necesidades del tratamiento biológico. - Reducen el coeficiente de transferencia de aire en los procesos biológicos y participan en fenómenos de bulking (ver «Método de fangos activos» en el Apartado 6.4.3.1.A). - Perturban el proceso de digestión de los lodos o fangos. La operación de desengrase se puede realizar durante el desarenado, durante la decantación primaria o en ambos procesos. - Eliminación de grasas durante el desarenado: se suele realizar mediante aireación en los desarenadores, para depositar todas las partículas de grasa sobre la superficie del agua, separándolas posteriormente mediante rasquetas superficiales o skimmer. - Eliminación de grasas durante la sedimentación primaria: no se emplea aireación, ya que el elevado tiempo de retención del agua en el clarificador primario posibilita la deposición superficial de las grasas, que se retiran también mediante rasquetas superficiales (véase Figura 6.5).
Capa de grasas
Entrada de agua
FIGURA 6.4.
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Rasqueta de recogida de grasas
Bomba de succión de arenas
Recogida de arenas
Esquema de un desarenador aerado, con separación de arenas y grasas.
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Depuración de aguas residuales
Capa de grasas y aceites
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Rasquetas
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lnfluente (agua residual)
FIGURA 6.5. Esquema de decantador circular con alimentación central y rasquetas de fangos y de grasas.
Las arenas y grasas separadas en estos procesos y tras un periodo de escurrimiento y secado natural, se evacuan de la planta y se transportan a un vertedero de residuos sólidos urbanos.
6.4.2.
Tratamiento primario
Se denomina así al proceso o conjunto de procesos que tienen como objetivo la eliminación, por medios físicos, de los sólidos en suspensión más finos no eliminados en el pretratamiento. Lo constituye el llamado proceso de decantación o sedimentación, con o sin desengrase adicional, como ya se ha comentado.
Decantación o sedimentación primaria Se trata de eliminar los sólidos en suspensión de carácter sedimentable; para tal fin se reduce la velocidad de paso del agua residual en un tanque de sedimentación (decantador primario). El tiempo de retención suele ser de 2-4 horas, consiguiéndose eliminar en torno a un 60-65% de los sólidos en suspensión totales. Al sedimentar dichos sólidos, en su mayoría de carácter mineral, arrastran y adsorben en su caída una cierta cantidad de materia orgánica y bacterias, por lo que también se consigue una reducción moderada de la DBO (en torno a un 25-40%). En los decantadores primarios, debido a la concentración de partículas existente, la sedimentación que tiene lugar es la denominada de tipo floculante, en la que las partículas se van aglomerando con una velocidad de sedimentación creciente. 210 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
O
Los sólidos sedimentados se recogen por la parte inferior del decantador y constituyen los fangos o lodos primarios de la depuradora. El proceso, también denominado clarificación, tiene lugar en decantadores que pueden tener distintas geometrías, los más frecuentes son rectangulares o circulares. En los rectangulares la entrada de agua tiene lugar por un extremo y la salida por el opuesto; en los circulares, el agua procedente del pretratamiento suele entrar por la parte central del decantador. La Figura 6.5 muestra un ejemplo de clarificador circular. Los decantadores también se dividen en estáticos, los más empleados en depuración, y dinámicos (con contacto de fangos) estudiados en potabilización (Apartado 5.1.2.4). En algunos casos, como por ejemplo cuando se trabaja con aguas de carácter mixto urbanas-industriales, se pueden añadir aditivos químicos para provocar un proceso de coagulación-floculación adicional, que elimine materia coloidal e incremente la eficacia de la sedimentación.
6.4.3. Tratamiento secundario o biológico Tiene como objetivo fundamental la eliminación de materia orgánica biodegradable presente en forma disuelta y coloidal. Tiene lugar a través de un proceso biológico, mediante microorganismos que actúan en condiciones controladas. Consta de dos procesos, uno de naturaleza bioquímica, en el que las bacterias, a través de reacciones metabólicas, producen la degradación y mineralización de la materia orgánica (catabolismo), generando nuevas células (anabolismo), y otro, de naturaleza físico-química, durante el cual se produce la decantación de los llamados fangos secundarios, compuestos fundamentalmente por biomasa (microorganismos vivos y muertos), como se aprecia en el siguiente esquema. Agua de tratamiento ~ primario
Reactor biológico
Decantador ,___ ____,~, secundario
Agua a tratamiento terciario
Fangos secundarios
Los microorganismos que intervienen en el proceso de depuración pueden clasificarse en: - Heterótrofos, que utilizan carbono orgánico para alimentarse, empleando la energía desprendida en la degradación de la materia orgánica a productos más sencillos. -Autótrofos, que utilizan carbono inorgánico (C02 ) y sustancias minerales; la energía que necesitan puede ser radiación solar (fotótrofos) o provenir de reacciones químicas de oxidación-reducción (quimiótrofos). Las bacterias que intervienen en el proceso de nitrificación, que se verá más adelante, nitrosomas y nitrobacter, son de este último tipo. La biomasa que se desarrolla durante el proceso de depuración biológica está constituida principalmente por microorganismos consumidores de materia orgánica, fundamentalmente bacterias y hongos, algas que son microorganismos © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
autótrofos y organismos predadores de los anteriores, como protozoos, rotíferos, crustáceos y nematodos. La degradación puede llevarse a cabo en medio aerobio o anaerobio, con las consiguientes diferencias respecto a las caracteristicas del proceso y los productos de degradación generados, como ya se estudió en el Apartado 3.2.6.2. Por esta razón, se dividen los métodos de tratamiento biológico en aerobios y anaerobios. Intervienen en cada caso microorganismos de carácter aerobio y anaerobio respectivamente, aunque también existen microorganismos, llamados facultativos, que se adaptan a los dos tipos de condiciones.
6.4.3.1. Depuración aerobia Tiene lugar en presencia de oxígeno disuelto, por lo que se debe mantener el agua residual saturada de oxígeno durante todo el proceso. La reacción global, en el caso de degradación y mineralización total de la materia orgánica, conduce a las especies oxidadas y a la formación de nuevos microorganismos: Materia Orgánica + 0 2
Microorganismos.,. aerobios
C02+H20+N03+SO/"+ Nuevos microorg.
Las reacciones parciales que tienen lugar durante la etapa de tratamiento biológico podriamos desglosarlas de la forma siguiente:
• Reacciones de degradación con desprendimiento de energía (reacciones catabólicas): Materia Orgánica + 0 2
Microorganismos .,.. aerobios
co2+H20+NH/+SO/+ Energía
Son procesos de carácter exotérmico. En una primera etapa se produce la degradación y mineralización de la materia carbonada y la amonificación del nitrógeno orgánico por la acción de bacterias de carácter heterótrofo. En una segunda etapa, que para completarse necesita mayor tiempo, tiene lugar la nitrificación de las formas amoniacales, con intervención de bacterias autótrofas (nitrosomas y nitrobacter):
Nitrosomas.,.. Nitrobacter.,. La mineralización de la materia nitrogenada puede conducir, por lo tanto, en función del tiempo y las caracteristicas del proceso, a formas amoniacales, amoniaco o ión amonio ( 1ª etapa), o hasta nitrato por nitrificación total, o a una mezcla de ambos. Un ejemplo de las transformaciones sucesivas en el proceso de biodegradación en condiciones aerobias de la materia orgánica lo podemos ver, de forma simplificada, para los carbohidratos: 212 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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. , 'do (alrm'dón) Hidrólisis , 'do (glucosa) Glicolisis . A Polisacan ..,. Monosacan ..,. p·rruvato + Coenz1ma 4C0 2
Ciclo del ácido cítrico
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2-AcetilCoenzima A+2C0 2
Como podemos observar, tienen lugar procesos de ruptura de las moléculas orgánicas a moléculas de menor tamaño, por reacciones de hidrólisis y de oxidación, interviniendo distintas bacterias de carácter aerobio. En la degradación de proteínas y grasas, tras las hidrólisis a compuestos de menor tamaño, aminoácidos y ácidos grasos respectivamente, y mediante transformaciones intermedias específicas (desaminación, ~-oxidación), se obtienen los mismos compuestos de la secuencia anterior (piruvatos y acetilcoenzimaA) de forma previa a la mineralización final. • Reacciones de síntesis celular (reacciones anabólicas). Son reacciones de carácter endotérmico, que utilizan la energía producida en los procesos de degradación y mineralización. Materia Orgánica+ Nutrientes+ Microorganismos+Energía ~ Nuevos microorganismos Como vemos, es necesaria la presencia de elementos nutrientes, además del carbono orgánico (veáse el Apartado 4.2 de eutrofización), especies que en general abundan suficientemente en las aguas residuales de origen urbano. La necesidad de nutrientes mayoritarios cumple aproximadamente la relación 100 de DBO/ 5 de N/1 de P. Por tanto, la reacción global que tiene lugar durante la depuración aerobia conduce tanto a los productos de degradación de la materia orgánica como al crecimiento y a la generación de nuevos microorganismos. Además, en todos los casos quedará parte de la materia orgánica sin degradar. El proceso de oxidación suele llevarse a cabo en los llamados reactores biológicos y según la forma en que se disponga la biomasa que se utiliza y se desarrolla en el proceso, se consideran dos tipos de tratamiento: - Biomasa en forma estacionaria: las bacterias se fijan en un soporte sólido, son los métodos de filtros bacterianos, discos y contactares biológicos. - Biomasa en suspensión: las bacterias se encuentran dispersas en el seno del agua residual, son los llamados métodos de fangos activos, lagunas de estabilización, ... Consideremos con más detalle los más utilizados en plantas convencionales de depuración de aguas residuales urbanas: lodos activos y lechos bacterianos.
6.4.3.1.A. Lodos o fangos activados La utilización de este método se remonta a 1914 en Inglaterra. La biomasa permanece en suspensión en el seno del agua y se mantiene un aporte continuo de oxígeno para asegurar una buena biodegradación. Se consiguen rendimientos de eliminación de DBO en torno al 90%. El agua residual entra en contacto con fango que contiene la población bacteriana (fango activado), encargada de degradar la materia orgánica presente en el agua. La mezcla de agua residual y fango activado se produce en un tanque o cisterna de aireación (reactor biológico aerobio), provisto de un sistema de aporte de oxígeno con aire u oxígeno puro; el tiempo de reacción en el tanque de airea© Ediciones Paraninfo
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ción suele ser de unas 8 horas. Al cabo de dicho tiempo, el efluente del tanque de aireación pasa a un tanque de sedimentación (decantador secundario), donde se recoge el fango biológicamente activo. Parte de dicho fango se recircula de nuevo al tanque de aireación para mantener la actividad biológica en el mismo mediante una concentración constante de microorganismos activos, y la otra parte (microorganismos en exceso), formada por los microorganismos con mayor tiempo de residencia en el reactor, se elimina mediante una purga de fangos, formando los llamados lodos o fangos secundarios. La Figura 6.6 ilustra el proceso de fangos activados. La aireación se puede efectuar mediante dos métodos principales: con turbinas de superficie que agitan mecánicamente el agua para mantener una reaireación continua y mediante difusores, que aportan burbujas de aire u oxígeno puro, desde el fondo del reactor biológico. Independientemente de factores ambientales, como la temperatura, que afectan a la capacidad de depuración biológica, los principales parámetros que se deben controlar en el proceso de fangos activados son, entre otros, la concentración de oxígeno disuelto en el tanque de aireación, el pH (óptimo entre 6,5-7,5), la concentración de nutrientes, la materia orgánica de entrada y salida del reactor, la edad del fango o tiempo de residencia en el reactor (2 a 12 días), la concentración y tipos de microorganismos y el llamado índice volumétrico de fangos (entre 10-35). Índice volumétrico de fangos (IVF): se define como el volumen que ocupa la unidad de masa (1 gramo) de fango, y expresa una medida de la capacidad de decantación del mismo. IVF (ml/g) =Volumen de fango decantable (ml/l)/Concentración de sólidos totales (gil). Los principales problemas de funcionamiento que afectan a una instalación de fangos activados son: - Fango voluminoso (bulking): se produce por la proliferación de organismos filamentosos (algas filamentosas), los cuales conducen a la formación de flóculos de fangos de baja densidad, con aspecto algodonoso y baja decantabilidad, que se conoce como fango voluminoso o bulking. Se corresponde con valores elevados del IVF. Las causas de este fenómeno pueden ser: bajo pH, bajo nivel de oxígeno, bajas concentraciones de nutrientes, ...
Turbinas
Ag ua a tratar Biomasa
REACTOR BIOLÓGICO
Recirculación de fangos
FIGURA 6.6. Esquema de un proceso de depuración biológica con el sistema de lodos activos.
214 © Ed iciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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- Fango ascendente: fenómeno que consiste en que un fango bien sedimentado flota o asciende hacia la superficie después de un periodo de sedimentación relativamente corto; este proceso tiene lugar cuando se produce la desnitrificación de los nitritos y nitratos contenidos en el reactor, originándose nitrógeno gaseoso que arrastra hacia la superficie a los flóculos de fango. - Formación de espumas y malos olores: en algunos casos se observa la formación de una espuma viscosa, marrón, que cubre los tanques de aireación y los decantadores secundarios, provocando problemas de malos olores y efluentes de baja calidad. La formación de dicha espuma parece estar asociada a la presencia de un organismo filamentoso de crecimiento lento del grupo de los actinomicetos, normalmente de la familia «Nocardia». Las causas más frecuentes son un exceso de detergentes.o de aireación. - Flóculos «punta de alfiler»: parte de la biomasa se presenta como pequeños flóculos que sedimentan con dificultad. Se observa en sistemas con una baja carga orgánica en el efluente de entrada al reactor y con una edad de los lodos superior a seis días. - Desfioculación: se produce una fragmentación de los flóculos de fango en el decantador secundario, originando un agua sobrenadante turbia. Se atribuye a bajas concentraciones de oxígeno disuelto, presencia de inhibidores del proceso o bajos valores de pH.
Variaciones en los sistemas de depuración por lodos activos Además del sistema convencional, cuyo esquema es el de la Figura 6.6, se han desarrollado algunas variantes en los procesos para aumentar rendimientos o para adaptarse mejor a las características de las aguas residuales a tratar. Entre ellos mencionaremos: - Proceso de mezcla completa: El agua residual a depurar junto con los fangos recirculados, se introducen a lo largo del reactor de forma homogénea, mediante un canal central. De esta forma, la carga de materia orgánica y la demanda de oxígeno son constantes en todas las zonas del reactor. Se adapta muy bien a variaciones de caudal y de DBO del agua residual a tratar. - Alimentación escalonada: El agua residual se introduce por diferentes puntos del reactor, subdividido en varios canales paralelos. La recirculación de fangos se sigue introduciendo por la primera zona del reactor, como en el sistema convencional. Se consigue homogeneizar más la demanda de oxígeno en las diferentes partes del reactor. Se puede realizar también una aireación escalonada o graduada. - Proceso de contacto-estabilización: Se intenta que las dos fases de la depuración de la materia orgánica, oxidación y asimilación, tengan lugar en reactores diferentes. En el llamado reactor de contacto, similar al convencional, tiene lugar de forma rápida (30-40 minutos) la oxidación de la materia orgánica, y recibe el agua residual junto con los fangos recirculados, desde el reactor de estabilización. Por lo tanto, al llamado reactor de estabilización llega el agua con la biomasa procedente del reactor de contacto y es allí donde se «activa», al producirse el crecimiento (asimilación metabólica) más lento (3-4 horas) de las bacterias en un medio con escasa materia orgánica. Permite la reducción de volumen de los reactores. - Proceso Kraus: Esta variante se ha desarrollado para aguas residuales con deficiencia en nutrientes y que son difíciles de tratar por lodos activos. Con© Ediciones Paraninfo
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siste en añadir un tanque de aireación para el líquido sobrenadante del decantador de lodos; la aireación durante unas 24 horas provoca la oxidación del nitrógeno amoniacal de los lodos a nitratos. Estos fangos nitrificados se unen a la recirculación normal de lodos y corrigen la deficiencia de nitrógeno del reactor biológico. - Procesos de aireación prolongada: Se utiliza para aguas residuales con una carga orgánica relativamente baja, operando con tiempos de aireación muy elevados. Suele tener lugar un alto grado de nitrificación y en el mismo depósito se produce la decantación y estabilización de los lodos. Una variante, que tiene el reactor biológico en forma de canal anular donde circula el agua constantemente, recibe el nombre de canal de oxidación. - Reactores biológicos compactos: El proceso de fangos activados también puede llevarse a cabo en un único reactor, compuesto de dos zonas separadas donde se realizan las fases de aireación y clarificación (sistemas de tratamiento tipo «Üxyrapid»), tal como se muestra en la Figura 6.7. Existen modificaciones que permiten la eliminación de nutrientes, manteniendo zonas aerobias y zonas anóxicas en distintas zonas del reactor.
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Zona de aireación (reactor biologico) Canaleta de recogida
_ __ _ _ , , __ _ _ _\ _ _ _ _ de -ag u¡tratada
1
Zonas de clarificación
Recirculación de fangos
Difusores de aire
Llegada de agua a tratar
FIGURA 6. 7. Esquema de reactor biológico compacto.
6.4.3.1.B. Lechos o filtros bacterianos La nomenclatura de este método de depuración es diversa, incluyendo también los términos de «filtros biológicos», «lechos filtrantes o percoladores» y «filtros biológicos percoladores». La terminología lecho o filtro se utiliza indistintamente. Este método comenzó a ser utilizado en Inglaterra en 1893. Se trata de un sistema de depuración biológica en el que la degradación de la materia orgánica se produce al hacer circular agua y aire a través de un medio filtrante o poroso. La biomasa permanece en forma estacionaria adherida sobre un soporte sólido fijo, constituido por un material con gran superficie específica, que forma un filtro o lecho de mayor o menor espesor. El agua residual se hace pasar a través del lecho,
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Depuración de aguas residuales
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pulverizándola en forma de lluvia. Tradicionalmente se ha venido utilizando como material de relleno puzzolana, coque metalúrgico o piedras silíceas trituradas, actualmente se emplean materiales plásticos con formas regulares. La altura del lecho puede oscilar entre 1,5 y 4 metros, en función del tipo de relleno, número de etapas o la carga orgánica que admita. Eliminan en torno al 75% de DBO en una sola etapa. Las bacterias se acumulan y se multiplican sobre el soporte sólido y consumen, en contacto con el aire, la materia orgánica presente en el agua residual; en la zona próxima a la superficie del filtro tienen lugar preferentemente procesos aerobios, pero a medida que aumenta la profundidad de la capa de biomasa puede predominar la depuración anaerobia. El mantenimiento de las condiciones aerobias adecuadas se consigue por ventilación natural si el filtro está correctamente construido y hay una diferencia de temperatura suficiente (superior a 2ºC) entre el aire y el agua, o por ventilación forzada. El efluente que sale del filtro debe someterse a una decantación secundaria, al igual que en el proceso de fangos activados, como se muestra en la Figura 6.8. Además de las diferencias de relleno y de ventilación, en estos sistemas de lechos bacterianos se pueden utilizar procesos con recirculación, como en lodos activados, o sin recirculación. Los tipos de recirculación pueden ser diversos, las diferencias pueden deberse a: - la masa que se recircula: el efluente del lecho filtrante, el efluente final del decantador secundario o los lodos secundarios - al punto de recirculación: a la entrada del filtro o a cabeza de depuradora Las mejoras que consigue la recirculación son múltiples: dilución del influente para evitar sobrecargas y reducir el crecimiento de la película biológica,
Agua residual
Efluente
--+--
Fangos decantados
Recirculaci¿ngos
Pu rga (exceso) de fangos
: •'. Circulación del agua residual 11
FIGURA 6.8. Esquema de un filtro bacteriano con sistema de recirculación de fangos. © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
mayor uniformidad y actividad de esa biomasa y un aumento del rendimiento de depuración. El esquema de cómo se produce la acción de los microorganismos adheridos a la superficie del relleno de los filtros se puede observar en la Figura 6.9, donde la película biológica tiene capas bacterianas en las que se producen reacciones aerobias y anaerobias. Cuando el fango va envejeciendo y se forma una capa de un cierto espesor, se desprende parte de la biomasa que acompaña al agua residual hasta el decantador secundario. La velocidad de paso del agua por el filtro, que es un parámetro de diseño, influye en el rendimiento de la depuración, siendo éste mayor en lechos de baja velocidad. Los microorganismos que se desarrollan en un lecho bacteriano son de naturaleza semejante a los del proceso de fangos activos, pero con una mayor diversidad ecológica, más evolucionada; se encuentran gusanos, larvas de insectos, limacos, etc., que pueden aumentar los problemas de taponamiento del filtro. Entre las ventajas que se pueden señalar, en comparación al sistema de lodos activos, destacan: menor coste energético en el aporte de oxígeno, que en general se realiza por un fenómeno de tiro natural a través del lecho, menor sensibilidad a las
Biomasa adherida
Ox ígeno
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(
H2 S
I Materi a mineral
FIGURA 6.9.
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Superficie del relleno del filtro
~
Capa de biomasa adherida
Esquema de una partícula sólida de relleno de un filtro biológico, con biomasa adherida y los procesos de degradación que tienen lugar.
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Depuración de aguas residuales
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variaciones bruscas de carga orgánica en las aguas residuales y un ordenamiento de las reacciones biológicas, incluyendo la nitrificación, a lo largo del filtro. Entre las desventajas, debemos indicar: los problemas de atascamiento del filtro en aguas con alta carga y rellenos poco porosos y el menor conocimiento del proceso global, que es notablemente complejo. Los tratamientos aerobios para pequeños núcleos de población, como biodiscos, biocilindros, lagunas aerobias o de oxidación, etc., se verán en un apartado específico.
6.4.3.2. Depuración anaerobia Es un proceso biológico en el que la materia orgánica biodegradable es asimilada por microorganismos específicos en ausencia de oxígeno disuelto. Se utiliza principalmente para aguas residuales industriales de alta carga orgánica (2.00030.000 mg Oifl de DBO) o en el tratamiento de fangos de cualquier tipo de depuradora. También se emplean secuencias de tratamiento aerobio-anaerobio, en algunas técnicas de tratamiento de aguas residuales urbanas (lagunaje, eliminación de nutrientes) que se verán más adelante. La reacción global que se produce la podemos ver a continuación, observándose que en este caso, por ausencia del oxígeno como agente oxidante del proceso, se obtienen como productos finales en la mineralización las formas reducidas de los compuestos originados por los elementos constituyentes de la materia orgánica a biodegradar.
Materia Orgánica (C,H,O,N,S, .. )
Microorganismos anaerobios
CH4 + C02 + NH3 + H2S + ... +Nuevos microorg.
Al igual que en el proceso aerobio, la descomposición de la materia orgánica en condiciones anaerobias consta de reacciones catabólicas de degradación y reacciones anabólicas de síntesis de nuevas células bacterianas. Sin embargo, en los procesos anaerobios la energía que se desprende en las reacciones de degradación es bastante menor, por lo que la producción de biomasa se reduce de 5 a 1Oveces. Se puede observar a continuación un esquema de las diferentes etapas que constituyen el proceso completo de degradación de moléculas orgánicas, en condiciones anaerobias:
MACROMOLÉCULAS *Carbohidratos *Proteínas *Grasas
Fase
Hidrólisis
ÁCIDO ACÉTICO
ÁCIDOS VOLÁTILES MATERIA ORGÁNICA Fermentación Propiónico, Butírico, Acético, Fórmico DISUELTA *Monosacáridos ácida ALCOHOLES *Aminoácidos 2 , NH3 *Ácidos grasos, glicerina
co
Fase ~
Acetogénicá
C02,
H,, ....
Metanogénica
BIOGÁS CH4 (mayoritario) C02, H2, H2S, Nl-f.i (minoritarios)
Las bacterias que intervienen en cada una de las etapas pertenecen a diferentes grupos, lo que de forma simplificada nos da idea de las distintas fases del proceso: hidrolíticas, acidogénicas, acetogénicas, metanogénicas: © Ediciones Paraninfo
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O
Depuración de aguas residuales
1ª Etapa: Bacterias hidrolíticas, fragmentan las macromoléculas orgánicas (insolubles y solubles) como los polisacáridos, proteínas y grasas a especies solubles de menor tamaño. Su acción es decisiva, dado que en las fases posteriores los microorganismos que intervienen sólo pueden hacerlo sobre la materia orgánica disuelta. Actúan enzimas extracelulares. Son decisivas en el tratamiento de efluentes con alto contenido en sólidos. 2ª Etapa: Bacterias formadoras de ácidos (acidogénicas), producen la fermentación de los azúcares, aminoácidos, ácidos grasos y otras moléculas disueltas, originando, entre otros productos, ácidos grasos volátiles, alcoholes, aldehídos, hidrógeno, amoniaco y dióxido de carbono. Son anaerobias faculta tivas. 3ª Etapa: Bacterias acetogénicas, producen esencialmente ácido acético junto a dióxido de carbono e hidrógeno, a partir de los ácidos grasos volátiles. Se desarrollan siempre y cuando el hidrógeno formado sea consumido por otros microorganismos. 4ª Etapa: Bacterias metanogénicas, utilizan el ácido acético, fórmico y dióxido de carbono para su crecimiento y multiplicación, produciendo metano y dióxido de carbono fundamentalmente. Son anaerobias estrictas, con velocidad de crecimiento muy baja y muy sensibles al pH. Los productos gaseosos finales, fruto de la mineralización anaerobia de la materia orgánica, cuyo principal componente es el metano, reciben en conjunto el nombre de biogás, que puede ser empleado corrio combustible. El azufre y el nitrógeno orgánicos experimentan la degradación en condiciones anaerobias, originando sulfuro de hidrógeno y mercaptanos, y amoniaco y aminas, respectivamente. En los digestores anaerobios también pueden desarrollarse otras bacterias anaerobias estrictas, como por ejemplo las sulfobacterias, capaces de reducir los sulfatos a sulfuros, .compitiendo en la utilización del ácido acético y del hidrógeno. Los procesos anaerobios también pueden subdividirse según la disposición de la biomasa, fija o suspendida, pero los tipos de digestores que se emplean con mayor frecuencia se estudiarán en los apartados 6.4.5. de tratamiento de fangos y 6.6.4.b de aguas residuales industriales, por ser en estos casos cuando más se recurre a diferentes tipos de digestores. Algunos de los parámetros de operación que deben tenerse en cuenta en este tipo de procesos son los siguientes: • Oxígeno disuelto: es fundamental mantener la ausencia total de oxígeno en los digestores. Las bacterias metanogénicas son estrictamente anaerobias y el oxígeno, aun en muy pequeñas concentraciones, es mortal para las mismas. • Temperatura: a mayor valor menor tiempo de digestión. El proceso es poco efectivo en la zona psicrófila (menos de 20ºC) y transcurre a una velocidad adecuada en las zonas mesófila (20-45ºC) y termófila (45-65ºC). En los digestores anaerobios se trabaja entre 35-37ºC por razones económicas, equilibrando rendimiento y velocidad. • pH: se debe mantener entre 6,8-7,4, aunque el proceso se puede mantener en el rango de 6 a 8. • Alcalinidad y concentración de ácidos volátiles: la mezcla tampón que permite regular las variaciones de pH del sistema es el par HC0 3-/C0 2 • La alcalinidad que indica una buena digestión corresponde a valores entre 1.0005.000 ppm y para los ácidos volátiles una concentración inferior a 500 ppm. Interesa una relación ácidos volátiles/alcalinidad inferior a 0,1. 220 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
O
• Inhibidores: es necesario controlar la presencia de sustancias que inhiQen el proceso de depuración anaerobia, siendo las bacterias metanogénicas las más afectadas. Las especies inhibidoras más importantes son: metales pesados (Cu, Ni, Zn, Cr(VI), entre otros, a niveles entre 5-50 ppm), tóxicos orgánicos (por ejemplo, acroleína, acrilonitrilo, anilinas y compuestos organoclorados en muy pequeñas concentraciones) y sales a otros a niveles más elevados (amonio, calcio, potasio y sodio, por ejemplo). Valgan de ejemplo los siguientes valores:
Na 6 gil Mg 2 gil
K4 gil si-0,2 g11
Ca 4 gil NH 3 2 gil
Cr 50 mg/l Cu 5 mg/l
• Nutrientes: las necesidades de nutrientes son muy inferiores a las de los procesos aerobios, ya que la producción de biomasa es mucho más baja. En lo que se refiere a la relación C(DBO)IN/P es de 10010,510,1, la décima parte con respecto a la depuración aerobia, en lo referente a los bionutrientes N y P. Producción de biogás La cantidad de biogás que se calcula que puede producirse se establece relacionándola con la demanda química de oxígeno (DQO) del agua o del fango a tratar, dándose como valor estimativo el de 0,35 m 3 CHJkg DQO eliminado. Aunque el metano es el componente mayoritario del biogás, también forman parte del mismo otros componentes, cuya presencia oscila en torno a los siguientes valores: CH4 60-80% COi 20-40% Hi 1-3%
Oi 0,1-1% co 0-0,1% Ni 0,5-3%
Otros (HiS, NH 3 ,. .. ) 0,5-1% Vapor de agua: variable
La importancia del valor combustible del biogás se refleja en su importante poder calorífico: unas 6.000 kcal/m 3 para un biogás con una composición del 70% CH 4 y 30% COi .
Comparación entre los tipos de depuración aerobia/anaerobia En la Tabla 6.6 podemos ver algunas de las ventajas e inconvenientes de ambos sistemas de depuración: TABLA
6.6. Ventajas e inconvenientes de la depuración aerobia y anaerobia
Tipo de digestión AEROBIA
ANAEROBIA
' © Ediciones Paraninfo
Venta jas Mayores rendimientos en la depuración. Procesos bien conocidos. Permite la nitrificación simultánea. No es necesario aumentar la temperatura del agua residual. Pequeña producción de fangos. Menor necesidad de nutrientes. Productos finales aprovechables (biogás). Admite elevadas cargas de materia orgánica e hidráulica. Menores costes de operación. "
-
Inconvenientes Necesita aporte continuo de oxígeno. Mayor necesidad de nutrientes. Producción de gran cantidad de fango s no estabilizados. Mayores costes de inversión inicial. Control de temperatura (35-37º), en digestores cerrados. Arranque más lento y delicado. Mantener ausencia de oxígeno. ,,
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Depuración de aguas residuales
Como consecuencia de las caracteristicas de uno u otro tipo de depuración y dentro de los métodos convencionales para vertidos urbanos, en poblaciones de tamaño grande y mediano (más de 25.000 habitantes) se utilizan métodos aerobios en el tratamiento secundario y anaerobios para el tratamiento de fangos . Eficacia de los tratamientos Para poder determinar la necesidad de un mayor grado de depuración de las aguas residuales urbanas mediante un tratamiento terciario, es necesario conocer los porcentajes de eliminación de contaminantes en los procesos anteriores. En la Tabla 6. 7 se muestran valores medios de la eficacia de los tratamientos primario y secundario de tipo convencional, en la reducción de los parámetros de contaminación más importantes, en aguas residuales urbanas:
TABLA
6. 7. Eficacia de los tratamientos primario y secundario en la eliminación de diversos contaminantes.
Parámetro Sólidos en suspensión Demanda bioquímica de oxígeno Demanda química de oxígeno Materia orgánica refractaria Nitrógeno total Fósforo total Total de sólidos disueltos Coliformes totales Microorganismos patógenos
Porcentaje de reducción Tratamiento primario Tratamiento secundario
60 35 30 20 20
40
90 90 80 60 50 30 5 80
10
Variable
10 -
Como se puede observar, los rendimientos de depuración son elevados para aquellos parámetros que miden el contenido de los contaminantes, que son el objetivo principal de cada una de las fases del tratamiento: sólidos en suspensión (tratamiento primario) y materia orgánica biodegradable, DBO y DQO (tratamiento secundario). Los porcentajes se reducen mucho para la materia orgánica de carácter menos biodegradable (refractaria) y bionutrientes, y es casi nula para las especies disueltas. La eliminación de agentes infecciosos depende mucho de las condiciones y características de los procesos. Las razones que pueden hacer necesario un tratamiento más intensivo del agua residual podrian resumirse en los dos aspectos siguientes: Reutilización del agua residual: según el uso que se pretenda será necesario mejorar los rendimientos de depuración en microcontaminantes, materia orgánica, agentes patógenos, sales disueltas, sólidos en suspensión, ... Por exigencias legales: cumplimiento de los valores de emisión del vertido a un cauce determinado, cumplimiento de los rendimientos de la depuración, cumplimiento de la normativa de emisión de bionutrientes en zonas sensibles, ... 222 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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6.4.4. Tratamiento terciario Como ya se ha indicado, el objetivo del tratamiento terciario en aguas residuales urbanas es la eliminación de los contaminantes residuales que no hayan sido eficazmente depurados. Es una etapa más intensiva y en ciertos casos implica la realización de procesos con un elevado coste adicional; por lo tanto, hasta hace pocos años, ha sido una práctica muy poco empleada de forma generalizada. La necesidad de reutilización de aguas residuales, las exigencias legales, cada vez más estrictas, y una mayor conciencia ecológica en la sociedad van implantando poco a poco el tratamiento más intensivo en la depuración de aguas. Para conseguir la eliminación de cada uno de los contaminantes se sigue un proceso específico, que en esencia podriamos sintetizar de la siguiente forma:
AJ S6/idos en suspensi6n y Materia orgánica biodegradable (DBOJ Se utiliza el término de afino para reducir la presencia excesiva de estos dos tipos de contaminantes en el agua residual tratada. La presencia de sólidos en suspensión se debe principalmente a los fangos no eliminados en las cubas de sedimentación secundaria, y son los mayores responsables de la DBO residual del agua. Los métodos que se emplean para reducirlos son: - La coagulación, con agentes coagulantes similares a los reseñados en los tratamientos de aguas potables, seguida por decantación y filtración. - La filtración terciaria, sin proceso previo de coagulación, generalmente con arena (filtración clásica) o con algún material más poroso, como labiolita, en el que se desarrolla una película bacteriana (filtración biológica) que ayuda a la reducción de DBO. - Lagunas de afino, el efluente del decantador secundario pasa a depósitos de poca profundidad (laguna) donde por sedimentación, y en general por aireación natural, se reducen ambos parámetros de contaminación. Este método se comentará en los tratamientos de bajo coste.
BJ Compuestos orgánicos disueltos no biodegradables (refractarios} La eliminación de materia orgánica, tras el tratamiento secundario, puede tener un doble objetivo, aumentar el porcentaje de eliminación de DBO y DQO y, más específicamente, la eliminación de microcontaminantes refractarios al proceso de biodegradación, generalmente de carácter tóxico. Los métodos a utilizar son costosos y todavía poco empleados en aguas urbanas, siendo los más frecuentes: - Adsorción sobre carbón activado, en forma granulada o pulverulenta. Este proceso, que ya ha sido descrito en el Apartado 5.1.3.3, en el tratamiento de aguas potables, se trata de un fenómeno de superficie por el que los compuestos a adsorber se fijan sobre el carbón activo por uniones físicas y/o químicas. En el proceso también pueden ser retenidos incluso los metales pesados. El carbón activo puede ser regenerado, generalmente por vía térmica, lo que evita que el coste aumente desmesuradamente. En ocasiones se sustituye este adsorbente por polímeros orgánicos, especialmente en casos concretos, como por ejemplo para la retención de pesticidas. © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas res¡duales
- Oxidación química-: también pueden eliminarse compuestos orgamcos procediéndose a su oxidación con agentes tales como el peróxido de hidrógeno o el ozono, que son poderosos agentes oxidantes debido a sus reacciones de descomposlción,
El ozono, además de eliminar colores y aromas desagradables, destruye organismos patógenos.
C) Bionutrientes (compuestos de nitrógeno y fósforo) disueltos Los problemas de eutrofización asociados a la presencia de compuestos de nitrógeno y fósforo en las aguas, han llevado a la declaración de «Zonas sensibles a la eutrofización», en las que se limita la concentración de estos contaminantes en los vertidos. El nitrógeno y el fósforo, tanto inorgánicos como orgánicos se han transformado en las etapas anteriores del tratamiento a las formas de iones amonio (NH/), nitrito (No 2-), nitrato (N0 3-) y fosfato (Po 4-3) respectivamente, pero los porcentajes de nitrógeno y fósforo totales eliminados son bajos en los métodos biológicos convencionales. Aunque sean estudiados dentro de este apartado, no todos los métodos químicos o biológicos que pueden ser utilizados se llevan a cabo necesariamente tras el tratamiento secundario. La consideración de tratamientos intensivos, no habituales todavía en las plantas convencionales, justifica su ubicación en este lugar. 1. Métodos químicos: Se basan en reacciones químicas que pueden ir seguidas de procesos físicos adicionales. Eliminación de nitrógeno Se puede utilizar un proceso de tipo químico para la eliminación del nitrógeno presente en forma amoniacal. Se lleva a cabo por disociación del ión amonio, en medio básico, a amoniaco molecular gaseoso; el valor adecuado del pH puede lograrse por adición de cal:
A pH> 1O puede liberarse más del 85% en forma de amoniaco. El amoniaco se elimina por stripping con aire en torres de contacto. El método, que puede hacerse de forma simultánea a la eliminación de fosfatos con cal, exige importantes obras y presenta riesgos de precipitación de carbonato de calcio en las torres, por lo que es poco utilizado. Las tentativas de utilizar resinas, electrodiálisis, precipitación electroquímica en forma de MgNH 4 P0 4 o la cloración, no han dado de momento resultados suficientemente satisfactorios. Eliminación de fósforo El fósforo, en forma de fosfatos, se puede eliminar por precipitación con reactivos que forman sales insolubles, tales como las de aluminio, hierro (III) y 224 ©Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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calcio. La reacción con aluminio, por ejemplo, forma un precipitado de fosfato de aluminio:
Esta precipitación de los fosfatos se puede realizar de forma simultánea al proceso de fangos activos, en el caso de utilización de sales de aluminio o hierro. La precipitación, si se realiza en la fase posterior, tratamiento terciario, debe ir seguida de floculación y decantación para la eliminación de los sólidos formados. Se pueden utilizar métodos de eliminación de sales disueltas (fosfatos) como ósmosis inversa y electrodiálisis, aunque son todavía demasiado costosos. 2. Métodos biológicos: Se basan en general en modificaciones o ampliaciones de los sistemas biológicos convencionales, por lo que realmente se llevan a cabo como un tratamiento secundario intensivo o específico.
Eliminación de nitrógeno Se ha comentado que la mineralización total del nitrógeno orgánico y amoniacal necesita un tiempo superior al de la materia carbonada y condiciones específicas, que no se dan en los métodos biológicos convencionales. Por ello, en general, en las aguas residuales tratadas es baja la cantidad de nitrógeno que llega a oxidarse a ión nitrato. Y aun en el caso de métodos de tratamiento biológico que lo consiguen en mayor proporción, la eliminación de nitrógeno total del agua residual se produce en bajo porcentaje, quedando éste en la forma de ión nitrato, que es igualmente activo en los fenómenos de eutrofización. Para la eliminación de nitrógeno de las aguas residuales un método de gran interés es la combinación de procesos biológicos de nitrificación-desnitrificación: Bacterias oxidantes NH/ (o NH3 ) N0 3- (Nitrificación) Bacterias reductoras
t N 2 (g) (Desnitrificación)
La nitrificación necesita condiciones aerobias en reactores biológicos de baja carga, elevado tiempo de retención y aireación prolongada. Las bacterias involucradas son autótrofas, muy específicas. Las nitrosomas son las responsables de la oxidación a nitritos y las nitrobacter las que oxidan éstos a nitratos: Nitroso mas
Nitrobacter
La desnitrificación se realiza en condiciones de anoxia, ausencia de oxígeno molecular, pero presencia de especies oxidantes disueltas (ión nitrato), y por acción de bacterias heterótrofas diversas:
f N2 (g) La fuente de energía proviene del carbono asimilable por las bacterias, se obtiene por adición externa de moléculas fácilmente biodegradables (frecuente© Ediciones Paraninfo
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O Depuración de aguas residuales mente se usa metanol), o puede proceder del agua residual bruta o de la respiración endógena del fango, entendiéndose por tal la autooxidación de la masa celular de las propias bacterias, que tiene lugar cuando empieza a faltar materia orgánica en el agua. Algunos de los métodos utilizados para este proceso de nitrificación-desnitrificación son los representados por los siguientes esquemas: a) Desnitrificación por respiración endógena Nitrificación (Aerobio)
Desnitrificación (Anóxico)
Aireación
Decantación
Recírculación de fangos
b) Desnitrificación por anoxia en cabeza Recirculación de la mezcla del reactor
DESNITRIFICACIÓN (Anóxico)
t - - -- .i
NITRIFICACIÓN (Aerobio)
Decantación
1----
Recirculación de fangos
c) Desnitrificación en tres etapas, con aporte externo de carbono orgánico
----.i~I
ETAPA 1
1----.i~I
ETAPA 2
H
ETAPA 3
Etapa 1: Sistema de lodos activos de alta carga. Etapa 2: Sistema de lodos activos con nitrificación (mayor tiempo en el reactor). Etapa 3: Sistema de lodos activos con reactor anaerobio, donde se produce la desnitrificación. Adición de carbono con metanol. Eliminación de fósforo La mineralización del fósforo en las condiciones aerobias habituales del tratamiento biológico conduce a la formación de iones fosfato. Solamente alrededor del treinta por ciento se elimina de las aguas residuales tratadas, por precipitación de fosfatos insolubles con determinados cationes presentes en el agua o por asimilación de las bacterias, el resto permanece en el efluente de la depuradora. Son necesarios cambios en el tratamiento biológico para que aumente el fósforo asimilado por los microorganismos y sea eliminado con los fangos producidos. El objetivo es desarrollar una clase de bacterias, bacterias eliminadoras de fósforo (BEF), denominadas organismos PolyP (bacterias Acinetobacter y algu226 © Ed iciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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nas Pseudomonas), que acumulan fósforo en forma de polifosfatos en una cantidad muy superior a las bacterias predominantes en los procesos convencionales. Las bacterias de tipo PolyP se caracterizan porque asimilan cantidades importantes de fosfatos del agua en condiciones aerobias y los liberan en medio anaerobio. Para desarrollarse necesitan una serie de condiciones: • Una alternancia de procesos anaerobios y aerobios adecuada. • Conviene que en las condiciones anaerobias haya una baja concentración en nitratos. En estas condiciones, se produce la liberación de fósforo de la biomasa de los organismos PolyP en forma de fosfatos solubles. • En la zona aerobia, con preferencia en buenas condiciones de aireación, y por lo tanto de nitrificación, los organismos PolyP asimilan los fosfatos en forma de polifosfatos. • Si en el reactor aerobio se ha producido nitrificación importante, los lodos deben someterse a desnitrificación antes de recircularse al reactor anaerobio. • Se debe mantener el decantador secundario en condiciones aerobias para que no se produzca una ulterior liberación de fósforo al efluente final. Dentro de los procesos que se han ido desarrollando, señalemos los siguientes:
a) Proceso llamado «Phoredox modificado o A 2 0», se dan las condiciones anteriormente comentadas y se produce una eliminación conjunta de carbono, nitrógeno y fósforo del agua residual, siguiendo el siguiente esquema: Líquido mezcla en recirculación
Reactor Anaerobio
t
.,. 11,___
Reactor anóxico
Reactor aerobio
Decantación
Efluente
Recirculación de fangos _
________________
~---•Purga
Reactor anaerobio: se caracteriza por la ausencia de nitratos y porque las bacterias PolyP liberan fósforo. Se producen unos fangos desfosfatados y un agua sobrenadante con fósforo libre (fosfato) y amonio. Reactor anóxico: en él se producirá la desnitrificación y una asimilación adicional de fósforo por las bacterias, originándose unos fangos fosfatados y un agua sobrenadante desnitrificada. Reactor aerobio: es donde tiene lugar la nitrificación (oxidación del amonio a nitrato) y la asimilación del fósforo por las bacterias PolyP, originándose unos fangos fosfatados y un agua sobrenadante desfosfatada y nitrificada. Hay una recirculación interna de todo el líquido mezcla a la zona anóxica, para la desnitrificación del agua. Decantador: se mantienen condiciones aerobias para evitar la desnitrificación y la liberación de fósforo por las bacterias. Se producen unos fangos fosfatados y un efluente desfosfatado y desnitrificado. b) Proceso «Phoredox», es uno de los esquemas más sencillos. Permite, en una planta convencional de fangos activos, una eliminación de fósforo superior introduciendo una balsa anaerobia previa al reactor aerobio. En este caso se debe minimizar la nitrificación para que la concentración de nitratos en el © Edic iones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
reactor anaerobio sea lo más baja posible. Es un sistema diseñado para eliminación preferente de carbono y fósforo del agua residual, pero no de nitrógeno. Afluente ~
·~ ~
Reactor Anaerobio
Reactor Aerobio
Recirculación de lodos
-
-
Decantador secundario
Efluente
-
,
O) Sales disueltas Ninguna de las operaciones que constituyen los tratamientos primario y secundario va dirigida específicamente a la eliminación de sales minerales en disolución, por lo que el porcentaje de reducción en los efluentes es muy bajo. Cuando el agua residual va a ser reutilizada como agua de riego o potable este tratamiento terciario se hace totalmente necesario en la mayoría de los casos, por problemas de salinidad, toxicidad o dureza. Los iones característicos y más abundantes que permanecen en las aguas residuales después de los tratamientos primario y secundario suelen ser Na+, K+, Ca2 +, Mg 2 +, HC0 3", Cl· y SO/·; junto a éstos pueden estar presentes toda una amplia gama de especies iónicas, incluyendo metales pesados. Los métodos a emplear señalados en la potabilización de aguas a partir de aguas de mar -destilación, intercambio iónico y procesos de membrana-, podrían ser utilizados desde un punto de vista teórico. En aguas residuales urbanas los más utilizados son algunos de los procesos de membrana. La utilización de ósmosis inversa exige usar técnicas de pretratamiento para reducir los problemas de ensuciamiento de las membranas y aumentar la velocidad del proceso. Se hace preciso un afino en la eliminación de sólidos en suspensión y materia orgánica. La electrodiálisis también es una alternativa a emplear, y en los últimos años, y para reutilizaciones específicas, se usan otras técnicas de membrana que se comentarán en el apartado de tratamiento de aguas residuales industriales. Señalemos la microfiltración (MF) y la ultrafiltración (UF), que además tienen un efecto desinfectante, al poder eliminar microorganismos. En Japón, por ejemplo, se utiliza un proceso combinado de depuración biológica y ultrafiltración para la reutilización de agua en grandes inmuebles y hoteles.
E) Desinfección El tratamiento biológico tiene una eficiencia muy variable en la eliminación de microorganismos patógenos, por lo que puede ser necesario un proceso de desinfección final del efluente secundario de una depuradora convencional e incluso después de haberlo sometido a un posible tratamiento terciario. La desinfección es necesaria cuando el efluente final tiene un contenido importante de gérmenes patógenos y en casos de reutilización de las aguas residua-
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les, especialmente en uso agrícola, aguas de baño y uso municipal potable y no potable. La desinfección puede realizarse con cualquiera de los agentes físicos y químicos estudiados en el capítulo de potabilización de aguas. Tradicionalmente, ha sido el cloro en cualquiera de sus formas activas el más utilizado. Las dosis empleadas difieren en función del tratamiento previo que haya experimentado el agua residual (más altas si sólo ha habido tratamiento químico y más bajas cuando se realiza un tratamiento terciario de filtración o con carbón activo) y de su contenido en formas amoniacales, pues éstas, por formación de cloraminas, reducen el efecto desinfectante. El dióxido de cloro, el ozono, el agua oxigenada y la radiación ultravioleta son otros agentes desinfectantes que pueden ser utilizados. El elevado coste de la radiación ultravioleta reduce su empleo a la desinfección de aguas residuales muy específicas, industriales en casi todos los casos. El uso del ozono, como ya ha sido comentado, permite una doble acción como oxidante químico y especie desinfectante. También el cloro, el ozono y el agua oxigenada se pueden utilizar para el control de olores en la evacuación de las aguas residuales, así como en cualquiera de las etapas del tratamiento.
6.4.5.
Tratamiento de fangos
Al realizar el tratamiento de un agua residual para eliminar sus contaminantes se producen, en casi todos los procesos, y junto al agua depurada, unos materiales residuales que es necesario gestionar adecuadamente. Una gestión y tratamiento adecuado de los mismos son tan importantes como el propio proceso de depuración. Ya se vio en el Apartado 6.4.1, correspondiente al pretratamiento de una estación depuradora de aguas residuales (EDAR), cómo los sólidos gruesos, arenas y grasas que transporta el agua residual son retirados a un vertedero de residuos sólidos urbanos. Lo que en este apartado se aborda son los lodos o fangos que se producen en el resto de operaciones y procesos de una EDAR. Vamos a limitarnos a los fangos o lodos originados en una depuración biológica convencional, constituida por los tratamientos primario y secundario, aunque el tratamiento de lodos que se estudia a continuación es válido para aquellos que se produzcan en otros puntos de la planta, como los generados en los diferentes procesos terciarios. El término de lodo o fango se utilizará de forma totalmente sinónima, y se refiere a cuaquier especie de desecho generado en la planta depuradora como consecuencia de su funcionamiento, y que puede ser de carácter líquido, semisólido (pastoso) o sólido. Los fangos producidos en la línea de aguas son, en origen, un material líquido con una concentración en sólidos más elevada que el agua residual de partida, y en ellos se encuentran concentradas las especies contaminantes de la misma, junto con parte de los posibles reactivos utilizados y la biomasa que se haya podido generar. Se podría decir que son, por lo tanto, un agua residual más contaminada que la de partida. El conjunto de procesos y operaciones que constituyen el tratamiento completo o integral de los fangos se conoce con el nombre de «línea de fangos o © Ediciones Paraninfo
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lodos» de una planta depuradora, y es, en realidad, una parte fundamental del proceso global de depuración de un agua residual, tan importante como la propia línea de aguas. Los lodos que se generan, en principio, en una EDAR convencional con tratamiento biológico son: a) Lodos primarios: producidos en la decantación primaria y constituidos por la fracción de los sólidos en suspensión del agua residual que precipitan en el tanque de sedimentación. Tienen un componente mineral superior a los lodos secundarios y una concentración media en sólidos del 1-3%; esta concentración de materia seca es función de las características del proceso de decantación, con o sin coagulación, y de la propia agua residual. b) Lodos secundarios o biológicos: generados en el tratamiento biológico y constituidos, en su mayor parte, por la biomasa producida en el proceso. En general tienen un menor poder de decantabilidad que los primarios, mayor porcentaje de materia orgánica y una concentración media en sólidos del 0,6-1,0% en sistemas de fangos activos y mucho más elevada, hasta un 3-4%, en los procedentes de lechos bacterianos. c) Lodos mixtos: corresponden a la mezcla de primarios y secundarios, que se puede realizar antes o después de la operación de espesamiento, ya que, en general, la digestión de los fangos se hace de forma conjunta. Constituidos en más de un 60% por materia orgánica y con una concentración en sólidos totales del 2-3%. Los objetivos fundamentales de un tratamiento de fangos adecuado son la estabilización y la reducción de su volumen. La estabilización de un fango consiste en la disminución de la concentración de la materia orgánica biodegradable hasta unos niveles en los que el fango deje de ser prácticamente fermentable y deje de producir malos olores. Esto se suele conseguir con una reducción de la materia orgánica, hasta alcanzar valores de sólidos en suspensión volátiles del orden del 50-60% sobre el total de sólidos en suspensión. La reducción de volumen se corresponde con el aumento de concentración de los lodos en materia seca o pérdida de agua, hasta conseguir en muchos casos un material de textura sólida. En el siguiente esquema, que constituye la llamada línea de fangos de la depuradora, podemos ver las distintas fases del tratamiento y gestión total de los lodos: Veamos con más detalle cada una de las fases de esta línea de fangos: 1. Concentración o espesamiento de los fangos Este espesamiento inicial de los fangos tiene como objetivo disminuir su volumen antes del proceso de digestión, reduciendo el volumen de los digestores y consiguiendo una concentración adecuada para dicha operación. El agua separada se suele recircular a la cabecera de la planta depuradora. Los dos principales métodos de espesamiento son: • Espesamiento por gravedad: se utiliza normalmente para los fangos que sean más fácilmente decantables, fangos mixtos o primarios. Se lleva a cabo en tanques de sedimentación convencionales (normalmente circulares), donde el fango se deposita por gravedad en el fondo del tanque y es recogido, en los de tipo dinámico, mediante rasquetas que lo arrastran hacia la parte central. Se consiguen concentraciones entre el 6-10%. 230 ©Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
Lodos primarios [
l=
D
j Lodos biológicos j
Am iic/onam;e,,to
Agua a cabe::era
=
l
Espesamiento
+---------------
por flotación
de planta
Agua a cabecera ~la~~;-~
d;
------
---
Fangos mixtos espesados
ESTABILIZACIÓN * Digestión Anaerobia o Aerobia *Química * Térmica
Acondicionamiento
==>
l
DESHIDRATACIÓN Y SECADO *Natural o Mecánico *Térmico
Agua a cabecera
--------------------+ de planta
1
EVACUACIÓN *Vertedero * Compostaje * Incineración
• Espesamiento por -flotación: se utiliza normalmente para los fangos secundarios de menor peso específico, que son arrastrados con aire hacia la superficie del decantador. El método más eficiente es la flotación por aire disuelto (sistema DAF): se suministra aire a presión al fango a tratar, y al descomprimirse se forman burbujas finamente divididas, las cuales arrastran el fango hacia la superficie, de donde se retira mediante rasquetas. La concentración de fangos conseguida puede ser de hasta un 3-4% aproximadamente y más elevada, 6-7%, en el proceso con aire disuelto. Otros métodos posibles, como por ejemplo la centrifugación, filtros banda por gravedad, filtros prensa y espesadores de tambor rotativo, se emplean más para deshidratación que para concentración, y los veremos en esa etapa. 2. Estabilización Se trata de eliminar la materia orgánica biodegradable de los lodos en un cierto porcentaje (.. 50%), para evitar que siga siendo fermentable. Esta estabiliza© Ediciones Paraninfo
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ción se puede realizar por digestión (descomposición biológica) de la materia orgánica de los lodos, en condiciones anaerobias o aerobias. Pueden utilizarse también procesos de estabilización química y térmica. El sistema más empleado en el tratamiento de lodos de depuradoras convencionales es la digestión anaerobia, que permite además un aprovechamiento energético del biogás que se produce en el proceso.
Digestión anaerobia Se trata de un proceso de depuración por descomposición biológica de la materia orgánica de los lodos en condiciones anaerobias, cuyos fundamentos han sido estudiados en el Apartado 6.4.3.2 correspondiente al tratamiento biológico, por lo que aquí nos limitaremos a comentar algunos aspectos técnicos de los sistemas de digestión más utilizados en el tratamiento de fangos. La digestión de lodos de depuradora en su forma convencional se lleva a cabo en reactores (digestores) cerrados, donde el fango crudo se introduce y se pone en contacto con un fango ya activo, que está siendo digerido en condiciones mesófilas. Al producirse el biogás, asciende arrastrando partículas de fango y sustancias tales como grasas y aceites, que en muchos casos acaban formando una capa de espumas. Normalmente se realiza un precalentamiento del lodo para conseguir la temperatura propia de las condiciones mesófilas de la digestión, y el digestor puede estar equipado o no con sistemas de agitación para homogeneizar el sistema. La digestión de lodos se puede realizar en una sola fase o en dos fases (la opción más frecuente): en la digestión en dos etapas se utilizan dos digestores diferentes y se producen los fenómenos siguientes: 1ª etapa: es donde se produce en realidad la digestión. El digestor está provisto de sistemas de agitación mecánica o bien se agita con el propio gas que se produce y se calienta el fango a temperaturas en torno a 35-37ºC (condiciones mesófilas). 2ª etapa: el digestor secundario no se calienta ni se agita, y en él, además de producirse un pequeño incremento en la eliminación de materia orgánica, ocurre una estratificación que permite una separación entre el fango digerido, que va espesando, y el sobrenadante, que se recircula; el digestor suele disponer de una cubierta flotante para almacenar el biogás producido. En la Figura 6.10 se ilustra dicho proceso.
Factores a controlar que influyen en el proceso de digestión Además de controlar valores de los factores que influyen en la reacción de descomposición, tales como pH, alcalinidad, temperatura y presencia de inhibidores, y otros como la producción de biogás resultante del mismo, comentados todos ellos en el Apartado 6.4.3.2 cuando se vio la depuración anaerobia de las aguas residuales, es necesario tener presentes otras variables de la operación, tales como: - Inóculo inicial, es necesaria una flora bacteriana adecuada. Si está ausente, como ocurre por ejemplo en efluentes industriales, deben emplearse fangos de digestión anaerobia urbana o bien de otros digestores anaerobios industriales, o residuos ganaderos para adecuar la concentración inicial necesaria para el proceso.
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Biogás
Agitador mecanico Cubierta flotante
Calentador de lodos
\
Salida de lodos digeridos
(a) FIGURA
(b)
6.1 O. Esquema de digestión anaerobia en dos fases. (a) Digestor primario con agitación mecánica. (b) Digestor secundario.
- Densidad de carga, es decir, la materia orgánica por unidad de volumen y tiempo que se introduce en el digestor. Hay digestores de baja carga ( < 0,5 kg sólidos volátiles/m3-día), media carga (entre 0,5-1,6 kg sólidos volátiles/m3-día) y alta carga(> 1,6 kg sólidos volátiles/m3-día) . - Tiempo de residencia, distinguiéndose dos tiempos distintos: • Tiempo hidráulico de retención (THR}, indica el tiempo de permanencia del agua residual en el digestor. Se define como Volumen del digestorNolumen efluente-día. Muy variable. • Tiempo de retención de sólidos (TRS}, indica la permanencia de biomasa en el digestor. Se define como Sólidos en Suspensión en el digestor/Sólidos de efluente-día. Normalmente, de 10 a 40 días, según la carga y según se trate de digestores primarios o secundarios. En la Tabla 6.8 que se muestra a continuación, se indican algunas características de los lodos antes y después del proceso de digestión. En ella se puede observar la evolución de la materia orgánica biodegradable de los fangos, apreciándo© Ediciones Paraninfo
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se una disminución clara de la misma, expresada en forma del porcentaje de sólidos en suspensión volátiles en relación a los sólidos totales. También se observa cómo en el proceso de digestión hay una reducción importante de microorganismos patógenos, mientras que tanto algunos bionutrientes (nitrógeno) como los metales pesados permanecen inalterados. Este último hecho puede perjudicar a la utilización de los lodos en agricultura.
TABLA
6.8. Características de los diferentes lodos antes y después de la digestión.
Característica Humedad(%) pH Sólidos suspensión volátiles(SSV) (%SS) Carbohidratos (% SS) Grasas (%SS) Proteínas (%SS) Nitrógeno (N) (%SS) Fósforo (P) (%SS) Bacterias patógenas (nº por 100 mi.) Organismos parásitos (nº por 100 mi.) Metales pesados (%SS) (Zn, Pb, Cu) FUENTE:
Lodos Lodos secundarios Lodos digeridos primarios (lodos activos) (mezcla) 92-96 97,5-98 94-97 5,5-6,5 6,5-7,5 6,8-7,6 70-80 80-90 55-65 8-10 6-8 5-8 12-16 3-5 4-12 4-14 20-30 10-20 2-5 1-6 3-7 0,5-1,5 1,5-2,5 0,5-1,5 103-105 100-1.000 10-100 8-12 1-3 1-3 0,2-2 0,2-2 0,2-2
Hernández Muñoz,A., Depuración de aguas residuales, Ed. Paraninfo (1992).
Digestión aerobia Es similar al proceso de fangos activados. Los lodos se someten a una aireación prolongada, con tiempos de residencia hidráulicos entre 10-25 días; los microorganismos existentes en el reactor biológico producen una mineralización de la materia orgánica. Los productos finales son dióxido de carbono, agua y especies solubles inorgánicas. Se opera, como en la digestión anaerobia, en la fase endógena de los microorganismos, consumiendo su propio protoplasma, por lo que no se introduce alimento adicional alguno. Los equipos que se utilizan son totalmente similares a los ya vistos en el proceso de fangos activos. El aumento en el porcentaje de eliminación de materia orgánica, junto con la disminución del tiempo de digestión, es posible operando a temperaturas altas, entre 25-50ºC, pero prácticamente aplicable sólo en climas favorables. La sensiblidad del proceso a la temperatura, el mayor coste energético para suministrar el oxígeno y la inexistencia de un producto útil a recuperar, como el biogás de la digestión anaerobia, son desventajas asociadas a este tipo de digestión. Entre las ventajas debemos reseñar la mayor eliminación de materia orgánica en el líquido sobrenadante, la producción de un fango depurado biológicamente estable, exento de olores y con un mayor poder fertilizante y un control del proceso relativamente simple. 234 © Ediciones Paraninfo
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Estabilización química Se lleva a cabo por adición de cal, incrementando el pH por encima de 12, lo que impide la proliferación de microorganismos, y como consecuencia los fangos no sufren putrefacción mientras se mantengan en estas condiciones alcalinas. Para asegurar la destrucción de microorganismos patógenos se adiciona cal en exceso, de forma que permita asegurar esas condiciones de pH, al menos durante un tiempo mínimo de 2 horas. Se trata de un proceso de estabilización sin reducción de materia orgánica de los lodos y que se utiliza cuando los lodos quieren ser aplicados directamente a un terreno o en caso de fallo de los métodos de digestión. La estabilización química se puede aplicar a los fangos líquidos, antes del proceso de deshidratación, en forma de lechada de cal, o a fango de textura sólida tras la deshidratación, mediante empleo de cal en polvo. Las dosis de cal varían en función del tipo de fango, de la concentración de sólidos en el mismo y del tiempo que se pretenda mantenerlo en esas condiciones de basicidad; en todos los casos supera los 100 kg de Ca(OH) 2 por tonelada de materia seca en el fango, por lo que el coste del fango, y en su caso el aumento del volumen son importantes.
Estabilización térmica Este método pretende conseguir la paralización de la actividad biológica, así como la destrucción de microorganismos patógenos del fango. El tratamiento térmico se puede utilizar como un proceso de estabilización o de acondicionamiento de los fangos, previo a la deshidratación. En el método denominado oxidación húmeda, el fango líquido se somete a un calentamiento a presión, alcanzando temperaturas de hasta 260ºC durante un tiempo superior a los 30 o 40 minutos. Las presiones de trabajo oscilan entre 40 y 100 atmósferas. En el proceso se produce la eliminación del agua ligada a los sólidos del lodo, junto con la hidrólisis de la materia proteica celular. La reducción media en sólidos volátiles (materia orgánica) alcanza el 80%. Otro tratamiento térmico posible es la pasteurización, en la que el lodo es sometido a un calentamiento de hasta 70ºC, durante 20-30 minutos. El proceso, además de conseguir la inactividad biológica del fango, produce la desinfección del mismo. 3. Deshidratación y secado La deshidratación y el secado son operaciones físicas unitarias, que se utilizan para reducir la humedad o contenido de agua de los lodos, como paso previo a su destino final. El término de secado se reserva casi en exclusiva para los procesos de secado térmico. Se suele hacer un proceso previo de acondicionamiento, en general de coagulación-floculación, antes de estas operaciones. Las causas principales que lo hacen necesario son el pequeño tamaño de partícula del lodo, su comportamiento de sólido con propiedades plásticas y la tendencia a ocluir agua entre sus partículas. La eliminación de agua del fango digerido es necesaria como paso previo a cualquiera de las opciones que se tomen para el destino final de los lodos, por las siguientes razones: es necesaria la reducción de lixiviados si se destinan a verte© Ediciones Paraninfo
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clero, debe aumentarse el poder calorífico si son incinerados, y es precisa la reducción del material de enmienda en el compostaje y, además, en general, es precisa la reducción de costes de transporte en cualquiera de las opciones.
Deshidratación Este término se emplea en la reducción de humedad de los lodos, mediante operaciones físicas de tipo mecánico, lo que permite posteriormente la manipulación de los fangos como semisólidos en lugar de como líquidos. Los métodos utilizados pueden ser muy variados, en función de las características de los lodos y del tamaño de las instalaciones. Se podrían clasificar en dos grandes bloques: - Deshidratación por filtración: eras de secado, filtros prensa, filtros banda y filtración a vacío. - Deshidratación por centrifugación: centrífugas de cesta, tornillo sinfín, de discos ...
-
Deshidratación por filtración
Como parámetros característicos de este tipo de procesos, conviene señalar: a) Resistencia específica, que es la que opone el lodo a la filtración y que varía con la proporción de especies coloidales hidrófilas en el mismo. El acondicionamiento reduce esta resistencia. b) Compresibilidad del lodo, que es la tendencia a la deformación. El coeficiente de compresibilidad está relacionado con la resistencia específica. Al aumentar la presión diferencial en la filtración, se cierran los poros entre partículas y aumenta la resistencia a la filtración. La presencia de partículas hidrófilas aumenta los coeficientes de compresibilidad. c) Sequedad límite, definida como la sequedad de la torta de lodos obtenida tras un tiempo infinito de filtración. Aumenta al disminuir el contenido de materias coloidales del fango a filtrar. Los métodos que pueden ser utilizados son:
• Eras de secado Los lodos se extienden sobre lechos de arena con un soporte de grava, disponiendo de un sistema de drenaje adecuado. Los lodos se deshidratan por un proceso de filtración en profundidad a lo largo del lecho. La mayor parte del agua se separa en este proceso de drenaje, aunque una pequeña fracción se elimina por evaporación superficial. Los lodos se disponen en capas de menos de un metro de espesor para evitar un atascamiento rápido del filtro, y la recogida, una vez deshidratados, suele hacerse de forma manual. Este método puede utilizarse para lodos no acondicionados, aunque el acondicionamiento mejore los rendimientos, lográndose reducciones de humedad del 60% e incluso del 80%, si la evaporación es importante.
• Filtros prensa Es uno de los procedimientos de filtración a presión, que consiste en prensar el fango entre una serie de placas que están recubiertas, por ambos lados, de unas telas filtrantes. Estas telas son, en general, fibras sintéticas de carácter poliméri236 ©Ediciones Paraninfo
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co, como nylon, poliéster o polipropileno. Se trata de un proceso en discontinuo. Las placas se colocan en sentido vertical y, en una primera fase, se llenan las cámaras entre las placas con los fangos líquidos. Mediante un prensado hidráulico, hasta 15-25 bares de presión, se consigue el filtrado, obteniéndose tortas sólidas de lodo con sequedades superiores al 30%. Un esquema simplicado de filtro prensa es el de la Figura 6.11. La segunda fase implica la separación de las placas y la descarga de la torta seca de lodos; se lleva a cabo un proceso final de lavado de las telas filtrantes. Se realiza un acondicionamiento previo de floculación de los fangos.
• Filtros banda Es un proceso de filtración en continuo que combina la filtración en abierto y la filtración a presión entre dos telas filtrantes móviles. Las telas se sitúan entre una serie de rodillos que permiten un tensado progresivo de las mismas; el lodo líquido se dispone entre las telas de tal forma que el agua eliminada las atraviesa, primero por escurrido (una leve deshidratación) y posteriormente por presión, quedando la torta sólida entre las telas y recogiéndose por el extremo opuesto de la banda. La presión que se ejerce en el proceso es baja, alrededor de 1 bar, por lo que se precisa un buen acondicionamiento previo de floculación de los lodos. El grado de sequedad que se obtiene oscila normalmente entre valores del 20-40% de materia seca, lográndose mejores resultados (hasta el 60-70%) en fangos muy
Extremo móvil
Extremo fijo de la prensa
Entrada de lodos a deshidratar
... /
r
Telas filtrantes Circulación de los lodos
Recogida de aguas de filtrado
Lodos deshidratados
FIGURA 6.11. Esquema de un filtro prensa para deshidratación de lodos. © Ediciones Paraninfo
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Lodos deshidratados
Banda filtrante 1 Colector de agua filtrada
(!)
Rodillos tensadores Aguas de filtrado
m111111111
Bandas filtrantes
FIGURA 6.12. Esquema de un filtro banda para deshidratación de lodos.
mineralizados de carácter hidrófobo. En la Figura 6.12 se aprecia un esquema de este tipo de filtro.
• Filtración a vacío Se trata del procedimiento más antiguo de deshidratación mecánica, pero que, sin embargo, ha disminuido su aplicación en los últimos años, tanto por el desarrollo de otros métodos, como por la propia complejidad del sistema y los elevados costes de instalación y mantenimiento. Los filtros a vacío más utilizados en depuración de aguas son los de tambor rotatorio. Este sistema consiste en un tambor cilíndrico horizontal dividido en sectores, con unos rodillos o tubos de aspiración, que gira lentamente y que se encuentra parcialmente sumergido en una cuba que contiene el fango a deshidratar. La superficie del tambor está recubierta por el medio filtrante, que pueden ser telas de diversos materiales (en la actualidad fibras poliméricas sintéticas principalmente) o mallas metálicas dispuestas en espiral. Los sectores del tambor pasan de forma sucesiva por tres etapas: en la fase en contacto con el lodo el sector se conecta a una bomba de vacío que aspira el fango, reteniéndose los sólidos en la superficie del tambor; luego pasa a una zona de secado donde se mantiene el vacío pero sin aporte de fango; y por último, la zona de descarga de la torta sólida, ya sin aplicación de vacío. Los filtros son lavados antes de volver a comenzar el ciclo. En la Figura 6.13 está representado un esquema de filtro a vacío. Es un método que exige un acondicionamiento previo del fango, utiliza vacíos comprendidos normalmente entre 0,5-0,7 bar y se consiguen grados de sequedad 238 © Ediciones Paraninfo
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Tela filtrante Rodillo
Capa de lodos
Tubos de aspiración
~ --~ r&- ,;;:•~=.:.:~,......._ wq;
roª
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"'v°"'
Líquido filtrado
¡.;.....;,....;.;.;....;,.¡-~~J..__
l
Lodos Sólidos Vacío
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Lodos líqwdos adicionales
- - • - • Tela filtrante
FIGURA 6.13. Esquema de filtración a vacío con tambor rotatorio.
del 20-30% (humedad del 70-80%), incluso superiores en función del tipo de lodo y grado de acondicionamiento.
- Deshidratación por centrifugación En este método, el proceso de deshidratación se basa en la separación sólidolíquido por diferencia de densidades, al someter al fango a fuerzas centrífugas muy importantes, varios miles de veces la gravedad (G o número de veces la aceleración de la gravedad, g = 9,81 m/s2 ). El tipo de centrífugas más empleado en deshidratación de lodos es el de tornillo sinfín con disposición horizontal, representado en la Figura 6.14. El diseño más habitual de la carcasa o tambor es el cilindro-cónico, que gira a gran velocidad, sometiendo al fango a una aceleración entre 2.000-4.500 G. En el interior se encuentra un tomillo helicoidal que gira en el mismo sentido que el tambor, pero a menor velocidad. El fango se introduce de forma continua por la parte central y la fuerza centrífuga lanza a los sólidos hacia las paredes de la centrífuga y empujados por el tornillo son recogidos por el extremo troncocónico. La recogida del líquido se puede realizar por el extremo contrario (centrífuga a contracorriente) o por el mismo (centrífuga concurrente). Se consiguen tortas de fango de un 20-25% de sequedad, en un proceso simple y relativamente barato, aunque exige motores de gran potencia y buenos cimientos y aislamiento acústico. Los parámetros de diseño son: dimensiones del tambor, velocidades de giro y tipo y concentración de los lodos. © Ediciones Paraninfo
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Cubierta externa
/
Alimentación de lodos
....._ Salida de líquido
•
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Lodos deshidratados
Circulación de agua líquida
FIGURA 6.14. Esquema de una centrifugadora horizontal de tornillo sinfín.
Secado El término de secado se reserva al secado de tipo térmico y su objetivo es la eliminación de agua de los fangos deshidratados, por evaporación de la misma. El objetivo son unos lodos secos con un grado de humedad a ser posible inferior al 10%. Al ser un proceso costoso, sólo se utiliza si el producto final (lodo seco) va a ser recuperado o comercializado (como abono, por ejemplo) o incluido en un proceso de fabricación industrial. En los casos en que el destino final del lodo es la incineración, el proceso de secado-incineración es consecutivo, pero también hay sistemas diseñados exclusivamente para el secado. El nivel de calentamiento necesario para eliminar el agua retenida en los lodos se consigue a temperaturas por encima de lSOºC. Se logra mediante el uso de gases calientes en contacto directo con los lodos (calentamiento por convección) o mediante superficies calentadas donde se dispone el lodo (calentamiento por contacto). Los problemas asociados al secado son los gases producidos, en los que es necesario eliminar partículas finas de arrastre (ciclones, filtros, ...) y los olores, que pueden limitarse por desodorización por encima de 750ºC. Los tipos de secadores más empleados son: • Hornos de secado instantáneo: se alimentan con una mezcla de lodos secos y húmedos en un tubo alargado, y son tratados con una corriente de gases calientes que los arrastran. • Hornos rotatorios: constituidos p or un cilindro alargado, con una ligera inclinación y que gira lentamente. Los lodos se introdu cen por el extrem o más elevado y en contracorriente se hace llegar el aire caliente.
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4. Evacuación Las tres vías principales que se utilizan en la actualidad para el destino final de los lodos de depuradora, son: • Depósito en vertedero: se trata de una solución que desde un punto de vista ecológico sólo debiera ser tomada si no fuera posible ningún otro sistema de reciclaje o aprovechamiento de los lodos. Es preciso realizar un análisis del lodo que determine su posible clasificación como peligroso o no peligroso. Si la composición y características lo definieran como peligroso su destino será un depósito de seguridad, y en caso contrario, lo más habitual en lodos de aguas residuales urbanas, a un vertedero de residuos sólidos urbanos. La reducción de costes del proceso y su mejor manejabilidad, así como la menor producción de lixiviados, exige una deshidratación previa de los lodos con un máximo de humedad del 70%. Este tipo de solución al destino de los lodos podrá utilizarse, siempre que se trate de material no peligroso, al relleno y compactación de terrenos, escombreras o minas abandonadas. • Aprovechamiento agrícola: se trata de un método que podríamos incluir dentro del campo del reciclaje de residuos, pues implica la utilización en agricultura de los lodos estabilizados como compost o abono orgánico. Los fangos proporcionan a los suelos agrícolas fundamentalmente materia orgánica, por lo que su uso resulta especialmente beneficioso en suelos con bajo contenido de la misma y, en cierta medida, aportan también macronutrientes (nitrógeno y fósforo) y posibles micronutrientes (metales, p.e.). Los problemas que pueden surgir al utilizar los lodos en agricultura derivan del posible contenido en exceso de metales pesados (cadmio, mercurio, níquel, plomo, ... ),otros tóxicos químicos como el arsénico y la presencia de microorganismos patógenos (salmonella, enterovirus y otros parásitos). Estos problemas tienen especial relevancia en lodos de depuradora de aguas mixtas (urbanas e industriales) y, por supuesto, en los provenientes de la mayoría de aguas residuales industriales. Por ello, es necesario que los lodos cumplan la legislación y reglamentaciones adecuadas para su uso en agricultura o en zona de pastos. Este tema del uso de compost se desarrollará con mayor amplitud en el capítulo de tratamiento de residuos sólidos urbanos. El empleo de lodos como abono agrícola permite su aplicación, con las debidas precauciones, tanto de fangos deshidratados como de fangos líquidos previos a la deshidratación. • Incineración: se trata de un método de reducción térmica (término más exacto y general que el de incineración) de los fangos, que tiene como objetivo la conversión total, combustión completa, de la materia orgánica de los lodos a productos finales oxidados, o la combustión incompleta a productos finales que conservan un poder calorífico (por pirólisis, por ejemplo). Las principales ventajas son la máxima reducción de volumen de los lodos y una posible recuperación de energía. Las desventajas más reseñables son los altos costes de inversión y explotación y los problemas medioambientales generados por los gases y cenizas formados en el proceso. Los gases deben ser tratados adecuadamente y las cenizas y escorias gestionadas como residuos, peligrosos o no, según su composición. (Ver incineración en el Capítulo de tratamiento de residuos.) © Ediciones Paraninfo
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Los fangos que se someten a este sistema de evacuación suelen ser los fangos crudos, sin digerir, deshidratados. A los fangos que van a ser incinerados no tiene sentido estabilizarlos por vía aerobia o anaerobia, pues este proceso reduce el contenido en materia orgánica y por lo tanto la facilidad de combustión de los mismos, lo que incrementaría la necesidad de utilización de combustible auxiliar. El contenido de agua de los fangos reduce el poder calorífico y aumenta por lo tanto el consumo energético de la incineración. Los poderes caloríficos de los distintos tipos de fangos oscilan entre unas 2.500 kcal/kg de fangos digeridos hasta valores por encima de las 6.000 kcal/kg de algunos fangos crudos. Los procedimientos térmicos que pueden ser empleados son: - Incineración o combustión completa: se realiza con un exceso de aire, para asegurar la producción de los productos de oxidación finales de la materia orgánica, principalmente dióxido de carbono, agua y nitrógeno. Para la puesta en marcha, o para asegurar la combustión total, puede ser necesario aportar calor adicional con el uso de combustibles de apoyo, como gasóleo o gas natural. - Pirólisis o calentamiento en ausencia de oxígeno: es un proceso endotérmico, en el que se obtienen tres fracciones principales que pueden ser aprovechadas posteriormente como combustibles: una fracción gaseosa (H2 , CH4 , CO, C0 2 y otros gases minoritarios), una fracción líquida a temperatura ambiente de aceite y/o alquitrán y un carbón casi puro junto a la materia inerte del fango. - Combustión incompleta o pirólisis parcial: combustión con defecto de oxígeno, con características de funcionamiento intermedias de los dos procesos anteriores. Los productos formados son del mismo tipo que en la pirólisis. - Oxidación por vía húmeda: es una combustión a elevadas temperaturas y presiones del fango en estado líquido, mediante el aporte de aire comprimido en el interior de un recipiente presurizado. La combustión no es completa (transcurre en una extensión del 80-90%) y se obtiene materia orgánica y amoniaco entre los productos finales. Se utiliza para lodos de algunas aguas residuales industriales específicas, como fábricas de pasta de papel. Los tipos de hornos más utilizados en los procesos de incineración son los de hogar múltiple o de pisos múltiples, los hornos tubulares y los hornos de lecho fluidificado; en estos últimos el fango se pone en contacto en el horno con una capa de arena caliente fluidificada. Las temperaturas en el interior del horno varían entre 700-1.000ºC, según los métodos.
Acondicionamiento de lodos A veces, como ya se vio en el esquema general de la línea de fangos, se incluye una etapa denominada de acondicionamiento, previa al espesamiento o a las operaciones de deshidratación y secado, con el fin de mejorar los procesos de concentración y filtrabilidad de los lodos. Los principales procesos de acondicionamiento son: • Acondicionamiento físico por elutriación: consiste en un lavado del fango con agua clara que permite extraer algunos componentes químicos del lodo y mejorar las características físicas o químicas que permitan una mejoría en el proceso de concentración. La reducción de la alcalinidad en el fango digerido y la eliminación, incluso, de materia coloidal permite reducir el consumo de reactivos y acelerar el espesamiento y los procesos de deshidratación. La mezcla del fango y el agua se realiza en un tanque agitado, seguida de 242 ©Ediciones Paraninfo
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una separación por decantación. El agua de lavado (agua depurada, agua dulce, ... ) se recircula normalmente a cabecera de planta. • Acondicionamiento químico por coagulación-floculación: la coagulación se logra mediante la adición de reactivos minerales coagulantes, siendo los más eficaces y económicos en el tratamiento de fangos los siguientes: - Cal, normalmente en forma de lechada de cal y expresada su concentración en porcentaje de óxido de calcio (CaO). - Sales de hierro, cloruro de hierro (III) (FeCl3 ), sulfatos de hierro (II) (FeS0 4) y de hierro (III) (Fe2 (S0 4 ) 3 ). - Sales de aluminio, como el sulfato de aluminio (Ali(S0 4U, aunque se utilizan en menor grado que los anteriores. Las dosis de coagulante varían en función de la clase de fango (primario, secundario, crudo, digerido ... ), de si ha habido o no elutriación y de la propia naturaleza del coagulante, además de los factores ya comentados en el apartado correspondiente de potabilización de aguas. Los agentes floculantes más utilizados son, como en potabilización de aguas, polielectrolitos orgánicos. Los catiónicos son más eficaces en fangos con elevados contenidos en materia orgánica, y los aniónicos en fangos predominantemente minerales. Se suelen utilizar combinaciones de floculantes de diferentes tipos, según las características del fango. Las dosis de polímero vuelven a estar en función de la clase de fango, y de si se trata de un acondicionamiento para espesamiento o para deshidratación. • Acondicionamiento térmico: la ruptura de los sistemas coloidales con el fin de aumentar el proceso de agregación de partículas en los lodos puede conseguirse también por tratamientos térmicos. Se puede utilizar el calentamiento o enfriamiento del fango. El método más empleado es el calentamiento o cocción de los fangos a alta temperatura, entre 160 a 210ºC, y en ocasiones bajo presión. El calentamiento destruye la estructura de los geles coloidales y provoca dos fenómenos: - Solubiliza algunas especies en suspensión. - Precipitan algunas sustancias en solución. La cocción mejora la filtrabilidad de los fangos, economiza el uso de reactivos y produce la desinfección de los lodos, aunque los gastos de inversión y energéticos son elevados. Las técnicas de congelación son útiles en climas fríos, pero se han aplicado en mucha menor medida.
6.4.6. Tratamiento físico-químico en aguas residuales urbanas En este apartado se van a comentar algunas posibilidades de sustitución o complemento del sistema biológico de tratamiento de aguas residuales urbanas (ARU), con los denominados procesos físico-químicos. Debemos aclarar, en primer lugar, que en un tratamiento convencional de ARU ya se han visto las aplicaciones de operaciones físicas y procesos físico-químicos en las distintas fases de depuración; y, en segundo lugar, que sólo nos referimos aquí a la línea de aguas de la planta depuradora. Recordemos esos procesos ya estudiados: Operaciones físicas: Pretratamiento, Decantación primaria y posible Filtración terciaria. © Ediciones Paraninfo
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Procesos físico-químicos: La mayoría de los explicados en los tratamientos terciarios: coagulación, adsorción, oxidación química, precipitación, arrastre con aire, desinfección, ... El término «tratamiento físico-químico», que se utiliza convencionalmente en depuración, se refiere en exclusiva a un proceso de coagulación-floculación y la posterior decantación de fangos. Si a partir de los años 1915-1920 empezaron a desarrollarse y a tomar auge los métodos biológicos en la depuración de aguas residuales urbanas, la depuración físico-química con adición de reactivos químicos tenía ya una amplia historia. Se cita como uno de los primeros tratamientos a gran escala la dosificación con cal de las aguas negras de París. Durante el siglo XIX y las primeras décadas del siglo XX, se desarrollaron muchas patentes, en especial en Estados Unidos y Gran Bretaña. En la actualidad, se tratan de compaginar las ventajas de ambos métodos y, en función de las características del agua residual, de los requerimientos legales de la depuración y de las necesidades de reutilización, optar por una u otra vía, o bien aplicar un tratamiento complementario entre ambos tipos de depuración. El tratamiento terciario con procesos físicos y químicos, posterior al biológico, es la mejor prueba de ello. Principales ventajas del tratamiento biológico • Eficiente eliminación de materia orgánica biodegradable, reducción de DBO, que es un componente mayoritario de la generalidad de aguas residuales urbanas. • Menores costes de explotación, al no ser necesaria la adición de reactivos químicos. • Buena calidad global del efluente depurado. • Menores inconvenientes en el aprovechamiento agrícola de los fangos. Principales ventajas del tratamiento físico-químico • Menor complejidad en la línea depuradora global, en cuanto a control de operación, al no estar involucrados organismos vivos. • Inexistencia de problemas de biotoxicidad en el funcionamiento de la planta depuradora. • Rapidez en el tratamiento, con cortos tiempos de retención y pocos problemas de paradas y reinicios del proceso. • Eliminación bastante efectiva de nitrógeno y fósforo. Un aspecto esencial es no decantarse de una forma absoluta por una u otra opción, sino tratar de complementar las ventajas de ambas, combinando procesos o eligiendo, en función de las características del agua residual y de los objetivos del tratamiento. En la actualidad, la situación en tratamiento de aguas en cuanto al tipo de depuración mayoritaria es: Aguas residuales urbanas: Tratamiento biológico. Aguas potables: Tratamientos físico-químicos. Aguas residuales industriales: Se elige según el tipo de industria y características del efluente. Aguas'Tesiduales mixtas urbanas-industriales: Tratamiento mixto. 244 ©Ediciones Paraninfo
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El esquema de una planta depuradora con tratamiento físico-químico integral es el siguiente: Agua bruta
-
Cámara de - homogeneización
Pretratamiento físico
Coagulante
+---- y Agua depurada ~
floculante
Decantación o Flotación
Cámara de mezcla
~
-
Se trata de una depuración sin ningún tipo de proceso biológico, y por lo tanto con una eliminación de DBO bastante inferior al tratamiento convencional. Sin embargo, se produce una eliminación más eficiente de fósforo, así como de metales pesados y otros tóxicos minerales que en los métodos biológicos son poco afectados e incluso pueden actuar de inhibidores del proceso. Algunos porcentajes comparativos, dados por determinados autores (Marín Galvín, Tecnología del Aguanº 170), confirman estos aspectos, y los vemos reflejados en la Tabla 6.9. Esta mayor eliminación de componentes del agua residual como el fósforo, metales pesados y, en general, de materia coloidal, hacen del tratamiento físico-químico un método interesante para aguas residuales urbanas con un componente industrial importante, o para depuradoras urbanas con colectores mixtos urbano e industrial. En este caso, se puede mantener una depuración biológica convencional con implantación de un tratamiento físico-químico para el efluente industrial y una posterior unión del agua decantada al efluente urbano. En general, actualmente podemos decir que se intentan compaginar las ventajas de ambos tipos de depuración, introduciendo la coagulación-floculación (tratamiento físico-químico) como proceso previo, simultáneo o posterior (tratamiento terciario) al tratamiento biológico convencional. La aplicación de métodos físico-químicos como tratamiento terciario ya ha sido estudiada en el Apartado 6.4.4; el tratamiento en paralelo supone la adición de los reactivos de coagulación a la entrada del reactor biológico en un proceso de fangos activos, mientras que el tratamiento físico-químico previo al biológico se realizaría según el siguiente esquema:
Agua bruta
Pretratamiento físico
Cámara de Decantación mezcla ,___ _, primaria
Reactivos de coagulación Agua depurada
© Ediciones Paraninfo
~----~
Decantación secundaria
Reactor biológico
245
D
Depuración de aguas residuales
Este esquema permite bastante flexibilidad para acomodarse a los cambios de caudal, toxicidad del agua residual y hasta, en determinados casos, según la calidad necesaria del efluente, hacer un «by-pass» desde la decantación primaria a la salida de la depuradora, sin someter el agua al proceso biológico. En la Tabla 6.9 podemos ver los rendimientos de depuración para los distintos procesos de depuración comentados:
TABLA 6.9. Porcentajes medios de eliminación de algunos parámetros en aguas residuales.
Depuración
Sólidos en suspensión
0805
Fósforo total
Nitrógeno total
Biológica Físico-química integral Físico-químico + Biológico Biológico + Físico-químico Procesos simultáneos
90 85 90 97 92
90 65 90 95 85
25 85 90 90 82
50 20 60 40 40
Los porcentajes de reducción de bionutrientes, y en especial de nitrógeno, pueden mejorarse con modificaciones del proceso biológico o con otros tratamientos físico-químicos terciarios, como ya se estudió en el Apartado 6.4.4.C. El futuro de los procesos de depuración de vertidos urbanos parece que puede encaminarse hacia una mejora de los procesos individuales, conociendo cada vez mejor los mecanismos de funcionamiento, y a una combinación de métodos biológicos, físicos y químicos.
6.5.
TRATAMIENTOS DE DEPURACIÓN DE BAJO COSTE
El término de tratamientos de bajo coste se emplea para aludir a los métodos de depuración utilizados para el tratamiento de aguas residuales en pequeños núcleos de población y poblaciones de tamaño medio. Comprenden una serie de tecnologías con unos costes de mantenimiento y explotación mucho más bajos que las de tipo convencional de las grandes depuradoras. Otros términos que se utilizan para referirse a estas mismas tecnologías son los de métodos blandos de tratamiento, pequeñas depuradoras o sistemas de depuración en pequeños y medianos núcleos de población (hasta unos 20.000-25.000 habitantes-equivalentes). También se puede emplear la denominación de métodos descentralizados, refiriéndose al caso de tratamiento de aguas residuales cuya recogida y depuración se realiza a una distancia relativamente cercana a los puntos de producción de los vertidos, sin grandes sistemas de alcantarillado y recogida de aguas. Englobaría los sistemas empleados en residencias individuales, conjuntos residenciales, instalaciones públicas, comerciales e industriales aisladas y comunidades rurales. En muchos casos sus características de funcionamiento tratan de copiar los sistemas naturales de depuración, buscando la máxima reducción de la acción humana y disminuyendo los consumos energéticos no naturales. Se conocen por 246 ©Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
D
sistemas de depuración natural los que se desarrollan a velocidades próximas a las que tienen lugar en la naturaleza, mediante procesos naturales de asimilación, fotosíntesis, fotooxidación e interacciones agua, suelo, plantas y microorganismos. Con respecto a los métodos convencionales de grandes depuradoras, estos tratamientos buscan una simplificación de los procesos en cuanto a número de operaciones, las condiciones tecnológicas y la reducción de costes. El fundamento y objetivos son esencialmente los mismos que en una planta depuradora convencional (eliminación de sólidos en suspensión y materia orgánica), siendo los distintos métodos de oxidación biológica los que diferencian unas instalaciones de otras. Resulta complejo establecer una clasificación única que agrupe todos los diferentes sistemas de tratamiento que, de una u otra forma, se consideran inmersos dentro de las diferentes terminologías que se han comentado. Las expresiones, en cierta manera relativas, de bajo coste, pequeños y medianos núcleos de población, etc., junto al gran número de posibilidades que se utilizan, aumentan esa dificultad. En la clasificación que se cita a continuación se ha tratado de englobar los sistemas más empleados actualmente, realizando una primera diferenciación entre sistemas de tipo natural constituidos por tratamientos con base en diferentes tipos de terrenos (suelos, humedales, lagunas, ... ) naturales o artificiales y los sistemas con tecnología más semejante a las grandes depuradoras convencionales. La subclasificación adoptada tiene en cuenta la situación en que se encuentra la biomasa en el proceso biológico de depuración, de forma equivalente a la diferenciación entre los sistemas convencionales de fangos activos (biomasa suspendida) y filtros percoladores (biomasa adherida).
Clasificación de los sistemas de bajo coste AJ Sistemas de tipo natural a) Biomasa en suspensión
• Lagunaje natural. • Lagunas aireadas. b) Biomasa adherida • • • •
Filtros verdes o sistemas de riego superficial. Infiltración en el terreno: lechos, zanjas y pozos filtrantes. De flujo superficial. Lechos de turba y filtros de arena.
e) Sistemas mixtos
• Sistemas de humedales: flujo libre, subsuperficial, plantas flotantes. • Sistemas de acuicultura. Los sistemas de biomasa adherida, salvo los lechos de turba y arena artificiales, reciben también el nombre de sistemas de tratamiento por aplicación al terreno o tratamiento sobre el suelo. © Ediciones Paraninfo
247
D
Depuración de aguas residuales
BJ Sistemas de tipo convencional a) Biomasa en suspensión • Fangos activos de baja y media carga: sistemas de aireación prolongada, de contacto-estabilización, utilizado en poblaciones de más de 1.500 habitantes. b) Biomasa adherida • Contactores biológicos rotativos (CBRs). • Lechos bacterianos de baja y media carga, interesantes para núcleos de menos de 2.000 habitantes. e) Sistemas de decantación-digestión (tratamientos primarios) • Fosas sépticas, empleadas en poblaciones pequeñas, de menos de 300 habitantes. • Tanques Imhoff, indicados para núcleos de menos de 1.000 habitantes. • Pozos negros. Se describirán a continuación algunos de estos métodos de tratamiento. Los fundamentos de los sistemas de lodos activos y de filtros percoladores ya se han expuesto en el Apartado 6.4.3.
6.5.1. Lagunaje o lagunas de estabilización El tratamiento por lagunaje consiste en el almacenamiento del agua residual a tratar, durante un tiempo variable, en unos estanques diseñados para que se produzca una degradación biológica de la materia orgánica por los propios microorganismos que se desarrollan en el agua. En este tipo de depuración la acción humana sólo interviene, en general, proporcionando un emplazamiento adecuado para las balsas que contienen el agua, siendo un método biológico natural de tratamiento, aunque también existen lagunas en las que se proporciona el aire de forma artificial para asegurar unas condiciones aerobias del proceso. Las lagunas pueden clasificarse según el grado de aireación en los siguientes tipos:
- Lagunas aerobias o de maduración, son de poca profundidad (menor de 1 m) y en ellas se supone que toda la masa de agua se encuentra en condiciones aerobias. Su baja profundidad permite la penetración de la luz solar en toda la columna de agua, lo que origina la producción masiva de algas y por lo tanto una actividad fotosintética generalizada que, junto a la reaireación superficial, permite la degradación aerobia de la materia orgánica en toda la masa de agua. El tiempo de retención del agua en el estanque varía en función de su contenido en materia orgánica (de alta o baja carga) y del grado de depuración que se pretenda conseguir; los valores medios no superan los 1O días, consiguiéndose porcentajes de reducción de DBO que pueden alcanzar el 90-95%. En la laguna se produce una simbiosis de funcionamiento entre algas y bacterias esquematizado en la Figura 6.15. 248 ©Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
O
Energía Solar
AGUA RESIDUAL
MATERIA ORGÁNICA
MICROORGANISMOS
(C, H, O, N, P, S, ...)
Oxidación Biológica
>---
O,(aq)
-
NH,, NO;, PO/, sot. co,, H,O - ----1•'Fo!osín!P.sis
~ENERGÍA
Síntesis celular
~NUTRIENTES
NUEVOS MICROORGANISMOS
FIGURA 6.15.
Esquema de las interacciones bacterias-algas en lagunas en condiciones aerobias.
- Lagunas anaerobias, con una profundidad importante (2-4 m). La elevada profundidad y la alta carga orgánica de entrada para la que están diseñadas mantiene unas condiciones de ausencia de oxígeno en toda la masa de agua. La degradación de la materia orgánica se produce en condiciones anaerobias, por lo que es necesario tener en cuenta la producción de olores. Los tiempos de retención del agua, de 20 a 50 días, suelen ser mayores que en los otros tipos de lagunas. Se suelen utilizar como una primera fase en el tratamiento de aguas residuales con alto contenido en materia orgánica biodegradable y su objetivo es más una reducción del contenido en sólidos y materia orgánica que un efluente de calidad (rendimientos de reducción de DBO entre un 50-85%). - Lagunas facultativas, con una profundidad intermedia (1-2 m), lo que permite que unas zonas funcionen en condiciones aerobias (capas superiores) y otras en condiciones anaerobias (capas inferiores). El esquema de funcionamiento es el de la Figura 6.16. Los tiempos de retención son intermedios entre las aerobias y anaerobias y conviven algas, en la zona superior, junto a diferentes tipos de bacterias en las distintas alturas de la laguna, bacterias que son de tipo facultativo en la zona central. Los rendimientos de depuración también son elevados (80-95% de la DBO). Se suelen utilizar tras las lagunas anaerobias o como primeras de la serie. - Lagunas aireadas. Este cuarto tipo corresponde a un lagunaje de carácter aerobio, pero que mantiene esas condiciones mediante una aireación artificial. Esto permite elevadas profundidades de lagunas, hasta 6 metros, con altas cargas de materia orgánica en el agua residual y unos rendimientos elevados de depuración. La secuencia de lagunas a utilizar comienza con las de tipo anaerobio o en algunos casos facultativas, ya que se genera en ambas una menor cantidad de bio© Ediciones Paraninfo
249
O
Depuración de aguas residuales
Luz solar
o,
GASES
11111; //¡/ / ¡ // ¡;/ ¡
co,
+ 1 1 1 1 1 1 1
.
/
,
,
'
fALGASl
BACTERIAS
~A_ E R_OB~IA~S~ ....._N_ut_r~e_n_te_s_~· ~ • Oxidación , Oxigeno * Crecimiento (Síntesis Celular)
'Respiración
"co,,1-1,o ,No; ,Po;;......
• Nitrificación
EFLUENTE DEPURADO ZONA AERÓBICA
/ / / /
* Oxidación biológica aeróbica BACTERIAS FACULTATIVAS • 6r:~~~g:~l~ranaeróbica '---e\--~ . Nitrificación-Desnnnficación
ZONA FACULTATIVA
1 1 \
,co;,N, ,CH, ,H ,s,...... I I I
r--~-· Nuevas bacterias
• Descomposición anaeróbica • Crecimiento • Desnitrificación
Sólidos sedimentables LODOS Células muertas Flóculos biológicos
~~~~RÓBICA
FIGURA 6.16. Procesos en una laguna facultativa.
masa que en las de tipo aerobio. Estas lagunas de maduración son siempre las últimas de la secuencia cuando se emplean combinadas con cualquiera de las de los otros tipos. Un esquema clásico de tratamiento sería el siguiente:
--4
Laguna anaerobia
1--1
Laguna facultativa
1--i1-
Laguna aerobia
~
Otra posibilidad de clasificación de los diferentes tipos de lagunas es la que se realiza en función de la forma de alimentación y descarga del agua residual que entra en las mismas. En este caso se habla de: a) Lagunas continuas: Se realiza una entrada y salida del agua residual y del efluente de forma continua. Es el sistema más utilizado para aguas residuales urbanas. b) Lagunas semicontinuas o de descarga controlada: El agua residual se almacena durante un periodo de tiempo prolongado, hasta que se realiza el vaciado de la laguna. Se utiliza en zonas con importantes variaciones clim atológicas según la estación o cuando el agua tratada de la laguna se emplea en riegos r egulados. c) Lagunas de retención total: Se diseñan para lagunas que no vierten a cauce público, de tal forma que el agua tratada se evapora o se infiltra a través del propio 250 © Edicion es Pa raninfo
Depuración de aguas residuales
D
terreno de la laguna. Son lagunas, en general, de gran extensión y poca profundidad. Entre los aspectos generales que deben considerarse en este tipo de tratamientos, debemos señalar la instalación de sistemas de pretratamiento y la impermeabilización del fondo de las lagunas (salvo en las de retención total), para evitar la contaminación de acuíferos de la zona. Las ventajas del sistema se derivan de ser un proceso natural que se integra con gran facilidad en el medio rural, los bajos costos de construcción y explotación y una evacuación de lodos ya estabilizados que se realiza cada varios años. Uno de los mayores inconvenientes del sistema de lagunaje es la gran necesidad de terreno. También conviene tener en cuenta que el rendimiento de depuración será función de la época del año y de las condiciones metereológicas, pues ambas modifican la solubilidad del oxígeno, y que pueden originarse problemas de olores en poblaciones cercanas.
6.5.2.
Sistemas de aplicación sobre el terreno
a) Filtros verdes Reciben también el nombre de sistemas de riego superficial, se incluyen dentro de los sistemas de aplicación sobre el terreno, ya que un objetivo del sistema de tratamiento es el desarrollo y aprovechamiento de unos determinados cultivos. Otros autores lo denominan como sistema de tratamiento sobre el terreno de tasa baja, en referencia a la carga hidráulica por unidad de superficie de terreno (m3/m2 -año). Consisten en terrenos cubiertos de cultivos agrícolas o forestales (pastos, alfalfa, chopos, ... ) sobre los que se disponen las aguas residuales. La depuración tiene lugar por la acción conjunta de las plantas, el suelo y los microorganismos presentes en el medio, por procesos de tipo físico, químico y biológico. El riego o disposición del agua residual sobre el filtro verde puede realizarse por distribución superficial (inundación) o por aspersión. En un filtro verde se producen dos procesos de depuración natural, la que tiene lugar en el suelo, edafodepuración, y la realizada por las plantas o árboles utilizados, macrofitodepuración. • Edafodepuración: Es el proceso de depuración natural realizado por el suelo, que se constituye como un soporte inerte de microflora y fauna bacteriana, lo que permite una depuración biológica a gran escala, del mismo tipo de la que tiene lugar en un lecho bacteriano convencional. La degradación tiene lugar en las capas superiores del suelo, que son las biológicamente activas, siendo el aire contenido en las mismas la fuente de oxígeno del proceso; en el suelo también se produce la humificación (formación de humus) de una parte de la materia orgánica. El suelo actúa también como filtro físico de los sólidos en suspensión. • Macrofitodepuración: Se refiere al proceso de depuración natural llevado a cabo por las plantas superiores (macrofitas) al absorber materia orgánica, nutrientes y sales minerales del agua residual. La microfitodepuración es la realizada por las microalgas en los sistemas de lagunaje. Este comportamiento de los filtros verdes implica, si el cultivo es estacional, que su funcionamiento sea distinto en las diferentes épocas del año. © Ediciones Paraninfo
251
D Depuración de aguas residuales a) Funcionamiento en primavera-verano: Los dos procesos operan de forma independiente. En el terreno, además de la mineralización, se retiene parte de la materia orgánica transformándola en humus, que es posteriormente asimilado por las plantas del cultivo, convirtiendo la contaminación en nueva biomasa vegetal.
Materia Orgánica
/
Nutrientes y Sales Minerales-----~~-M_a_c_ro_f_it_o_de_p_u_r_a_c_ió_n~
Biomasa
b) Funcionamiento en otoño-invierno: En esta época se interrumpe la macrofitodepuración. El terreno almacena las reservas de materia orgánica y de sales minerales, que serán absorbidas al volver a comenzar el periodo de crecimiento de los cultivos. Materia Orgánica
Edafodepuración
/
Nutrientes y Sales Minerales - - - -• ~-A_lm_a_ce_n_a_m_ie_n_to_e_n_e_Is_u_e_lo~
Entre los requisitos necesarios para la utilización de los sistemas de filtros verdes, se pueden señalar: • Un pretratamiento para la eliminación de sólidos gruesos, arenas y grasas del agua residual. • En general, se necesita del orden de 1 hectárea de terreno por cada 200 habitantes. • Los efluentes sometidos a depuración no deben contener sustancias nocivas para los cultivos. • Algunos tipos de suelos, como los arcillosos y muy arenosos, no son recomendables. Un aspecto muy interesante de estos métodos es el aprovechamiento de los cultivos, que permite aumentar la rentabilidad económica del proceso.
b) Otros sistemas de tratamiento sobre el suelo Se utilizan otros dos métodos de aplicación al terreno, la infiltración rápida y la circulación o flujo superficial. 1) Sistema de infiltración rápida: en él se disponen las aguas residuales que han recibido algún tipo de pretratamiento sobre lechos, balsas o pozos de terreno permeable. El agua percola a través de dicho terreno, teniendo lugar los procesos de tipo físico, químico y biológico ya citados que permiten la depuración del agua residual. Funciona de forma totalmente semejante a la de los filtros de 252 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
O
arena o de turba artificiales, que se verán posteriormente. Las capas de terreno por las que percola el agua residual pueden ser naturales o artificiales, estando constituidas en este último caso por capas de tierra vegetal, grava y arena (ver Figura 6.17 a). Este método puede tener también como objetivos la recarga de los acuíferos de la zona, la recarga de aguas superficiales conectadas a aguas subterráneas poco profundas y la recuperación de aguas mediante pozos de extracción o drenajes subterráneos.
Agua residual
Percolación
Terreno permeable
I
Efluente
(a)
(b)
FIGURA 6.17. Esquema de sistemas (a) de infiltración rápida en el terreno y (b) de circulación o flujo superficial.
2) Sistema de circulación o -flujo superficial (en lámina en otras terminologías): se emplea en terrenos poco permeables, como los arcillosos. El agua residual aplicada superficialmente o por aspersión se deja fluir sobre terrenos con una suave pendiente, habitualmente entre un 2 a 4%, que están cubiertos de vegetación, siendo recogido el efluente por unos canales situados en los extremos del terreno, tal como se indica en la Figura 6.17 b . Las variables que intervienen en este caso son la superficie del suelo, la vegetación y los microorganismos presentes en el suelo.
e) Sistemas de humedales Aunque en ocasiones los filtros verdes se incluyen en los denominados sistemas de humedales, aquí vamos a referirnos a aquellos sistemas que permiten el cultivo de especies vegetales parcialmente cubiertas de agua, como los juncos, espadañas, carrizos, eneas, juncias, etc., que incluiremos en los llamados sistemas de flujo libre y de flujo subsuperficial, y a aquellos que cultivan plantas acuáticas, como jacintos y lentejas de agua, que son los conocidos con el nombre de sistemas de plantas acuáticas flotantes. © Ediciones Paraninfo
253
O
Depuración de aguas residuales
En estos casos, los procesos de depuración tienen el mismo fundamento que el explicado para los cultivos terrestres: la asimilación y adsorción de ciertos componentes del agua residual por parte de las plantas existentes en cada caso, la degradación biológica de la materia orgánica por las bacterias, plantas y partículas de detritos presentes en el medio acuático y la sedimentación -descomposición en su caso- y filtración de los sólidos a través del suelo de los humedales. En los sistemas de flujo libre y de plantas acuáticas, el agua residual fluye a través de la vegetación enraizada en el terreno o en suspensión, respectivamente. En los de flujo subsuperficial discurre por los laterales de un medio poroso en el que se produce el crecimiento de la vegetación. El terreno se suele impermeabilizar, recogiéndose el efluente tras atravesar la zona cultivada. Los diferentes sistemas de humedales pueden utilizarse de forma combinada. En la Figura 6.18 observamos un esquema de los diferentes sistemas de este tipo. También es posible utilizar sistemas de acuicultura, en ellos el agua residual sirve de fuente de biomasa para el cultivo de peces u otros organismos acuáticos, siendo dicho cultivo el objetivo fundamental del proceso y el tratamiento del agua un objetivo añadido. La depuración la ejercen, fundamentalmente, los organismos acuáticos vegetales que se desarrollan, al igual que en los otros sistemas de humedales. Es necesario asegurar el aspecto sanitario con respecto a los cultivos obtenidos, por lo que la presencia de tóxicos, patógenos y especies acumulativas debe tenerse muy en cuenta.
. Vegetación
Juncos
/
Espadañas Lentejas o Jacintos de agua
Terreno natural oartificial \!111! Circulación de
agua
(a)
FIGURA
(b)
Membrana impermeable
6.18. Esquema de (a) sistemas de humedales y plantas acuáticas flotantes y (b) de flujo subsuperficial.
254 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
6.5.3.
D
Sistemas de filtración artificial
a) Lechos de turba La turba es un material carbonado proveniente de la degradación biológica de materia vegetal, en condiciones de exceso de agua y de falta de oxígeno; la mayor o menor mineralización origina los distintos tipos de turba. Es un material que destaca por su alta capacidad adsorbente de sustancias disueltas y coloidales, a causa de su naturaleza y elevada superficie específica. Este sistema de depuración se basa en hacer circular el agua residual a través de una capa de turba situada encima de otra capa de arena soportada a su vez por una de grava. La turba realiza procesos de filtración o retención mecánica y adsorción, semejantes a la aplicación de agua residual al suelo. El proceso se completa con una oxidación biológica realizada por los microorganismos que se fijan en la turba, similar al que ocurre en el sistema de lechos bacterianos. Entre las características a señalar, se pueden destacar: • Espesor del lecho de turba entre 40-80 cm, generalmente. • Superficie de lecho necesaria, entre 0,20-0,50 m 2/hb-eq. • Limpiezas periódicas y rastrillado de la superficie del lecho, cada 10-15 días, lo que exige al menos dos unidades en paralelo. • Reposición de la turba al cabo de unos años de funcionamiento. • Se debe asegurar la estanqueidad del terreno, recogiéndose el agua depurada por un drenaje en la parte inferior del lecho. • El rendimiento de depuración, aunque es inferior a los sistemas convencionales y de aplicación al terreno, permite alcanzar reducciones del 85-90% de DBO, 80-85% de DQO y de un 90% de SS. • Es un sistema de construcción y mantenimiento sencillos, y que puede ser adaptado a variaciones de caudal y carga del agua residual con relativa facilidad. • Se debe realizar un pretratamiento, desbaste, desarenado y desengrase, para evitar una colmatación rápida del lecho. El esquema de un lecho de turba es el de la Figura 6.19.
b) Filtros de arena Los filtros de arena son un sistema de tratamiento que se emplea en pequeños núcleos de población; tienen un funcionamiento semejante a la aplicación directa al terreno de un agua residual. Consisten en unos lechos de arena, de un espesor entre 60-90 cm, depositados sobre una capa inferior de grava, en la que se sitúan las tuberías de drenaje que recogen el agua depurada. El agua residual se distribuye por la parte superior del lecho de forma intermitente, para no saturarlo y poder mantener condiciones aerobias en el mismo. En este sistema la depuración consiste en la retención de partículas en suspensión en el filtro, y un proceso de depuración biológica llevado a cabo por los microorganismos que se desarrollan en el lecho, de una forma similar a la de un lecho bacteriano convencional. © Ediciones Paraninfo
255
O
Depuración de aguas residuales
Agua residual pretratada
l l l l l l l l l l
-15cm.
+
t
-15cm.
+ Sistema de drenaje
FIGURA
6.5.4.
6.19. Esquema de un lecho de turba.
Contactores biológicos rotativos (CBRs)
Este tipo de depuradoras biológicas engloba a los denominados biodiscos y biocilindros. Los biodiscos están formados por una serie de estructuras plásticas de forma circular, con un diseño especial de carácter rugoso, dispuestas alrededor de un eje horizontal que permite el giro de los discos. La superficie rugosa permite una mayor fijación de los microorganismos que actúan en el proceso y de la biomasa que se va formando. Los biocilindros son estructuras cilíndricas (tambores) con unos ejes que permiten la rotación, rellenas de material plástico de formas diversas con una elevada área superficial, en las que también se fijan los microorganismos. En ambos casos los discos o cilindros se encuentran sumergidos parcialmente, entre un 40% (lo más habitual en aguas residuales urbanas) y un 90%, en el agua residual y giran lentamente para airearse. El giro permite mantener la aireación constante del sistema y por tanto condiciones aerobias, y el material plástico actúa como soporte de una película de microorganismos que van degradando la materia orgánica. En las variantes más sumergidas, usos industriales, se realiza un aporte externo de aire a presión para mantener las condiciones de aerobiosis. Vemos un esquema de un contactor biológico rotativo en la Figura 6.20. En esencia, el funcionamiento es el mismo que en los lechos bacterianos ya estudiados, con la diferencia de que en éstos el soporte está fijo, y de que los biorrotores se emplean normalmente para poblaciones de menor tamaño. En el proceso de depuración con este tipo de contactores biológicos se consiguen rendi256 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
D
Relleno plástico o disco rugoso
Agua de tratamiento primario
Agua tratada a decantación secundaria
"
~
FIGURA
6.20. Esquema de un Contador Biológico Rotativo (CBR).
mientos de eliminación de materia orgánica tan eficaces como en los sistemas de fangos activos, y también importantes niveles de nitrificación. Entre las ventajas con respecto a los sistemas más convencionales podemos indicar unas necesidades mínimas de terreno, una baja producción final de sólidos y un reducido consumo de energía. Un aspecto a tener en cuenta es el problema de rotura de los ejes, a causa del importante aumento de peso de los biorrotores al formarse la biopelícula; también debe considerarse la posible limitación de uso a bajas temperaturas, derivada de la posible congelación que puede originarse en la fina capa de líquido asociada a la superficie de los discos. Temperatura y velocidad de giro son factores que influyen en la capacidad de depuración. La acción de los contactores rotativos es la correspondiente al reactor biológico del tratamiento secundario de la depuración, completándose la misma con los correspondientes pretratamiento, tratamiento primario y decantación secundaria. En la Figura 6.21 se aprecia el funcionamiento de un sistema de depuración de este tipo.
6.5.5.
Sistemas de decantación-digestión
Muchas veces se les denomina sistemas de tratamiento individual, o dentro de los métodos de depuración en pequeños núcleos, sistemas de tratamiento primario, para distinguirlos del resto de sistemas de bajo coste que se corresponden realmente con procesos de depuración biológica o secundaria. Sin embargo, en estos métodos, junto a la decantación de sólidos del agua residual, se produce también una digestión anaerobia de los mismos y de parte de la materia orgánica disuelta. Son sistemas que pueden constituir el único método de tra© Ediciones Paraninfo
257
O
Depuración de aguas residuales
UNIDADES CBR Decantación primaria
Decantación secundaria
Agua residu\ pretratada
Lodos Secundarios Lodos Primarios
FIGURA 6.21. Esquema de una planta de tratamiento de CBR.
tamiento del agua residual en las prácticas individuales de depuración, o bien constituir la primera etapa de tratamiento, que irá seguida de una depuración secundaria de cualquiera de los tipos mencionados, tales como: infiltración en el terreno con zanjas, lechos o pozos filtrantes, riego, filtros de arena, etc., en pequeños núcleos de población. Entre las técnicas de decantación-digestión empleadas podemos destacar:
a) Fosa séptica Se trata de tanques prefabricados de hormigón u otros materiales como polietileno o fibra de vidrio, constituidos en general por dos cámaras o compartimentos: - Una primera cámara en la que se produce la separación de los sólidos sedimentables del agua residual, junto a un proceso de flotación de los aceites y grasas. - Una segunda cámara donde tiene lugar la clarificación del agua tratada en la primera por sedimentación del fango y de los sólidos que pasan del primer compartimento. En ambas cámaras, y en especial en la primera, junto a la decantación de los sólidos se produce un proceso de digestión en condiciones anaerobias del fango sedimentado. En ambos compartimentos se colocan unos deflectores o separadores para evitar el paso de espumas en los efluentes de los mismos. El agua tratada se recoge de la zona intermedia del primer compartimento, que es la más clarificada. En la Figura 6.22 se representa un esquema de fosa séptica (a) y de los procesos que tienen lugar (b). Los tanques o fosas sépticas se diseñan con el objetivo de mantener el agua con un tiempo de residencia de 1 a 3 días. Los gases, que se producen mayoritariamente en el primer compartimento debido a la mayor concentración de lodos, dificultan la separación agua-lodos en esta cámara, mientras que en el segundo compartimento se logra una mejor separación y una mucho menor formación de espumas. La fosa dispone de un conducto para escape de los gases y debe tener un diseño que permita la extracción de lodos y espumas a intervalos de 2 a 5 años.
258 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
Salida de gases
Salida de gases
¡
Gases
¡/
D
Tapa de escape de gases
Efluente con sólidos en suspensión
........
Grasas / espumas
Agua ~ ..~;"~":·:t···~:.~/~;~··:~::·:.;~:~::~·.-:.W·~·:.~::.~;~~:·~·:.!:~::. residual Agua residual • ,
\,
Gases
·~~ .... t. t·
.
(a)
. . .t. . .. (b)
A• Gases Sólidos decantables O Particulas flotantes de aceites ygrasas
t
FIGURA 6.22. (a) Esquema de una fosa séptica de dos cámaras. (b) Esquema de los procesos de decantación digestión de una fosa séptica.
En fosas de dos compartimentos como las indicadas, el volumen del primero suele ser doble (66% de volumen útil total) del segundo. Entre las características del sistema podemos señalar: - Necesidad de extracción de sólidos y eliminación de olores. - Debe procurarse una baja concentración de grasas, detergentes y lejías. - Posibilidad de introducción de agua de dilución, hasta 40 l/h-día, en aguas muy cargadas. - Profundidad de 1,2 a 1, 7 m. Longitud entre 2 y 3 veces la anchura. - Necesidad de vigilar que no se produzca contaminación de acuíferos cercanos utilizados para suministro de agua, por lo que las cámaras deben ser estancas y resistentes. Los posibles métodos de tratamiento complementarios que permitan una mayor depuración o mejora de la misma, son: una cámara de separación de grasas previa a la fosa y una tercera cámara con ventilación para mantener condiciones aerobias, o una depuración secundaria de bajo coste de las citadas anteriormente, para completar el tratamiento.
b) Tanques lmhoff (tanques de decantación-digestión) Se trata de depósitos que consisten en dos compartimentos o cámaras, uno por encima del otro. El fundamento y funcionamiento del sistema es equiva© Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
lente al de las fosas sépticas. El más clasico y empleado es el diseñado por Imhoff. - El compartimento superior es la cámara que actúa en la separación de los sólidos decantables del agua. - El compartimento inferior es la cámara de digestión de los lodos decantados, en condiciones anaerobias. El esquema de estos tanques es el de la Figura 6.23. Entre las características del sistema, cabe señalar que: - Los rendimientos son similares a los de las fosas sépticas. - El volumen de lodos no debe alcanzar la zona de comunicación o separación de los dos compartimentos. - La capacidad de almacenamiento de lodos es de unos seis meses. - Cuentan con un sistema de recogida de lodos digeridos, de eliminación de gases y separadores de espumas. - Entre las mejoras de diseño, pueden llevar un sistema de remoción de espumas en la zona superior del tanque y en la zona superior de la cámara de digestión.
Salida de gases
Cámara
Extracción de fangos
Cámara inferior de digestión
Sólidos decantables
Lodos almacenados
FIGURA 6.23.
Esquema simplificado de un tanque de decantación-digestión, tipo IMHOFF.
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- Deben cumplirse los mismos requisitos de estanqueidad, protección de acuíferos y posibilidades de tratamiento secundario que en las fosas sépticas.
e) Pozos negros Se trata de pozos construidos artificialmente donde se depositan las aguas residuales, produciéndose los mismos procesos de depuración y decantacióndigestión de los sistemas anteriores. Se pueden construir de forma permeable o impermeable; en el primer caso la limitación son las aguas subálveas de la zona. En ambos casos se diseñan con un sistema de extracción de lodos digeridos y un sistema de eliminación de gases. Uno de los problemas del método que debe ser tenido en cuenta son las molestias ocasionadas por los olores en núcleos cercanos de población.
6.6. 6.6.1.
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES INDUSTRIALES Introducción
La depuración de los efluentes líquidos es una parte fundamental de la gestión ambiental en cualquier industria. Debe ser asumida en su doble faceta de obligación medioambiental con la sociedad y de parte integrante del proceso de producción. En este último sentido, se deben tener en cuenta dos tipos posibles de costos: • Costo de producción: derivados del proceso de tratamiento y del «canon de vertido». • Costo de seguridad: originados por la eliminación de problemas de seguridad e higiene y de penalizaciones por delito ecológico. Para la planificación del proceso de tratamiento de estos vertidos es preciso tener en cuenta, en principio, la triple posibilidad de actuación: a) Depuración conjunta en una EDAR con aguas residuales urbanas. b) Depuración en una estación depuradora de aguas residuales industriales (EDARI). c) Depuración en la propia industria. Las características de los efluentes de cada industria, las posibilidades legislativas, los costos de vertido en cada caso y los costos de depuración propia, decidirán la opción elegida. Si la opción es la señalada en último lugar, será necesario el dimensionamiento del proceso de depuración recurriendo a un inventario de efluentes (caudales y características) y el estudio en una planta piloto previa.
6.6.2.
Características y clasificación de los tratamientos de aguas residuales industriales (ARI)
Algunas de las consideraciones, bastante generales en tratamiento de ARI y que en cierta manera diferencian el tratamiento con respecto a las ARU, son: ©Ediciones Paraninfo
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• La necesidad, en muchas ocasiones, de homogeneizar previamente todos o algunos de los efluentes. • La utilidad de segregación, en su caso, de efluentes «muy contaminados o especiales». • La posible neutralización de efluentes. • La aplicación de tratamientos específicos. Los tipos de tratamiento podemos dividirlos según la naturaleza del proceso unitario utilizado, o, al igual que en aguas urbanas, según la secuencia de tratamiento o según el tipo de contaminantes que se pretende eliminar. Atendiendo a la naturaleza del proceso los podemos dividir en: - Procesos físico-químicos: en general tienen menores inversiones de instalación y un mayor costo de reactivos. - Procesos biológicos: con un importante coste energético en algunos procesos aerobios (lodos activos), o altos costes de inversión inicial en los anaerobios (posible aprovechamiento energético). También, a similitud del tratamiento de las aguas residuales urbanas, para aguas residuales industriales, y en función de la posible secuencia a emplear, podemos hablar de la siguiente clasificación de los procesos: tratamientos primarios, secundarios (biológicos) y terciarios, utilizándose en cada caso sólo los que sean de aplicación al proceso industrial concreto, sin que la secuencia tenga que ser necesariamente completa. Así, habrá tratamientos industriales que tras un tratamiento primario de sus aguas residuales pasen directamente a aplicar alguno de los procesos de los que a continuación se clasifican como terciarios. Los principales métodos en cada una de las categorías son: - Pretratamientos y tratamientos primarios: cribado, neutralización, coagulación-floculación, sedimentación, filtración, flotación, desarenado y desaceitado. Tienen por objeto la eliminación de sólidos en suspensión, coloides, ácidos y bases fuertes, metales pesados y aceites y grasas. -Tratamientos secundarios o biológicos: lodos activados, filtros percoladores, lagunaje, etc. Se elimina materia orgánica biodegradable. - Tratamientos terciarios, entre los que podemos indicar: • Procesos de oxidación (destrucción o transformación de materia orgánica y de compuestos inorgánicos oxidables) y procesos de reducción. • Procesos de precipitación química: eliminación de metales y aniones inorgánicos. • Arrastre con aire o vapor (stripping): eliminación de compuestos volátiles. Estos tres procesos anteriores también pueden realizarse al comienzo de la secuencia de tratamiento y convertirse, por lo tanto, en auténticos tratamientos primarios. • Procesos de membrana (ósmosis inversa, ultrafiltración, electrodiálisis, ... )y de intercambio iónico: eliminación de especies disueltas y coloides en su caso. • Procesos de ·adsorción con carbón activo: eliminación de compuestos orgánicos. • Procesos de incineración: eliminación de compuestos orgánicos. • Procesos electroquímicos (electrolisis y electromembranas): eliminación o trans-formación de especies disueltas. En el siguiente esquema se resumen, en un diagrama general, los métodos de tratamiento citados, indicándose las sustancias que pueden ser eliminadas, como principal objetivo, en cada una de las secuencias del tratamiento:
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PRETRATAMIENTO Y TRATAMIENTO SECUNDARIO TRATAMIENTO PRIMARIO
~
TRATAMIENTO TERCIARIO ~
... 11
I¡
11
Homogeneización Neutralización Ajuste pH Coagulación-flocul. Sedimentación Flotación Desarenado Desaceitado Filtración
Biológicos
Lodos activados 1.-----Filtros biológicos Lagunaje Digestión anaerobia
O
~
Procesos de membrana Microfiltración Ultrafiltración Ósmosis inversa Electrodiálisis Pervaporación lnterc. lónico Adsorción C.A. Procesos redox Precipitación quím.
l Sólidos en suspensión Materia coloidal Aceites y grasas Metales Ácidos y bases
6.6.3.
1
Materia Orgánica Biodegradable
Sales disueltas Microcontaminante s Afmo de la depuración
Tratamientos físico-químicos
Bajo la denominación de tratamientos fisico-químicos de aguas residuales industriales se engloban una serie de procesos primarios y terciarios que se suelen aplicar frecuentemente en las industrias. En la Tabla 6.10 se recoge una muestra de los posibles componentes de un agua residual industrial que pueden ser eliminados por tratamiento fisico-químico. A continuación se detallan algunos de los tratamientos fisico-químicos más frecuentes.
a) Tratamientos Primarios
- Homogeneización de efluentes: con el mezclado y homogeneización de los distintos efluentes generados en el proceso productivo se logra disminuir las fluctuaciones de caudal de los diferentes vertidos, consiguiendo una única corriente de caudal y concentración más constante. Se suele realizar en tanques agitados. - Cribado: al igual que en el caso de las aguas residuales urbanas, esta etapa sirve para eliminar los sólidos de gran tamaño presentes en el agua residual. Se suele realizar mediante rejillas, con aberturas entre 5-90 mm. - Neutralización: la neutralización (tratamiento ácido-base del agua residual) puede utilizarse para los siguientes fines: 1. Neutralizar, en general, vertidos ácidos o básicos al pH adecuado para el tratamiento posterior al que vaya a ser sometido dicho vertido. © Ediciones Paraninfo
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TABLA 6.10.
Componentes del agua residual que pueden eliminarse por tratamiento físico-químico.
Componente Aceites y taladrinas
Ácidos Álcalis Amonio Cianuros
Cromo
Disolventes orgánicos
Tipo de residuo Aceites minerales, vegetales y sintéticos (emulsiones). Residuos con pH<6, requieren tratamiento. Residuos con pH>9, requieren tratamiento. Como amonio libre o en forma combinada. Complejado con metales o en forma iónica. En forma de Cr(VI), como cromato o dicromato. Acetona, benceno, alcohol. ..
Fenoles
En concentraciones muy variables.
Metales en medio ácido Metales en medio básico
En forma de sales solubles. Como complejos solubles.
Sólidos en suspensión Naturaleza muy variable.
Métodos de tratamiento Centrifugación. Flotación con aire. Decantación. Adsorción (rotura de la emulsión). Neutralización con álcalis, cal o sosa, normalmente. Neutralización con ácidos, sulfúrico o clorhídrico, normalmente. Arrastre con aire (stripping), previa alcalinización. Oxidación química. Incineración. Oxidación química a nitrógeno Intercambio iónico. Electrolisis. Reducción a Cr(lll) y_ precipitación. Intercambio iónico. Osmosis inversa. Precipitación con sales de bario. Arrastre con aire o vapor (stripping). Destilación con recuperación. Incineración. Adsorción para bajas concentraciones. Dependientes de la concentración: >500 ppm, extracción y recuperación. 5-500 ppm, tratamiento biológico. 0-1 Oppm, oxidación Adsorción con carbón activo. Neutralización y adición de cal. Intercambio iónico. Electrolisis. Precipitación del hidróxido con cal. Intercambio iónico. Electrolisis. ósmosis inversa. Sedimentación con o sin coagulante. Flotación con aire.
2. Ajuste del pH entre 6,5-8,5, antes del tratamiento biológico, con el fin de lograr una actividad biológica óptima. 3. Ajuste del pH del efluente final antes de la descarga al medio receptor, para conseguir valores del mismo entre 5,5-9. 4. Precipitación de metales pesados, siendo ésta la aplicación más importante. En el proceso de precipitación intervienen diversos factores: producto de solubilidad del metal, pH óptimo de precipitación, concentración del metal y del agente precipitante y la presencia de agentes complejantes del metal (cianuros, amonio, por ejemplo). Los metales pesados se precipitan normalmente en forma de hidróxidos, utilizando cal hasta alcanzar el pH óptimo de precipitación (6-11), en función de los metales presentes. Del tanque de neutralización (donde se ajusta el pH concreto), el agua residual pasa a un decantador o clarificador, en el que los hidróxidos metálicos
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sedimentan (para acelerar la sedimentación se suele añadir un agente floculante). Los lodos obtenidos se deshidratan, generalmente mediante filtros prensa, y se llevan a un depósito de seguridad, en caso de no realizarse una recuperación del metal. - Coagulación-floculación: para eliminar sólidos en suspensión y materia coloidal. La coagulación, como ya se vio en el proceso de potabilización de aguas, implica la desestabilización de las partículas coloidales por neutralización de su carga eléctrica, y la floculación la agrupación de dichas partículas en agregados de mayor tamaño, flóculos, los cuales sedimentan por gravedad. Para favorecer la formación de flóculos más voluminosos y su sedimentación, se suelen utilizar determinados productos químicos (floculantes), generalmente de naturaleza polimérica, que establecen puentes de unión entre los flóculos inicialmente formados. Los productos y métodos utilizados son los indicados en el Apartado 5.1.2.3 referente a potabilización de aguas de consumo. - Separación de fases: los métodos de separación de sustancias y especies no disueltas en el agua residual son, en general, los mismos que han sido estudiados en los capítulos de potabilización de aguas y depuración de aguas residuales urbanas, es decir: desarenado y desengrasado, decantación, flotación y filtración. Aunque el fundamento de los procesos es semejante a los ya vistos, cabe resaltar la necesidad de desarrollar, para cualquiera de estas operaciones, un diseño específico adecuado a industrias concretas. Los dos tipos de separaciones, son: • Separación sólido-líquido: separación de arenas, grasas sólidas y sólidos en suspensión. Se emplean el desarenado y desengrase, la sedimentación, la flotación (para sólidos de baja densidad) y la filtración. En estos procesos se utilizan los mismos tipos de aparatos ya comentados, aunque adaptados a los caudales y características específicas de los distintos efluentes. • Separación líquido-líquido: la aplicación más frecuente es la separación de aceites y grasas. En el caso de aguas residuales industriales, el desaceitado y desengrase se puede realizar de dos maneras: a) Predesaceitado: es una mera operación física que tiene lugar por gravedad, sin adición de aire ni otros reactivos. Se efectúa por la flotación natural de las partículas de grasa y aceite; los principales equipos son: desaceitador simple, desaceitador circular de rasquetas, desaceitador longitudinal (separador API -Americam Petroleum Institute-) y desaceitador de placas paralelas (separadores PPI y CPI). b) Desaceitado: es una etapa de afino, para obtener un mayor rendimiento en la eliminación de aceites y grasas. Se utilizan diversas técnicas, como la coagulación y la flotación por inyección de aire, aunque la más· frecuente es la flotación por aire disuelto (flotación a presión DAF). En el caso de emulsiones aceitosas, es precisa la rotura de la emulsión por adición de ácidos o álcalis y la posterior separación de fases por flotación o centrifugación. En la Tabla 6.11 se resumen los tratamientos primarios comentados. © Ediciones Paraninfo
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TABLA 6.11. Tratamientos primarios empleados para aguas residuales industriales.
Tratamiento Cribado Homogeneización de efluentes Neutralización
Coagulación-Floculación Separación de fases Sólido-líquido: Sedimentación. Flotación. Filtración. Líquido-líquido: Flotación. Coagulación.
Contaminante a eliminar Elimina materias flotantes > 5 mm. Neutraliza unos con otros. Caudales y concentraciones más homogéneos. Ácidos y bases. Precipitar metales pesados. Obtener pH apto para tratamientos biológicos. Elimina coloides y aglomera partículas. Proceso de clarificación, para eliminar materia en suspensión.
Separación de grasas y aceites.
b) Tratamientos terciarios Entre los más empleados en aguas residuales industriales podemos señalar: - Arrastre con vapor de agua o aire: denominados procesos de stripping, para la eliminación de compuestos orgánicos volátiles (COV) y semivolátiles (COSV), tales como disolventes dorados (tricloroetileno, clorobenceno, dicloroetileno, etc.), o contaminantes gaseosos (amoníaco, sulfhídrico, etc.). El arrastre con aire se utiliza en efluentes con bajas o medias concentraciones de contaminantes, por debajo de 200 ppm, mientras que el arrastre con vapor permite hasta concentraciones del 10% y se utiliza para compuestos menos volátiles y más solubles en agua. El arrastre con vapor se realiza a alta temperatura, obteniéndose mejores porcentajes de eliminación. Se utilizan generalmente columnas de relleno, circulando en contracorriente el vapor o aire y el efluente a tratar; en otros equipos el agua residual se pulveriza para aumentar la superficie de contacto líquido-gas. En el arrastre con aire es necesario tratar el aire contaminado que se produce. En el arrastre con vapor, la mezcla de contaminantes y vapor se condensa posteriormente, obteniéndose un producto concentrado que se recircula o se trata adecuadamente. Como aplicaciones concretas señalemos aguas residuales de refinería y hornos de coque, para eliminar sulfuro de hidrógeno y amoniaco. En fábricas de pasta de papel para compuestos fenólicos y organosulfurados y en la eliminación de pesticidas y PCBs. - Procesos de membrana: algunos, como la ósmosis inversa y la electrodiálisis, ya se han estudiado en el Apartado 5.1.3.1.c de potabilización de aguas. En estos procesos el agua residual se pone en contacto con una membrana porosa, y por acción de una fuerza impulsora, se consigue una separación de los componentes de la misma, en función del tamaño de las moléculas presentes en el efluente, del tamaño de poro de la membrana y de las interacciones moléculas-membrana en algunos casos. Los distintos tipos de filtración por membranas son:
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• Microfiltraci6n, ultrafiltraci6n, nanofiltraci6n y 6smosis inversa: se denominan procesos de membrana de filtración. Se basan en la diferencia de presión hidrostática como fuerza impulsora; el agua pasa a través de la membrana correspondiente (permeado), quedando retenidas las diferentes especies, moléculas o iones, según los casos, en un agua residual concentrada (rechazo). - Microfiltración: utiliza membranas que permiten la separación de partículas y moléculas con un tamaño entre 0,02 y 10 micras. Se trabaja a una presión relativamente baja, por debajo de unas 5 atm. Se emplea para la eliminación de metales precipitados en industrias de tratamiento de superficies; eliminación de sólidos en suspensión, DBO, aceites y grasas y metales en industrias de limpiezas; esterilización y eliminación de partículas en la industria farmacéutica y en industrias de bebidas. - Ultra-filtración: al igual que la microfiltración, es comparable a un proceso de filtración clásica, pero con empleo de presiones hasta unas 1O atm, que permite la separación de partículas en un rango de tamaño entre 0,001y0,02 micras, lo que admite la eliminación de materias de alto peso molecular (PM ~ 1.000) y en estado coloidal. Puede utilizarse tanto para eliminación de contaminantes del agua residual como para recuperación de las especies retenidas en la membrana. Así, se aplica a la separación de aceites en industria de limpieza, desengrase de metales, alimentos, etc.; obtención de agua ultrapura en la industria farmacéutica e industria de smiconductores; recuperación de colorantes, pigmentos y pinturas electroforéticas. - Nanofiltración: proceso de membrana intermedio entre la ultrafiltración y la ósmosis inversa. Opera a menores presiones que esta última y permite la eliminación de moléculas orgánicas de relativo bajo peso molecular (altos rendimientos para moléculas con PM ~ 200) y retiene incluso cationes y aniones divalentes. El porcentaje de retención de iones monovalentes es bajo. Se ha utilizado en recuperación y purificación de antibióticos y es una técnica en plena expansión. - Ósmosis inversa: útil en la depuración y reciclado en efluentes de papeleras, recuperación de metales valiosos y reciclado de agua en industrias de galvanotecnia, fotografía, alimentaria, ... También se emplea en la obtención de agua de muy buena calidad para centrales eléctricas, industria electrónica, farmacéutica, alimentaria o aguas de refrigeración, por ejemplo. • Pervaporaci6n: la fuerza impulsora del proceso es la diferencia de concentraciones de las sustancias. Es un método que se denomina de permeación, que utiliza membranas no porosas. Se trata de un proceso de membrana que implica un cambio de fase de la sustancia que atraviesa la misma. La aplicación de vacío a un lado de la membrana y la diferencia de concentración (presión de vapor) de algún componente a un lado y otro de la misma, permite la difusión de dicho componente, en fase gaseosa, a través de la membrana. Posteriormente se produce una condensación del componente que ha migrado. La pervaporación se emplea para la recuperación de disolventes orgánicos en efluentes líquidos, y se está investigando su aplicación en la eliminación de tóxicos orgánicos volátiles en los efluentes; aunque no corresponda exactamente a este apartado, es interesante comentar su posible aplicación para la eliminación de trihalometanos en los procesos de potabilización de aguas. © Ediciones Paraninfo
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• Electrodiálisis: se basa en la diferencia de potencial eléctrico como fuerza impulsora. Se utilizan membranas de intercambio iónico que permiten el paso de iones, pero no del agua ni de moléculas y coloides. Se emplea principalmente en el tratamiento de efluentes de las industrias de galvanotecnia, reciclando el agua purificada para aguas de lavado y el agua concentrada para los baños de deposición. Por último, debemos indicar que los procesos de membrana de filtración tienen una serie de desventajas entre las que se pueden señalar la necesidad de pretratamientos diversos, los problemas que puedan derivarse de la compatibilidad o resistencia química de las membranas y los componentes del agua residual y, por último, la necesidad de una limpieza química periódica de las membranas. Cada método, en función de sus características, permite la eliminación de las partículas presentes en el agua, según su tamaño y naturaleza, y esto condiciona el uso al que pueda ser destinado. Así, por ejemplo, la núcrofiltración se usa generalmente para eliminar microorganismos y sólidos en suspensión; la ultrafiltración para elinúnar materiales disueltos de alto peso molecular y partículas coloidales, como por ejemplo proteínas y enzimas; la nanofiltración, la ósmosis inversa y la electrodiálisis para la eliminación incluso de sales disueltas; y la pervaporación para la separación de líquidos orgánicos volátiles. En la Figura 6.24 se esquematizan las clases de sustancias retenidas en las diferentes membranas. Se incluye además el método de intercambio iónico, puesto que también es capaz de elinúnar sales disueltas.
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(pm) Tamaño Amstrong
~--~I Rango de aplicación habitual de cada tipo de proceso
FIGURA 6.24. Rangos de aplicación de los diferentes procesos de membrana e intercambio iónico
con indicación del tamaño y peso molecular de las especies presentes en el agua.
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- Intercambio iónico: como ya se indicó en el Apartado 5.1.3.1.b dedicado a potabilización, sirve para eliminar sales disueltas en el agua. Los iones son removidos del agua residual al atravesar ésta una resina intercambiadora, siendo sustituidos por otros iones móviles contenidos en la misma. En vertidos industriales se suele emplear este método para la eliminación de iones específicos contaminantes que puedan estar contenidos en esas aguas residuales: metales en formas iónicas solubles, aniones como cianuros o nitratos, ácidos orgánicos y fenoles a un pH adecuado o aminas orgánicas a un pH ácido. Algunos campos de aplicación son las industrias de tratamiento de superficies metálicas, de curtidos, textiles, etc. Así, en las industrias de galvanotecnia se consigue la eliminación de trazas de metales pesados y la recuperación de aguas para su reutilización, y en las industrias del cromado se recuperan reactivos presentes en el agua residual, como por ejemplo el ácido crómico. -Adsorción con carbón activo: se emplea para eliminar compuestos orgánicos, como ya se estudió en el Apartado 5.1.3.3. Se puede utilizar en forma granular (columnas de carbón activado granular, GAC) y en polvo (PAC). Con el tiempo de uso, la capacidad de adsorción del carbón se va saturando; una opción es la regeneración del carbón gastado, mediante métodos térmicos (calentamiento del carbón en hornos y desorción térmica de los compuestos orgánicos adsorbidos) o químicos (oxidación). Existe una amplia variedad de compuestos orgánicos para los que la adsorción con carbón activo tiene una gran capacidad de eliminación de las aguas residuales: hidrocarburos aromáticos mono y polinucleares, compuestos fenólicos, organohalogenados, surfactantes, tintes y en general una amplia variedad de familias orgánicas de alto peso molecular. También tiene un cierto campo de aplicación en la adsorción de algunos elementos inorgánicos, como antimonio, arsénico, cromo, cobalto, mercurio, plata o estaño, por ejemplo. Se utiliza en la purificación de baños electrolíticos, en la industria de productos farmacéuticos y para la eliminación de clorofenoles y ligninas en las aguas residuales de papelera tras el proceso biológico. La técnica de adsorción con carbón activo se puede combinar con el tratamiento biológico del agua, no sólo como proceso previo y posterior, sino también de forma simultánea. Se trata del proceso de bioadsorción con carbón activo, en el que las partículas de carbón actúan de soporte para el crecimiento de los microorganismos, dándose de forma paralela la adsorción y la oxidación biológica. - Procesos de oxidación: sirven para eliminar o transformar materia orgánica (fenoles, aminas, organohalogenados, etc.) y materia inorgánica oxidable (cianuros o sulfuros, por ejemplo), así como para destruir microorganismos patógenos. Un ejemplo típico es la oxidación de cianuros con hipoclorito de sodio en medio básico, proceso que se utiliza como primera etapa (pretratamiento) en las industrias que tienen cianuros en sus aguas residuales (ver Apartado 6.6.6). También se puede llevar a cabo con agua oxigenada, ozono o cloro en medio básico. Los principales procesos de oxidación se pueden clasificar en: • Procesos convencionales de oxidación: se usan como oxidantes ozono (0 3 ), peróxido de hidrógeno (H20 2), permanganato de potasio (KMn04), hipoclorito de sodio (NaClO), cloro (Cl2) y oxígeno (02). • Procesos de oxidación avanzada: © Ediciones Paraninfo
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- Combinaciones de oxidantes: 0 3 + luz UV; 0 3 + H 20z; H 20 2 + luz UV; 0 3 en medio fuertemente básico. -Procesos a alta temperatura y presión: oxidación con aire húmedo (WAO), oxidación en condiciones supercríticas, etc. - Detoxificación solar: utiliza la radiación UV solar con catalizadores, como el dióxido de titanio, Ti0 2 •
- Procesos de reducción: se emplean para reducir elementos metálicos en alto estado de oxidación. Un ejemplo característico es la reducción del cromo hexavalente Cr(VI), a cromo trivalente Cr(III), mediante agentes reductores como el sulfito o hidrogenosulfito de sodio, tiosulfato de sodio, sulfato de hierro (II), etc. (ver Apartado 6.6.6). Este proceso se utiliza como primera etapa (pretratamiento) en las industrias que tienen cromo en sus vertidos, como, por ejemplo, en algunas de curtidos. - Precipitación química: se basa en la utilización de reacciones químicas para la obtención de productos de muy baja solubilidad. La especie contaminante a eliminar pasa a formar parte de esa sustancia insoluble, que precipita y puede ser separada por sedimentación y filtración. El producto, según los casos, puede ser recuperado o gestionado como residuo sólido. Ejemplos de aplicación serían la precipitación de metales pesados en forma de hidróxidos y sulfuros; la eliminación de fluoruros por adición de cal en la industria del vidrio o del ácido fosfórico; la eliminación de fosfatos (bionutriente), por precipitación con sales de calcio o aluminio; citar, por último, la precipitación de aniones claramente limitados en los vertidos, como cianuros, sulfuros o cromatos, con algunos cationes metálicos. Los procesos de precipitación se emplean, en algunas industrias, como tratamientos primarios y tienen lugar a la vez que el proceso de neutralización.
6.6.4. Tratamientos biológicos o secundarios Los tratamientos biológicos, también denominados como secundarios, manteniendo la terminología de la depuración de aguas residuales urbanas, son procesos en los que la depuración de la materia orgánica biodegradable del agua residual se efectúa por la actuación de microorganismos (fundamentalmente bacterias), que se mantienen en suspensión en el agua o bien se adhieren a un soporte sólido formando una capa de crecimiento. Los efluentes industriales con carga orgánica depurable por métodos biológicos corresponden principalmente a industrias de carácter agroalimentario, aunque otras industrias como papeleras, farmacéuticas, etc., también producen vertidos que pueden ser sometidos a estos tratamientos secundarios. Los procesos biológicos, como ya se vio en el Apartado 6.4.3 y posteriores, pueden ser de dos tipos: aerobios y anaerobios. En general, para aguas con alta carga orgánica (industrias agroalimentarias, residuos ganaderos, etc.) se emplean sistemas anaerobios y para aguas no muy cargadas, sistemas aerobios. En la práctica pueden ser utilizadas ambas técnicas de forma complementaria. En ambos procesos, la materia orgánica, en presencia de microorganismos de carácter aerobio o anaerobio, sufre una serie de reacciones metabólicas que provocan la degradación y mineralización de la misma. La energía producida en estas reacciones es utilizada por las bacterias en reacciones de síntesis celular, 270 © Ediciones Paraninfo
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que dan lugar a su crecimiento y a nuevas bacterias que constituyen la biomasa o fangos biológicos del proceso. Los tratamientos biológicos engloban tanto el proceso de reacciones biológicas comentado, como la posterior separación de los fangos producidos por decantación. Entre las variables a controlar en estos procesos se encuentran la temperatura (en anaerobios esencialmente), oxígeno disuelto, el pH, nutrientes, sales y la presencia de inhibidores de las reacciones.
a) Tratamientos aerobios: Los más empleados son el de lodos activados, filtros percoladores y tratamientos de bajo coste como biodiscos, biocilindros, lechos de turba, filtros verdes y lagunaje (este sistema se puede considerar como «mixto», ya que se dan tanto procesos aerobios como anaerobios, dependiendo de la profundidad). Todos estos métodos ya han sido explicados con anterioridad. Una modificación con respecto a los procesos convencionales es la adición de carbón activo en polvo, que rebaja la carga orgánica y puede disminuir la concentración de sustancias inhibidoras del agua residual. El proceso de fangos activados también puede llevarse a cabo en una sola etapa, realizándose las fases de aireación y de clarificación en un mismo tanque.
b) Tratamientos anaerobios: La descomposición de la materia orgánica por las bacterias se realiza en ausencia de aire, utilizándose reactores cerrados, mediante un proceso anaerobio durante el cual la materia carbonosa de las sustancias orgánicas se convierte mayoritariamente en metano (CH4 ) y dióxido de carbono (C0 2). Los productos finales de la digestión anaerobia son el biogás (mezcla gaseosa de metano, dióxido de carbono, hidrógeno, nitrógeno y sulfuro de hidrógeno, entre otros), que se puede aprovechar para producción energética, y los lodos generados (compuestos no biodegradados y biomasa). Estos tratamientos tienen tres aplicaciones principales: - Aguas residuales industriales con alta carga orgánica. - Residuos ganaderos. - Lodos de depuradora. Existen distintos tipos de digestores que tratan de adaptarse a las diferentes características de las aguas residuales de diferente naturaleza o, en su caso, a los lodos a digerir, y que pretenden conseguir los mejores resultados de eliminación de la materia orgánica fermentable. Los avances en este tipo de tecnología se orientan a tratar de conseguir la retención de la biomasa activa dentro del reactor, lo que permite trabajar con menores tiempos de residencia hidráulica de los lodos en el reactor, junto con mayores tiempos de retención de sólidos en el mismo. Una de las clasificaciones de digestores más utilizada es la derivada de emplear como criterio diferenciador los diferentes métodos de retención de la biomasa en el reactor y que, sin pretender hacer una recopilación exhaustiva en un tema en continua renovación y ampliación, conlleva a los siguientes tipos: © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
1) Digestores con la biomasa no adherida a) Sistemas sin recirculación de lodos: digestores de mezcla completa o monoetapa y digestores de flujo pistón. Aquí se debe incluir el método de lagunaje anaerobio que se estudió en el Apartado 6.5.1 de tratamientos de bajo coste. b) Sistemas con recirculación de lodos: digestores de contacto. c) Sistemas con sedimentación interna: digestores de lecho suspendido (UASB).
El digestor de mezcla completa, que puede trabajar de forma continua o discontinua, es el más sencillo, y no dispone de ningún sistema de retención de la biomasa, por lo que son necesarios elevados tiempos de retención hidráulicos, de 10 a 15 días como mínimo. Utilizan métodos de agitación interna de los lodos para su homogeneización, mediante agitación mecánica o por recirculación del gas producido en el proceso. Es el más utilizado en el tratamiento de lodos de plantas depuradoras de aguas residuales urbanas. . Los digestores de flujo pistón funcionan de forma continua, como una variante de los anteriores, en donde el fango es obligado a un desplazamiento horizontal a lo largo del reactor, que consta de sistemas de agitación y calentamiento. Son útiles para fangos con elevados contenidos en sólidos, como los residuos ganaderos. Los de aplicación más universal en los últimos años para el tratamiento anaerobio de aguas residuales, son los digestores de contacto, que utilizan la recirculación de lodos mediante una sedimentación externa de los mismos en un decantador adicional. Se han utilizado para residuos ganaderos y efluentes industriales muy variados como los de mataderos, cerveceras, industrias lácteas, destilerías y otros. En los digestores de lecho suspendido UASB (J)p flow Anaerobic S.ludge 11.lanket, capa de lodos anaerobia ascendente), es la propia biomasa la que produce unos flóculos relativamente densos con buena capacidad de sedimentación en el propio reactor, que retarda su arrastre fuera del digestor. Opera siempre con un flujo ascendente de las aguas residuales o lodos a tratar. Se adapta bien a efluentes con elevados contenidos en hidratos de carbono, como azucareras, cerveceras, papeleras o industrias de conserva. 2) Digestores con la biomasa adherida a) Sistemas de lecho fijo: Digestores de filtro anaerobio y digestores de película fija b) Sistemas de lecho expandido y fluidizado. Los sistemas de lecho fijo utilizan rellenos de material inerte en el reactor, donde se adhiere la biomasa, constituida por las bacterias anaerobias que se desarrollan durante la depuración. En los de filtro anaerobio, con un material de relleno de distinta naturaleza (carbón activo, piedras, anillos y esferas de cerámica y vidrio, plástico, ... ), puede haber riesgo de colmatación del filtro, por lo que no admiten efluentes con alto contenido en materias en suspensión. En los de película fija, el relleno está orientado para impedir la colmatación. Estos digestores pueden trabajar con un flujo de alimentación ascendente o descendente. En los digestores de lecho expandido o fluidizado se produce un lecho mixto, con la biomasa activa adherida sobre partículas inertes de alta densidad y 272 © Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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pequeño tamaño (arena fina, alúminas, .. .). Según el grado de expansión del lecho se habla de digestores de lecho expandido (menor expansión, con velocidad ascensional del fango entre 2-10 m/h) o fluidizado (mayor expansión, con velocidad ascensional entre 6-iO m/h). La fluidificación se consigue por recirculación del efluente del digestor, solo o con parte del biogás producido. Esta tecnología, con buenos resultados a nivel de laboratorio y planta piloto, está en continua investigación para su aplicación a nivel industrial. En la Figura 6.25 podemos observar los esquemas de algunos de estos tipos de digestores.
Agua residual o fangos
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Agua
ll::;m::::ml-.~~..__.... depurada
••
Agitador
Recirculación lodos digeridos
(a)
Biogás
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Agua
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depurada
Recirculación Partículas inertes
fluidizadas
(b)
(e)
FIGURA 6.25. Esquemas simplificados de digestores anaerobios. (a) De contacto. (b) De filtro anaerobio. (c) De lecho fluidizado. © Edic io nes Para ninfo
273
O
Depuración de aguas residuales
Prácticamente todas las tecnologías permiten trabajar con procesos de doble etapa, con separación de las fases del proceso anaerobio en cada uno de los reactores en serie: digestores hidrolíticos-metanogénicos y digestores acidogénicosmetanogénicos. También se utilizan los llamados sistemas mixtos, con dos reactores en serie de dos tipos diferentes (por ejemplo en industria papelera, de lecho fluidizado y de filtro anaerobio). Por último, los denominados sistemas híbridos combinan en un mismo reactor dos tecnologías diferentes, siendo una de las combinaciones más estudiadas la de un reactor UASB con un filtro de relleno en la parte superior, que aprovecha las ventajas de ambos sistemas. Las principales ventajas de los procesos anaerobios sobre los aerobios son: - Se produce biogás, con gran potencial energético debido al alto contenido en metano (60-70%). - Permiten cargas orgánicas superiores. - No necesitan equipo de aireación. - Producen menos lodos. - Baja necesidad de nutrientes. Los principales inconvenientes de los procesos anerobios son: - Necesitan mayores tiempos de residencia. - Producen malos olores, originados por el sulfuro de hidrógeno (H 2 S) y los mercaptanos, principalmente.
e) Tratamientos mixtos: En algunos casos se utilizan tratamientos aerobios y anaerobios, bien de forma consecutiva, alternante o simultánea. Esto último es lo que sucede en las denominadas lagunas facultativas, con zonas de depuración aerobia (zona más superficial) y anaerobia (zonas más profundas). En los sistemas de lagunaje se combinan las lagunas de los tres tipos, anaerobias, aerobias y facultativas. Un ejemplo importante de aplicación es la eliminación de bionutrientes (compuestos de N y P), que se suele aplicar como tratamiento terciario en muchas ocasiones. En el caso de eliminación de especies nitrogenadas, se realiza en primer lugar un proceso aerobio, con transformación a nitratos (nitrificación), seguido de otro en condiciones anaerobias con transformación a nitrógeno gaseoso (desnitrificación).
6.6.5.
Tratamiento de los fangos
En la mayor parte de los métodos de depuración de aguas residuales industriales que han sido descritos se producen, junto al agua depurada, una serie de lodos o fangos que deben ser tratados adecuadamente. Según el tipo de tratamiento y la naturaleza de los contaminantes eliminados, serán lodos de naturaleza predominantemente inorgánica u orgánica. Los objetivos finales perseguidos en el tratamiento de los lodos de ARI, al igual que en aguas residuales urbanas, son: - Reducción de volumen: concentración del fango para hacer más fácil su manejo.
274 ©Ediciones Paraninfo
Depuración de aguas residuales
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- Reducción del poder de fermentación en lodos de carácter orgánico: reducción de materia orgánica y de patógenos, para evitar la producción de olores y la evolución del lodo sin control. Las principales etapas en el tratamiento de los lodos son: espesamiento (concentración) por decantación o flotación, digestión (estabilización para fangos fermentables), deshidratación y evacuación, estudiadas todas ellas en el Apartado 6.4.5 en el que se hacía referencia al tratamiento de fangos procedentes de depuradoras de aguas residuales urbanas. La única diferencia que debemos hacer notar es que en la etapa de evacuación, cuando el fango procede del tratamiento de las aguas residuales industriales, es más frecuente que tenga características tales que lo tipifiquen como residuo peligroso, por lo que es frecuente su evacuación a un depósito de seguridad.
6.6.6.
Ejemplo práctico de depuración: industria de galvanotecnia
Los principales contaminantes presentes en los efluentes líquidos de una industria dedicada al tratamiento de superficies metálicas (recubrimientos electrolíticos de piezas metálicas: cromado, zincado, niquelado, etc.) son: metales pesados y cianuros. El tratamiento óptimo de estos efluentes es un tratamiento físico-químico de eliminación de metales por precipitación (en forma de hidróxidos), realizando dos pretratamientos previos, de forma separada (segregación de efluentes): - Reducción del Cr(VI) hasta Cr(III): esta última forma es menos tóxica y es la que precipita como hidróxido. Normalmente se usa sulfito de sodio:
- Oxidación de los cianuros (que se utilizan en algunos tipos de recubrimientos) con hipoclorito en medio básico (NaOH): 2 NaCN + 5 NaClO + 2 NaOH -- 2 Na2C03 + N 2 + 5 NaCl + H 2 0 La Figura 6.26 ilustra dicho proceso. Tras estos primeros pretratamientos, se realiza la mezcla de las aguas de ambos, produciéndose una neutralización inicial. La adición de cal, hasta un pH suficientemente alcalino, precipita el Cr(III) producido en forma de hidróxido, junto al carbonato y sulfato de calcio correspondientes: Na2 C03 + Ca(OH) 2 . - CaC0 3 + 2 Na( OH) Cri(S0 4 ) 3 + 3 Ca(OH) 2 . - 2 Cr(OH) 3 + 3 CaS0 4 El tratamiento finaliza con la separación de los lodos producidos (sales precipitadas) en un decantador, de donde sale el agua clarificada y unos fangos que son llevados a deshidratación y secado. La presencia de cromo en los lodos finales los convierten en residuos peligrosos. También podría plantearse una recuperación del mismo. © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
Adición de agente reductor
Adición de agente oxidante
Recircu\ación del agua de deshidratación
/
Oxidación de C ianuros
Neutralización Precipitación
Res iduo
Tóxico
Lodos a deshidratar
FIGURA 6.26. Esquema del tratamiento de vertidos líquidos en una industria de galvanotecnia.
6.6. 7. Minimización de vertidos industriales La mayor preocupación por el medio ambiente, la obligatoriedad del cumplimiento de la legislación, el aumento de los costes por vertidos y por el tratamiento de los efluentes, así como los avances técnicos y científicos logrados, tanto en los procesos de producción como en el propio tratamiento de las aguas residuales, permiten a las industrias el diseño y la aplicación de métodos de minimización de sus vertidos. Una gestión adecuada para lograrlo conllevaría un proceso previo de auditoría medioambiental en la empresa, seguido del propio plan de minimización. Este plan debe estar inmerso dentro del plan de gestión medioambiental global de la empresa (ahorro de energía, materias primas, etc.). Los objetivos fundamentales se centran en la reducción del volumen de aguas residuales y de sus cargas contaminantes. Auditoría medioambiental previa: constará, al menos, de los siguientes aspectos: • Descripción de los procesos productivos y elaboración de los diagramas de flujo, con entradas y salidas de materias primas/productos, vertidos, energía y residuos. • Balance de materiales: identificar y cuantificar materias primas, productos fabricados, consumos de agua y vertidos producidos. Conocimiento de los vertidos parciales que se producen y de las posibilidades de agrupamiento o segregación de efluentes, así como de reutilización de aguas, bien por reciclado de aguas no contaminadas o de aguas depuradas.
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• Examen previo de las posibilidades de reducción de los caudales de vertido, mediante una política de ahorro y mejor utilización de agua. • Estudio inicial de las posibilidades de reducción de la contaminación en origen por modificación de los procesos de fabricación y recuperación de productos. Plan de minimización: realizados los aspectos previos comentados, se pasará a: • Evaluar desde el punto de vista técnico, económico y medioambiental, cada una de las posibilidades o alternativas propuestas, eligiéndose las más adecuadas. • Diseño detallado y puesta en funcionamiento de las medidas correctoras escogidas. Entre las medidas a llevar a cabo para minimizar los vertidos acuosos o mejorar su gestión, podemos señalar: - Modificación de los procesos de producción. - Modificación en segregación/agrupamiento de efluentes. - Sustitución de materias primas o auxiliares. - Optimización del consumo, recuperación y reciclado de agua. - Recuperación de materias primas, productos intermedios, subproductos o deshechos. En definitiva, se trata de elegir y desarrollar las denominadas «tecnologías limpias», y su aplicación al caso de las aguas residuales, aunque siempre dentro del plan de gestión medioambiental global de la empresa.
6. 7.
REUTILIZACIÓN DE AGUAS RESIDUALES DEPURADAS
Los problemas de disponibilidad de agua para los diferentes usos son cada vez mayores, debido a situaciones de escasez de recursos y del incremento continuado de las demandas. Ello hace cada vez más necesario, especialmente en determinadas zonas, plantearse, de una forma planificada, la reutilización de aguas residuales una vez que han sido depuradas. Si bien la reincorporación del agua depurada al ciclo natural, por vertidos a cauces o vertido marino por ejemplo, y por lo tanto posibles usos posteriores de esos recursos es una constante histórica, este apartado se refiere a la llamada reutilización directa o planificada de estas aguas. En España, la reutilización de aguas residuales está regulada en los capítulos III y IV, Título III, del Reglamento de Dominio Público Hidráulico (R.D. 849/1986, de 11 de abril); en él se define como «reutilización directa de aguas las que, habiendo sido ya utilizadas por quien las derivó, y antes de su devolución a cauce público, fueran aplicadas a otros diferentes usos sucesivos».
6. 7.1.
Posibles usos de las aguas residuales depuradas
Se indica a continuación una relación de los posibles usos potenciales de las aguas residuales depuradas: 1. Uso agrícola como aguas de riego: en la actualidad es el principal en nuestro país, a gran distancia de todos los demás. Este tipo de consumo significa del orden del 80% del total. Entre los problemas, o dificultades, que conlleva © Ediciones Paraninfo
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Depuración de aguas residuales
este tipo de reutilización debemos señalar la necesidad de tener en cuenta el tipo de cultivos, si van a ser consumidos directamente por el hombre, cocinados o crudos, si se trata de acuicultura, etc., para delimitar los grados de tratamiento de las aguas antes de ser reutilizadas. Se establecen también una serie de normativas sobre los límites de calidad de algunos parámetros, como contenido en agentes patógenos, sólidos en suspensión, salinidad, metales pesados, etc. Hay que tener en cuenta que puede haber problemas de contaminación de aguas subterráneas. 2. Usos municipales o urbanos: se incluyen en este apartado múltiples aplicaciones de las aguas en diferentes actividades urbanas. La limpieza de calles, el riego de parques y jardines, aguas contra incendios o limpieza de camiones de basura son algunas de las posibilidades de uso. La reutilización como agua potable se restringe, en el Reglamento anteriormente citado, a situaciones catastróficas o de emergencia y con carácter transitorio. Los problemas que pueden producirse son de naturaleza sanitaria, debidos a la presencia de patógenos. 3. Usos recreativos: aquí se incluyen aspectos de actividad deportiva y de carácter paisajístico. El riego de campos de golf (grandes consumidores de agua por otra parte) o lagos artificiales con diversos usos, son algunos ejemplos de este tipo de reutilización. En cuanto a problemas, además de los comentados en el caso del riego, habría que añadir la posible eutrofización de los lagos y estanques. 4. Usos industriales: se incluyen empleos del agua en procesos industriales, como pueden ser, por ejemplo, el lavado y transporte de algunos materiales o el uso como aguas de refrigeración. Los problemas más importantes serán los derivados de formación de depósitos y corrosión, originados tanto por componentes químicos como por acción microbiana. 5. Inyección en acuíferos: es una importante aplicación que busca incrementar los recursos naturales de agua mediante la recarga de acuíferos, o bien eliminar algunos de los principales problemas de las aguas subterráneas, derivados de la sobreexplotación, tales como la salinización originada por la intrusión marina. Entre los problemas debemos señalar la posible colmatación de los suelos por disminución de su permeabilidad, y la posibilidad de incorporación de elementos tóxicos y acumulativos en suelos y aguas subterráneas. Dada la calidad necesaria para cada uno de estos usos, y para garantizar unas condiciones sanitarias satisfactorias en la práctica totalidad de los mismos, se hacen precisos tratamientos terciarios de las aguas residuales antes de su reutilización.
6. 7.2. Tratamientos precisos para la reutilización de aguas residuales En la Tabla 6.12, se indican los métodos de tratamiento recomendados por la Organización Mundial de la Salud (OMS), para que se cumplan los requisitos sanitarios establecidos para el aprovechamiento de las aguas residuales. Como se puede observar, salvo la aplicación de la primera columna, en los demás casos es imprescindible un tratamiento secundario seguido de alguno o algunos procesos de carácter terciario. El posible uso como agua potable implica, como se señala en la tabla y resulta lógico para cumplir con la legislación pertinente, el mayor grado de tratamiento con respecto al resto de reutilizaciones. 278 ©Ediciones Paraninfo
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TABLA 6.12.
Q.
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Tratamientos necesarios para la reutilización de aguas residuales
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Tratamientos
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o Criterios sanitarios Primario Secundario Filtración con arena o equivalente Nitrificación Desnitrificación Coagulación química Adsorción con carbón activo Desionización Desinfección
Cultivos de uso humano no directo A+F ***
Riego agrícola Cultivos que se consumen cocinados y piscicultura B+Fó D+F
Uso recreativo Cultivos que se consumen crudos
Sin contacto humano
Con contacto humano
D+F
B
D+G
Uso industrial
Uso municipal Aguas no potables
Aguas potables
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E
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***
***
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Los procesos marcados con * * * son indispensables; es también indispensable la aplicación de uno o más de los procesos marcados con * *, y pueden ser necesarios a veces los marcados con *. Criterios sanitarios: A: Ausencia de sólidos gruesos y eliminación apreciable de huevos de parásitos. B: Como A, más eliminación apreciable de bacterias. C: Como A, con eliminación más eficaz de bacterias y una cierta eliminación de virus. D: No más de 100 coliformes por 100 mi, en el 80% de las muestras. E: Ningún coliforme fecal en 100 mi, ningún virus en 1.000 mi y demás criterios aplicables al agua potable. F: Ninguna sustancia química que provoque la aparición de residuos nocivos en plantas y peces. G: Ninguna sustancia química que cause irritación de las mucosas o de la piel.
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D
Depuración de aguas residuales
6. 7.3.
Problemas que plantean algunos contaminantes en la reutilización de las aguas residuales
Los aspectos más importantes a controlar para que la reutilización de las aguas residuales no sea problemática son: - La presencia de patógenos y su posibilidad de transmisión por diferentes vías. - Los posibles problemas de colmatación y salinización de suelos. - El control de la presencia de sustancias tóxicas y bioacumulativas. Se recogen a continuación los contaminantes que pueden ocasionarlos, así como el problema concreto causado por cada uno de ellos. Por lo tanto, las sustancias que se indican deben ser eliminadas o reducidas de las aguas residuales, mediante los métodos que se han señalado en la Tabla anterior, antes de su reutilización. - Sólidos en suspensión: pueden originar depósitos de fango, generando condiciones anaerobias en las aguas y pueden producir colmatación en los suelos. - Sustancias orgánicas biodegradables: pueden agotar o disminuir la concentración de oxígeno disuelto en las aguas y dar lugar a condiciones anaerobias. - Sustancias orgánicas no biodegradables: plantean problemas de toxicidad y bioacumulación en muchos casos, tanto en el medio acuático como en el suelo. Es el caso de los pesticidas organoclorados, por ejemplo. - Bionutrientes: pueden provocar eutrofización en el medio acuático, contaminación por nitratos de las aguas subterráneas o inducir el desarrollo de materia vegetal problemática en aguas de refrigeración industrial. - Metales pesados: causan problemas de toxicidad y bioacumulación en los seres vivos. Pueden limitar el aprovechamiento como aguas de riego. - Sales disueltas: el exceso de salinidad, así como la presencia de ciertos elementos como sodio y boro, es perjudicial para muchos cultivos. El sodio plantea problemas de permeabilidad en los suelos. - Microorganismos patógenos: los problemas de transmisión de enfermedades de estas especies pueden producirse especialmente a través de las aguas, alimentos o por contacto directo con la piel humana. Algunos patógenos, como el bacilo de la tuberculosis o gusanos como la Taenia saginata pueden transmitirse al ganado alimentado en campos regados con aguas residuales y de ahí a los consumidores.
280 ©Ediciones Paraninfo
Capítulo
7
Criterios de calidad del agua. Legislación O
7 .1.
O
7 .2.
Índices de calidad de un agua. Legislación básica sobre aguas.
En este Capítulo se va a realizar una breve aproximación a los diferentes criterios que se utilizan para estudiar la calidad global de diferentes tipos de aguas. Nos referiremos también a algunos de los aspectos legislativos y normativos más importantes que rigen tanto la calidad de las aguas, según el uso al que van a ser destinadas, como aquellos referentes al vertido de aguas residuales a un medio receptor.
7.1.
ÍNDICES DE CALIDAD DE UN AGUA
Existen en la bibliografía una serie de metodologías establecidas para medir, de una forma global, la calidad de los diferentes tipos de aguas. Unas están orientadas a las características físico-químicas de las aguas y otras a sus características biológicas. Ambos tipos ofrecen sus propias ventajas e inconvenientes. Así, en general, los métodos basados en parámetros físicos y químicos suelen permitir unos métodos de muestreo y análisis más rápidos y monitorizados frente a la mayor parte de los métodos biológicos, basados en la observación y medida de ciertas comunidades de seres vivos en las aguas; por otra parte, puede ocurrir que la medida, incluso de un único parámetro, lleve a unos valores de calidad del agua anormalmente bajos, por lo que la elección de los parámetros significativos debe ser cuidadosamente realizada y en muchos casos solo es válida para un uso determinado. Los índices biológicos, que como se ha comentado tienen, en general, una metodología analítica más dificultosa, permiten, sin embargo, un estudio de la influencia real de la contaminación de las aguas sobre el ecosistema acuático. En resumen, la diferencia más representativa entre ambos tipos de índices es que, mientras los métodos físico-químicos dan una información que puede ser exhaustiva de la naturaleza de las especies químicas del agua y de sus propiedades físicas, sin aportar información de su influencia en la vida acuática, los métodos biológicos aportan esta información pero no señalan nada acerca del contaminante o los contaminantes responsables. © Ediciones Paraninfo
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Criterios de calidad del agua. Legislación
Por todo ello, se comprenderá que el ideal será el estudio conjunto de indicadores de uno y otro tipo, por lo que este aspecto de la calidad de las aguas y su forma de medida es un buen ejemplo de la interdisciplinaridad del estudio de la contaminación y de cómo unas y otras materias pueden complementarse.
7.1.1. Indicadores físico-químicos Los índices son unos valores numéricos que tratan de englobar las magnitudes de varios parámetros, en su mayor parte físicos y químicos, aunque en algunos casos incluyen también alguna medida microbiológica, considerados como los más importantes para definir la calidad de un agua. El número y tipo de parámetros varía en los diferentes índices existentes. Cada uno de estos parámetros tiene un grado de participación en el índice que varía según la importancia que se concede al mismo y, en muchos casos, según el uso posterior del agua. Los orígenes de estos índices se remontan a los trabajos de Hutchinson (1957) y Horton (1965), existiendo en la actualidad índices de calidad general del agua e índices específicos para un uso determinado. La finalidad que persiguen, en la mayoría de los casos, es deducir un número adimensional, como combinación o función de los datos analíticos de una muestra de agua, que refleje su calidad ecológica en general o en orden a su utilización posterior (abastecimiento, baño, riego, vida piscícola, etc.). A su vez, estos índices permiten la comparación, si son obtenidos por el mismo método matemáticoanalítico, entre diferentes muestras de aguas tomadas en distintos lugares y épocas. También consiguen de forma rápida y resumida obtener otros resultados, tales como realizar el estudio de la evolución del estado de una determinada agua a lo largo del tiempo, y comprobar la adecuada o no política de gestión ambiental de dicha agua, o por ejemplo, hacer un seguimiento de la evolución de la calidad de las aguas de un río a lo largo de su recorrido. En detrimento de estos índices numéricos está, dada la complejidad del problema de la contaminación, el resumir el estado de las aguas a un único valor. El aprovechamiento más adecuado de estos índices obliga, por lo tanto, a manejar de forma conjunta el índice de calidad y la información global del análisis físico y químico de todos los parámetros. La calidad de un agua no es un concepto absoluto y debe estar en relación con un uso concreto predeterminado; por ello, el cálculo de los índices de calidad ha de tener en cuenta esta condición previa. 7.1.1.1. Índice de calidad general (ICG) En España, a nivel ministerial, se utiliza desde hace años un índice de calidad de las aguas que podríamos englobar dentro de los denominados índices globales o ecológicos de un agua. Es una adaptación del índice de Lamontagne y Provencher del Estado de Quebec (Canadá). El concepto global de calidad de un agua se debe referir a que cumpla requisitos para varios de los usos más habituales, como: posibilidad de potabilización, baño, riego, vida de peces, mantenimiento de la biodiversidad de animales y plantas, etc. 282 © Ediciones Paraninfo
Criterios de calidad del agua. Legislación
O
El ÍNDICE DE CALIDAD GENERAL (ICG) que se utiliza en España, considera 23 parámetros, 9 básicos y 14 complementarios. A cada uno de los parámetros (A.¡), le corresponden unas funciones o factores de ponderación (F 1 y F 2 ), que permiten determinar el índice de calidad con la siguiente ecuación matemática: ICG = 2:
i=l,n
F 1(A.¡) Fz{A.¡n¡) = 2:
i=l,n
Q¡.P¡
Q¡ =nivel de calidad, varía de Oa 100 P¡ =Coeficiente de ponderación (l:P¡ = 1)
La función F 1 pretende transformar el valor analítico de cada parámetro en un valor adimensional o nivel de calidad (Qi), mediante una ecuación matemática, o su correspondiente representación gráfica. La función F 2 trata de ponderar la influencia de cada parámetro en el valor total del índice, lo que podríamos denominar como el «peso» (P¡) de cada uno.
P-=~ 1
L 1/ a¡
Los valores de los coeficientes a, varían de 1 (parámetro muy importante) a 4 (parámetro poco significativo), según la importancia que se le asigne a cada uno de los parámetros que intervengan en el índice. Se consideran parámetros básicos aquellos cuya concentración es siempre significativa cualquiera que sea su valor. Parámetros complementarios son los que afectan sólo a partir de una determinada concentración; sólo intervienen en el cálculo cuando su Q¡ es inferior a 60. Esta consideración de parámetros básicos y complementarios permite la adaptación del índice para usos determinados, según el cual cambiará la naturaleza y número de cada uno de los tipos de parámetros. Los nueve parámetros básicos para aguas superficiales, son: l. Coliformes totales (a= 1) 2. Conductividad (a= 1) 3. DB0 5 (a= 1) 4. DQO (K.Mn0 4 ) (a= 3) 5. Fosfatos totales (a= 3) 6. Materias en suspensión (a= 1) 7. Nitratos (a== 3) 8. Oxígeno Disuelto (a== 1) 9. pH (a== 1) El ICG puede variar de O a 100 y define una serie de niveles de calidad que se establecen según los siguientes valores: ICG
Calidad
100 100-85 85-75 75-60 60-50 <50
Excelente Muy buena Buena Utilizable Mala Pésima
Hay que tener en cuenta que si el Q¡ de algún parámetro resultase O, el agua se considerará rechazable por ese motivo, aunque el índice tenga un determinado valor. En España se han utilizado los valores del ICG para observar la evolución del estado de los ríos a lo largo de los años y a lo largo de su recorrido, utilizando los valores de los datos analíticos de las estaciones de aforo y control existentes en © Ediciones Paraninfo
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D
Criterios de calidad del agua. Legislación
cada uno de ellos. Con estos datos se construyen unos diagramas tridimensionales que representan el valor de los índices, fecha de medida y estación de control. En la Figura 7 .1, se observa la evolución del Índice de Calidad General para los ríos Duero y Tajo a lo largo de 1O años ( 1979-1988). Estos mapas permiten seguir la evolución de la calidad del agua en cada río a lo largo de su recorrido, observar los puntos más conflictivos en cuanto a vertidos y estimar la evolución año a año, lo que permite evaluar los planes de saneamiento de una cuenca. En la figura correspondiente al río Duero, se puede observar una alta calidad en las aguas de cabecera y un deterioro continuado entre las estaciones de aforo de Aranda y Villamarciel, que se corresponde con la contaminación debida a poblaciones importantes como Aranda de Duero (sin depuradora en esos años), la unión con el río Arlanzón y los vertidos de la ciudad y complejo industrial de Valladolid (sin depuradora en esos años). Posteriormente, hay una cierta recuperación natural del río y un nuevo descenso tras la ciudad de Salamanca (sin depuradora). En la correspondiente al río Tajo, es llamativo el gran descenso en la calidad del río tras la estación de aforo de Aranjuez (valores muy por debajo de 50 del índice de calidad); la razón es clara, los vertidos correspondientes a la gran concentración urbana e industrial alrededor de la ciudad de Madrid. Los afluentes posteriores de la cuenca permiten una mejora muy apreciable de las aguas. También los planes de saneamiento de Madrid, posteriores a 1982, con la construcción de una importante red de plantas depuradoras, van permitiendo el aumento de los índices de calidad de este río, aspecto que comienza ya a verse reflejado en los valores de la figura correspondiente.
7.1.1.2.
Otros índices generales de calidad
Existen índices muy diversos que utilizan, bien un distinto número y naturaleza de los parámetros, o bien distintos cálculos y funciones para determinar su valor. Señalemos, por ejemplo, otro índice utilizado en nuestro país, el Índice Simplificado de Calidad de Agua, conocido por sus siglas ISQA, que utiliza los siguientes parámetros: A: DQO-Mn u oxidabilidad al permanganato, como una medida de materia orgánica total. B: Materias en suspensión, como medida de especies insolubles. C: Oxígeno disuelto en el agua, como medida indirecta de materia orgánica biodegradable. D: Conductividad eléctrica, como medida de sales disueltas. T: Temperatura, como factor que afecta a todos los parámetros. La cuantía del índice se calcula con la expresión: ISQA
=
T(A+B+C+D)
empleando unos valores adimensionales de cada parámetro obtenidos a partir de su magnitud en el agua y las correspondientes correlaciones determinadas según una función o gráfico existente para cada uno de ellos. Una variación que tiende a emplearse es el cálculo de índices a partir de parámetros que se controlan automáticamente en la red de control de calidad del agua
284 ©Ediciones Paraninfo
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FUENTE:
MOPU, Dirección General de Medio Ambiente.
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Criterios de calidad del agua. Legislación
de los ríos (Red SAICA), es el caso del «Índice Automático de Calidad de Aguas» (IAQA). Se basa en el anterior ISQA y utiliza la medida de la Temperatura, la Conductividad, el Oxígeno disuelto, la Turbidez -que sustituye a las materias en suspensión- y el Carbono orgánico total (COT) -que sustituye a la DQO-, ya que todos estos parámetros son susceptibles de medida automática en la Red. Existen también índices calculados con menor número de parámetros, como en el caso de Inglaterra, donde utilizan sólo tres (Oxígeno disuelto, DBO y amonio), y con un número mucho mayor, como el caso de Francia, con 27 parámetros. Se definen en ambos casos cinco niveles de calidad de las aguas.
7.1.1.3. Índices de calidad para distintos usos del agua Como se ha comentado anteriormente, existen criterios de calidad de aguas orientados hacia un uso particular de las mismas o un aspecto específico del agua. Dentro de este último apartado se podría considerar lo estudiado en la Sección 4.2 · sobre el nivel de eutrofia de las aguas; con respecto a la calidad de aguas según el uso para el que estén destinadas, ya se comentaron las características más señaladas a tener en cuenta para aguas de uso industrial, de refrigeración y aguas de calderas, en el Apartado 5.3.2. Veamos ahora con más detalle el caso de aguas de riego. Calidad del agua para riego Aunque en nuestro país no existe una legislación aplicable para las aguas destinadas a regadío, sí se utilizan una serie de recomendaciones de calidad para este uso del agua. Los criterios más utilizados que se tienen en cuenta se refieren a criterios de salinidad y toxicidad. a) Criterio de salinidad: Clasificación de Richars. Se mide el riesgo o peligro de salinidad del suelo mediante un índice de salinidad del agua que se relaciona con la conductividad de la misma, como se ve en la Tabla 7.1: TABLA 7.1.
Índices de salinidad del agua según su conductividad
Índice de salinidad del agua
Conductividad eléctrica (µS/cm)
1 2 3
100-250 250-750 750-2.250 > 2.250
4
Riesgo de salinidad del suelo Bajo Medio Alto Muy alto
b) Criterio de sodicidad: Se utiliza el índice de relación de adsorción de sodio (R.A.S.); cuanto mayor sea el valor del índice peor será la calidad del agua para riego.
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Criterios de calidad del agua. Legislación
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Las concentraciones de los cationes se miden en miliequivalentes/litro. La clasificación de baja (S 1) a muy alta (S 4 ) sodicidad (peligro de sodio) se realiza en relación a los siguientes valores del índice: S 1: de O a 10, con bajo contenido en sodio. S 2 : de 10 a 18, con contenido medio en sodio. S 3 : de 18 a 26, con alto contenido en sodio. S4 : mayor de 26, contenido muy elevado en sodio Se utilizan los valores combinados de conductividad de la Tabla 7 .1 y los valores del índice RAS, para la clasificación de aguas de riego en 16 grupos, con mayor o menor peligro de salinidad y de sodio, desde C 1S 1 (mejor calidad) a C4 S4 (peor calidad). e) Criterios de toxicidad: Existen diversas recomendaciones y clasificaciones, tanto para riego genérico como para cultivos específicos o según tipos de suelo. Así, podemos mencionar: - Clasificación de la FAO: Mide contenidos de Na, Cl y B. - Recomendaciones en Inglaterra: Se dan valores límite de 17 elementos (11 metales pesados), que dependen del tipo de suelos.
7.1.2.
Indicadores biológicos de calidad de aguas
De forma paralela al estudio de parámetros físico-químicos para valorar la contaminación de un agua, se ha desarrollado una metodología basada en el factor biológico de las aguas, que tiene el gran interés de ser un factor integrador de todos los restantes que afectan a la calidad. Esta metodología complementa la química clásica, puesto que pretende conocer el efecto biológico ocasionado por los diferentes contaminantes a lo largo del tiempo. Se basa en determinar la influencia de la contaminación en la composición y estructura de las comunidades biológicas que viven en las aguas y los cambios que se producen en las mismas. Aunque el estudio a fondo de la biocenosis del agua escapa a los objetivos de este libro, daremos de una forma concisa una visión de este tipo de índices. Los cambios en la calidad de un agua a lo largo de un cierto tiempo se relacionan con las comunidades presentes en la misma: unos organismos pueden desaparecer con la pérdida de calidad del agua a la vez que otros, más resistentes a la contaminación, se hacen más abundantes. La sucesión y abundancia de especies a lo largo del tiempo o a lo largo del recorrido de un agua permiten tener una infonnación sobre el grado de contaminación que experimenta de fomm continuada. Podemos dividir este tipo de índices en tres grandes grupos:
1.1.2.1.
Índices bióticos
Se basan en el estudio de comunidades acuáticas de determinadas especies, y en especial de los macroinvertebrados bénticos. Éstos comprenden organismos que en sus últimos estados larvarios alcanzan un tamaño igual o superior a 3 mm, viven en las zonas más superficiales de los sedimentos y pertenecen a los taxones de insectos, cn1stáceos, moluscos, oligoquetos, etc. Se trata de organismos de escasa movilidad y relativa sencillez de estudio. ©Ediciones Paraninfo
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Criterios de calidad del agua. Legislación
Entre los índices bióticos más utilizados podemos señalar: - Índice de Trent (1964): se basó en medir el número de grupos faunísticos de macroinvertebrados del río Trent hasta alcanzar el nivel de los menos tolerantes o más sensibles a la contaminación. Existen tablas que relacionan el número de grupos con el índice, cuyo valor oscila entre 10 (aguas más puras) y O (más contaminadas). - Índice de Tuffery y Vemaux (1967): aplicado en Francia y similar al anterior, con la modificación de estudios en zonas de corriente rápida (facies lótica) y de corriente débil (facies léntica). - Índice de Chandler (1970): estudia el nivel de abundancia de cada grupo de organismos presentes, asignando diferentes valores numéricos según su resistencia a la contaminación, más elevados para especies de aguas puras y menores para las especies más resistentes a la contaminación. - Índice BMWP (Biological Monitoring Working Party)(1981): se basa en la identificación de familias, a las que se asignan valores entre 1 (familias en aguas muy contaminadas) y 10 (familias que no toleran la contaminación). Las modificaciones posteriores incluyen familias que no se encontraban en el modelo inicial.
7.1.2.2.
Índices de saprobios
Aunque podrían englobarse como uno más de los índices bióticos, su importancia y especificidad permite entresacados como un bloque separado. Organismos saprobios o saprobióticos son aquellos que viven y se desarrollan en zonas de descomposición de la materia orgánica. Se trata de bacterias, cianofíceas, diatomeas, hongos y protozoos principalmente. Los primeros que desarrollaron el método fueron Kolkwitz y Marsson (1908). Fue sometido a muchas críticas y a algunas revisiones posteriores, cambiando el número de zonas sapróbicas, adaptándolo a diferentes tipos de aguas, se introdujeron variaciones en la valoración y cálculo numérico, pero no se incluyeron cambios fundamentales. Elaboraron listas con un gran número de especies de organismos acuáticos, agrupados en categorías según el grado de suciedad del agua. El método inicial define cuatro zonas o grados de saprobiedad, caracterizadas por una biocenosis específica según el grado de contaminación: - Zona polisaprobia o fuertemente contaminada: aguas en condiciones anaerobias, malolientes, turbias y de color gris muy oscuro. Pocas especies de invertebrados pero muy abundantes en densidad. De 1 a 100 millones de bacterias por ml. - Zona a-mesosaprobia o muy contaminada: con pequeñas concentraciones de oxígeno libre, son aguas turbias y de color gris. Número de bacterias elevado entre 100.000 y 1 millón/ml. Predominan los organismos descomponedores y hay un aumento de productores sobre consumidores. - Zona f3-mesosaprobia o moderadamente contaminada: en condiciones aerobias, son aguas poco turbias, y en general inodoras e incoloras. Con presencia de peces resistentes y disminución de organismos descomponedores (bacterias) y aumento de los productores. - Zona oligosaprobia o débilmente contaminada: aguas saturadas cercanas a la saturación de oxígeno disuelto. El número de bacterias es inferior a
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1.000 por ml. Viven la mayoría de las comunidades de las aguas limpias, incluidos peces menos resistentes a la contaminación.
7.1.2.3.
Otros índices
En este apartado se incluirían los índices de diversidad (Margalef, 1951; Shannon, 1948, etc.), que relacionan la calidad de las aguas con la diversidad de comunidades que albergan. A mayor diversidad, mayor calidad del agua y viceversa. Miden la diversidad (número de especies) y la abundancia (número de individuos de cada una). También se utilizan los índices de relación, que relacionan la calidad de las aguas con la proporción existente entre organismos productores, consumidores y descomponedores en el ecosistema acuático, admitiendo una mayor abundancia de estos últimos en relación a los otros dos niveles tróficos, en aguas contaminadas. El Índice de Gabriel (1946), por ejemplo, se calcula como el cociente entre dos veces el número de productores y la suma de consumidores y descomponedores. Hay índices compuestos, como los llamados Índices de estado ambiental (E), que utilizan de forma combinada un índice de diversidad ecológica y un índice biótico. Miden la probabilidad compuesta que tiene un ambiente acuático para mantener la máxima biodiversidad y que esté integrada por el máximo número de especies intolerantes a la contaminación. Con los resultados numéricos del índice definen diferentes niveles de estado ambiental, de máxima inmadurez (muy baja biodiversidad) a máxima madurez (muy alta biodiversidad).
7.2. LEGISLACIÓN BÁSICA DE AGUAS (Ver actualización en ANEXO) 7.2.1. Legislación y normativas de aguas para diferentes usos Como ya se ha comentado al hablar del término contaminación y de los criterios de calidad, siempre es fundamental tener en cuenta el uso al que vaya a ser destinada un agua determinada. En ese mismo sentido tendremos unas determinadas exigencias legales y normativas para aguas, en función del uso al que vayan a ser destinadas: para aguas potables, aguas superficiales destinadas a ser potables, aguas de baño, aguas destinadas a salvaguardar la vida acuática, aguas para regadío, agua para refrigeración, aguas para uso en calderas ... Para determinar la calidad de un agua, se señalan unos determinados límites a una serie de parámetros indicadores de contaminación que varían en número, naturaleza y valor según la utilización a la que vaya a ser destinada. A modo de ejemplo, en la Tabla 7.2, se indica la legislación española para aguas superficiales destinadas a potables; se clasifican en tres categorías, según el grado de tratamiento que deben recibir para su potabilización: - Tipo Al: tratamiento físico normal y desinfección. - Tipo A2: tratamiento físico normal, tratamiento químico y desinfección. - Tipo A3: tratamiento físico y químico intensivo, afino y desinfección. ©Ediciones Paraninfo
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Criterios de calidad del agua. Legislación TABLA 7 .2.
Calidad de aguas superficiales destinadas a potables (R.O. 1.541/1994 de 8-julio; BOE 179 de 28-julio-1994).
Parámetro pH Color Sólidos en suspensión Temperatura Conductividad a 20ºC Nitratos* Fluoruros Hierro disuelto Manganeso Cobre Zinc Boro Arsénico Cadmio Cromo total Plomo Selenio Mercurio Bario Cianuros Sulfatos ** Cloruro ** Detergentes Fosfatos Fenoles Hidrocarburos disueltos o emulsionados tras extracción en éter de petróleo Hidrocarburos aromát. policíclicos Plaguicidas totales 000 Oxígeno disuelto DB05 Nitrógeno Kjeldahl Amoniaco Sustancias extraíbles con cloroformo Coliformes totales
Unidad
Tipo A1 (6,5- 8,5) Escala Pt 20 mg/I (25) ºC 25 µS/cm (1.000) 50 mg/I N03 mg/I F 1,5 mg/I Fe 0,3 mg/I Mn (0,05) mg/I Cu 0,05 mg/I Zn 3 mg/I B (1) mg/I As 0,05 mg/I Cd 0,005 mg/I Gr 0,05 mg/I Pb 0,05 mg/I Se 0,01 mg/I Hg 0,001 mg/I Ba 0,1 mg/I CN· 0,05 mg/I so¡250 mg/I c1(200) mg/I (laurilsulfato) (0,2) mg/I P205 (0,4) mg/I C6H50H 0,001
mg/I mg/I mg/I mg/I 02 % saturación mg/I 02 mg/I N mg/I NH 4• mg/I SEG Nº/100 mi
Tipo A2 (5,5-9) 100
Tipo A3 (5,5-9) 200
-
-
25 (1 .000) 50 (1 ,7) 2 (0,1) (0,05) 5 (1) 0,05 0,005 0,05 0,05 0,01 0,001 1 0,05 250 (200) (0,2) (0,7) 0,005
25 (1 .000) 50 (1,7) (1) (1) (1) 5 (1) 0, 1 0,005 0,05 0,05 0,01 0,001 1 0,05 250 (200) (0,5) (0,7) 0,1
0,05 0.0002 0,001
0,2 0,0002 0,0025
-
-
(>70) (<3) (1) (0,05) (0,1) (50)
(>50) (<5) (2) 1,5 (0,2) (5.000)
1 0,001 0,005 (30) (>30) (<7) (3) 4 (0,5) (50.000)
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Criterios de calidad del agua. Legislación
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TABLA 7 .2. Calidad de aguas superficiales destinadas a potables
(R.O. 1.541/1994 de 8-julio; BOE 179 de 28-julio-1994) (cont.). Parámetro Coliformes fecales Estreptococos fecales Salmonellas
Unidad Nº/100 mi Nº/100 mi -
Tipo A1 Tipo A2 (20) (2.000) (20) (1.000) Ausente Ausente en en 5.000 mi 1.000 mi
Tipo A3 (20.000) (10.000) -
* En lagos poco profundos de lenta renovación. * * Salvo que no existan aguas más aptas para el consumo.
NOTA: Las cifras entre paréntesis se tomarán como valores indicativos deseables con carácter provisional.
Podemos observar ahora la legislación aplicable a las aguas de baño, Tabla 7.3, donde vemos que el número de parámetros a vigilar es mucho menor; algunos de ellos comunes a la tabla anterior, como casi todas las características microbiológicas, oxígeno disuelto, fenoles, etc., aunque con valores muy diferentes. Lógicamente, aquellos parámetros de posible toxicidad directa deben ser muy controlados en este segundo tipo de aguas. También se puede apreciar que parámetros muy característicos de contaminación como sólidos en suspensión o conductividad, no son tenidos en cuenta en aguas de baño, ya que no afectan de forma importante a este uso del agua. Resumiendo, podemos afirmar que nos encontramos, por lo tanto, con una legislación para cada tipo de aguas según el uso al que van a ser destinadas, por lo que será preciso buscarla y actualizarla en cada caso concreto, y en su caso también, con normas de calidad para aguas con usos específicos, recomendadas por distintos organismos (OMS, FAO, EPA. .. ). A continuación, se relacionan algunas de las disposiciones legales más interesantes relacionadas con la calidad y protección de las aguas:
Normas generales -
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-
Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de julio, que aprueba el texto refundido de la Ley de Aguas, derogando la Ley 29/1985 de Aguas, de 2 de agosto y su modificación en la Ley 46/1999 de 13 de diciembre. Ley 2211988 de 28 de julio, de Costas y el Real Decreto 1471/1989 de 1 de diciembre, referente al Reglamento de Desarrollo y Ejecución de la citada Ley. Modificada por la Ley 53/2002, de 30 de diciembre. Real Decreto 92711988, de 29 de julio, por el que se aprueba el reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica. Modificado por el Real Decreto 1541/1994, de 8 de julio (ANEXO 1 n.º 1).
Límites específicos de calidad de aguas según usos -
Aguas potables o de consumo público: Real Decreto 1.138/1990 de 14 de septiembre, por el que se aprueba la Reglamentación Técnico Sanitaria, y la
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Criterios de calidad del agua. Legislación TABLA 7.3. Anexo correspondiente al R.O. 927/1988 de 29 de julio, que establece las normas de calidad de las aguas de baño.
Parámetros microbiológicos Coliformes totales Coliformes fecales Estreptococos fecales Salmonellas Enterovirus Parámetros físico-químicos pH Color
Aceites minerales
Sustancias tensoactivas Fe no les
Transparencia Oxígeno disuelto Residuos alquitranados y materias flotantes Amoniaco Nitrógeno Kjeldahl Plaguicidas Metales pesados (As, Cd, Cr(VI), Pb, Hg) Cianuros Nitratos y Fosfatos
Unidad
Valores Guía
número/100 mi número/100 mi número/100 mi número/1 1 PFU /10 mi
500 100 100 -
-
Valores límite imperativos 10.000 2.000 -
o o
Frecuencia de muestreo Bimensual (1) Bimensual (1) (2) (2) (2)
6-9 (E) Ningún cambio anormal (E) Sin película superficial y ausencia de olor Sin espuma persistente Sin olor específico :;; 0,05 1 (E) -
(2) Bimensual (1)
-
(3) (3) (2) (2)
mg/I
-
mg/I mg/I
:;; 0,3 -
mg/I mg/I C6H50H
:;; 0,3 -
mg/I C6H50H m (disco Secchi) % saturación
:;; 0,005 2 80-120 Ausencia
mg/I NH,\ mg/I N mg/I mg/I
-
-
mg/I CN· mg/I
-
-
-
(2) Bimensual (1)
(2) Bimensual (1) (2) Bimensual (1) (2) Bimensual (2) Bimensual (1)
(2) (3)
(1) Frecuencias de muestreo que pueden ser reducidas a la mitad, si no se aprecia ninguna condición susceptible de haber disminuido la calidad de las aguas con respecto a años anteriores. (2) Se debe efectuar el análisis de este parámetro cuando las inspecciones realizadas en la zona de baño revelen la presencia del mismo o de un deterioro de la calidad de las aguas. (3) Estos parámetros deberán ser verificados cuando exista una tendencia a la eutrofización de las aguas. (E) Parámetros a los que se refiere el Artículo 4 (apartado a) que pueden sobrepasar los valores indicados en ciertas circunstancias. PFU: unidades formadoras de placa.
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Directiva 98/83/CE del Consejo Europeo, de 3 de noviembre de 1998, relativa a la calidad de las aguas destinadas a consumo humano. Aguas superficiales destinadas a la producción de agua potable: Real Decreto 1.54111994 de 8 de julio y Orden de 11 de mayo de 1988. (Directiva 75/440/CEE). Aguas de baño: Real Decreto 734/1988 de 1 de julio. (Directiva 76/160/CEE). Aguas continentales aptas para la vida de los peces: Real Decreto 927/1988 de 1 de julio. Se clasifican en dos grupos principales: tipo S (aguas salmonícolas aptas para salmón y trucha) y tipo e (aguas ciprinícolas, aptas para ciprínidos como barbos, perca, anguila). (Directiva 78/659/CEE) Aguas destinadas a la cría de moluscos: Real Decreto 927/1988 de 1 de julio. Se refiere a aguas salobres. (Directiva 79/923/CEE). Aguas de uso agrícola. • Índices de primer grado: pH, contenido total en sales (conductividad), iones individuales (sodio, potasio, sulfato, cloruro, etc.). • Índices de segundo grado: miden el efecto de dos o más sustancias en el agua de riego. Índice RAS o relación de absorción de sodio y el índice de Scott o coeficiente alcalimétrico. • Normas combinadas de algunos de los índices anteriores: normas Riverside, Greene. Aguas de uso industrial: existen normas aconsejadas de uso para aguas de calderas, según tipo y presión de trabajo y para aguas de refrigeración.
7.2.2.
Legislación sobre vertidos: el canon de vertido
También existe una legislación para aguas residuales que debe ser cumplida, tanto para vertido directo a cauces o masas de agua, como para vertido a colectores. Se pueden resumir en dos los sistemas de control legislativo de emisión de vertidos: • Método limitativo: por el que se establecen unos valores límite de los parámetros de contaminación, que no pueden ser superados por el vertido industrial. Se utiliza en las Ordenanzas de vertido y en las Reglamentaciones Técnicas. • Método disuasorio: consiste en penalizar el vertido, en general económicamente, de forma progresiva conforme a su carga contaminante. Su aplicación se conoce como canon de vertido, siguiendo el principio de «quien contamina paga», pero que no debe entenderse en su aspecto de «quien paga tiene derecho a contaminar». Si asumimos el principio preventivo en los temas de contaminación, es recomendable el uso, de forma complementaria y conjunta de ambos principios. En el tema de vertidos de aguas residuales es necesario tener en cuenta los diferentes niveles legislativos:
-
Legislación Comunitaria: definida por las diferentes Disposiciones y Directivas que van siendo trasladadas al Ordenamiento Jurídico Español. Se inspira en el concepto de protección del medio ambiente como condición inherente al desarrollo económico. A tener en cuenta: Directiva 76/464/CEE, relativa a la contaminación causada por determinadas sustancias peligrosas vertidas en el medio acuáti.co de la Comunidad, que recoge las famosas Listas Negra y Gris.
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Criterios de calidad del agua. Legislación Directiva 86/280/CEE, relativa a los valores límite y objetivos de calidad para los vertidos de determinadas sustancias peligrosas comprendidas en la Lista I, de la Directiva anterior. Directiva 91/271/CEE, sobre el tratamiento de aguas residuales urbanas, que recoge la definición de las diferentes aguas residuales y regulación de vertidos de sectores industriales con aguas residuales industriales (ARI) biodegradables.
-
Legislación Estatal: la legislación fundamental se encuentra en: Ley 29/1985 de Aguas, los Títulos V y VI y en especial el Capítulo U (Título V) de los Vertidos, Art. 92 y siguientes y sus modificaciones posteriores en la Ley 46/1999 y la nueva Ley de Aguas 1/2001, de 20 de julio. Establecen la utilización racional del agua, la necesidad de lucha contra la contaminación, el establecimiento de valores máximos y canon de vertido, así como la atribución de competencias a los Organismos de Cuenca. Real Decreto 849/1986 de 11 de abril de Reglamento del Dominio Público Hidraúlico, que regula las autorizaciones de vertidos (Art. 251) y el cálculo del canon de vertido (Art 289 y ss.). Modificado en R.D. 606/2003, de 23 de mayo. Real Decreto 927/1988 de 29 de julio de Reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica, que desarrolla los Títulos U y III de la Ley de Aguas. Orden de 12 de noviembre de 1987, sobre normas de emisión, objetivos de calidad y métodos de medición relativos a determinadas sustancias nocivas o peligrosas contenidas en los vertidos de aguas residuales y sus posteriores modificaciones y ampliaciones. Real Decreto 258/1989 de 10 de marzo, por el que se establece la normativa general sobre el vertido de sustancias peligrosas desde tierra al mar, y la Orden de 31 de Octubre de 1989 que desarrolla la anterior disposición. Real decreto 509/1996 que desarrolla el Real Decreto-Ley 1111995, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas.
-
Legislación Autonómica: reúne las diferentes disposiciones (Leyes, Decretos, Órdenes, ... )que ha establecido cada Comunidad Autónoma en virtud de sus competencias, en materia de Saneamiento y Depuración.
-
Legislación Local: recogida en las diferentes Ordenanzas de Vertido de los distintos Ayuntamientos, ya que por la Ley de Régimen Local, la responsabilidad de la gestión del saneamiento municipal es de las Entidades Locales, que regulan los vertidos a las redes de alcantarillado y la depuración de las aguas. En los vertidos de efluentes a un medio receptor hay que considerar dos situaciones posibles: vertido a un cauce fluvial y vertido a un colector municipal.
a) Vertido a un cauce fluvial (Ejemplo de cálculo) La Ley de Aguas (Ley 29/1985, de 2 de agosto) definía los vertidos como «los que se realicen directa o indirectamente en los cauces, cualquiera que sea la naturaleza de éstos, así como los que se lleven a cabo en el subsuelo o sobre el terreno, balsas o excavaciones, mediante evacuación, inyección o depósito». Dichos vertidos requieren una autorización administrativa. También se establecía el pago de un canon de vertido, cuyo importe (I) se calcula de la manera siguiente: I = K.V.UC 294 ©Ediciones Paraninfo
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siendo: K = coeficiente que depende de la naturaleza del vertido y del grado de tratamiento previo. V= volumen de vertido (m 3/año) . UC = valor (pesetas) de la unidad de contaminación (actualmente 3.000 euros). La Tabla 7.4 muestra el cálculo del coeficiente K (K=k .10-5), según el tipo de industria y la estima del grado de tratamiento según sea su pertenencia a las Tablas 1, 2 ó 3, en función de la concentración de contaminantes en sus aguas residuales. La pertenencia a estas tablas se determina teniendo en cuenta los valores indicados en la Tabla 7.5. TABLA 7.4. Cálculo del Coeficiente K.
Naturaleza del vertido Valores de K 1. a) b) c) 2. a) b) c)
Urbano Sin industria lndust. Media Muy industrial Industrial De la clase 1 De la clase 2 De la clase 3
Grado de tratamiento El afluente no supera los valores de Tabla 1 Tabla 2 Tabla 3 1,0 1,2 1,5
0,20 0,24 0,30
0,10 0,12 0,15
2,0 3,0 4,0
0,40 0,60 0,80
0,20 0,30 0,40
A continuación se muestra la clasificación de las distintas industrias: Clase O O. Urbana y/o asimiladas. Clase 1 1. Energía eléctrica. Agua y gas. 2. Siderurgia. Metalurgia. Fabricación de productos metálicos, maquinaria y vehículos de transporte. 3. Productos de molinería y fabricación de pastas alimenticias. Azúcar. Confitería y diversos. 4. Conservas vegetales y preparación de carnes. S. Confección textil y calzado. 6. Industria de la madera y mueble de madera. 7. Manufacturas diversas. Clase 2 8. Industria minera. 9. Industria química de consumo (Transformados). 10. Transformación de minerales no metálicos. Construcción. Cemento. Vidrio y piedra natural. 11. Bebidas alcohólicas. Analcohólicas. Tabaco. © Ediciones Paraninfo
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Criterios de calidad del agua. Legislación TABLA 7.5.
Cálculo del Coeficiente K.
Parámetros Unidad pH Sólidos en suspensión (mg/I) Materias sedimentables (mg/I) Sólidos gruesos DB05 (mg/I) 000 (mg/I) Temperatura (ºC) (incremento zona dispersión) Color (inapreciable en disolución) Aluminio (mg/I) Arsénico (mg/I) Bario (mg/I) Boro (mg/I) Cadmio (mg/I) Cromo 111 (mg/I) Cromo VI (mg/I) Hierro (mg/I) Manganeso (mg/I) Níquel (mg/I) Mercurio (mg/I) Plomo (mg/I) Selenio (mg/I) Estaño (mg/I) Cobre (mg/I) Zinc (mg/I) Tóxicos Metálicos (A) Cianuros (mg/I) Cloruros (mg/I) Sulfuros (mg/I) Sulfitos (mg/I) Sulfatos (mg/I) Fluoruros (mg/I) Fósforo total (mg/I) (B) Amoniaco (mg/I) (C) Nitrógeno nítrico (mg/I) (C) Aceites y grasas (mg/I) Fenoles (mg/I) Aldehídos (mg/I) Detergentes (mg/I) Pesticidas (mg/I) (D)
Tabla 1 5.5-9.5 300 2 Ausentes 300 500 3º 1/40 2 1.0 20 10 0.5 4 0.5 10 10 10 0.1 0.5 0.1 10 10 20 3 1 2.000 2 2 2.000 12 20 50 20 40 1 2 6 0.05
Valores mínimos Tabla 2 Tabla 3 5.5-9.5 5.5-9.5 150 80 1 0.5 Ausentes Ausentes 40 60 200 160 3º 3º 1/30 1/120 1 1 0.5 0.5 20 20 5 2 0.2 0.1 2 3 0.2 0.2 3 2 3 2 3 2 0.05 0.05 0.2 0.2 0.03 0.03 10 10 0.5 0.2 10 3 3 3 0.5 0.5 2.000 2.000 1 1 1 1 2.000 2.000 8 6 20 10 50 15 12 10 25 20 0.5 0.5 1 1 3 2 0.05 0.05
(A): La suma de las fracciones concentración real/límite exigido, relativa a los elementos tóxicos: As, Cd, Cr(VI), Ni, Hg, Pb, Se, Cu y Zn, no superará el valor de 3. (B): El límite se reduce a 0,5, si el vertido se produce a lagos o embalses. (C): El límite se reduce a 1Omg/1 de N total, si el vertido se produce a lagos o embalses. (D): Si se trata exclusivamente de pesticidas fosforados, se admite hasta O,1 mg/I.
296 © Ediciones Paraninfo
Criterios de calidad del agua. legislación
D
12. Fabricación de aceite de oliva. Queserias. Conservas de Pescado. Mataderos. 13. Industria textil (no incluye confección). 14. Industria de pasta de papel y papelera. Clase 3 15. Industria de la piel y el cuero. 16. Tratamiento de superficies y galvanizado. 17. Zootecnia. Sin clase 18. Servicios. En la Tabla 7.5 se recogen los parámetros característicos a considerar como mínimo en la estima del tratamiento de vertido, donde el efluente a verter se encuadra en una de las tres categorias consideradas (tabla 1, 2 ó 3); una vez asignado el efluente a una tabla determinada, se calcula el valor de K (véase la tabla para el cálculo de K) teniendo en cuenta la clase industrial (1, 2 ó 3) a la que pertenece la industria concreta.
b) Vertido a colectores municipales Los vertidos indirectos, es decir, los que se producen en los colectores de los Ayuntamientos (que desembocan en la red municipal de depuración), son gestionados por los respectivos organismos, que son los que conceden las autorizaciones de vertido correspondientes. Las Comunidades Autónomas pueden legislar sobre los valores máximos de concentración de contaminantes en los vertidos efectuados a colectores municipales dentro de sus Comunidades. Por ejemplo, la Ordenanza de Vertidos de la ciudad de Burgos (España), aprobada a 15-IX-98, contiene en el Capítulo II normas referentes a: • Especies que quedan totalmente prohibidas de verter en la red de alcantarillado. • Composición y características de los vertidos a la red de alcantarillado: sustancias que deben estar ausentes, valores máximos permitidos de parámetros y sustancias, en general, y de inhibidores de los procesos biológicos, en particular. • Remite a las exigencias del Organismo de Cuenca, con respecto a las características de los vertidos a la red municipal de alcantarillado de aguas pluviales. • Aplica una cuota de saneamiento, evacuación y depuración de vertidos industriales. La tasa aplicada corresonde a la aplicación de la siguiente fórmula (Ti= pts/m3 vertido). Ti= 23,96 + 0,010202 x DQO + 0,019656 x SS+ 0,75 MI (en pesetas) Ti= 0,1562 + 0,0000613 x DQO + 0,00011816 x SS+ 0,0045 MI (en euros) Siendo DQO =Demanda Química de Oxígeno, en mg Ozfl. SS = Material en Suspensión, en mg/l MI= Materias Inhibidoras, en equitox/m3 •
c) Vertido de aguas residuales urbanas tratadas Los vertidos procedentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas deben cumplir una serie de requisitos en su composición, definidos en el ya citado R.D. 509/96, que limita la concentración de algunos parámetros fundamentales, o bien fija el porcentaje de reducción exigible al proceso de tratamiento utilizado. Estos valores los vemos, de forma simplicada, en la Tabla 7.6: © Ediciones Paraninfo
297
O
Criterios de calidad del agua. Legislación TABLA 7.6.
Parámetros Demanda bioquímica de oxígeno (DB05 a 20ºC) (2) Demanda química de oxígeno (DOO) Total de sólidos en suspensión
Condiciones de vertido de aguas residuales urbanas tratadas
25 mg Oz/I
Porcentaje mínimo de reducción (1) 70-90
125 mg Ozfl
75
Concentración
90 (más de 10.000hb-eq) 35 mg/I (más de 10.000 hb-eq) 60 mg/I (de 2.000 a 10.000 hb-eq) 70 (de 2.000 a 10.000hb-eq)
(1) Reducción relacionada con la carga del caudal de entrada. (2) Se puede sustituir por otro parámetro, como carbono orgánico total (COT) o la demanda total de oxígeno (OTO), si se puede establecer una correlación de los mismos con la 0805.
En el caso de instalaciones que viertan los efluentes en zonas sensibles a la eutrofización, se aplicarán de forma adicional los siguientes límites a compuestos de nitrógeno y fósforo: Parámetro
Concentración
Fósforo total
2 mg/I (de 10.000 a 100.000 hb-eq) 1 mg/I (más de 100.000 hb-eq) 15 mg/l(de 10.000 a 100.000hb-eq) 1Omg/I (más de 100.000 hb-eq)
Nitrógeno total (2)
Porcentaje mínimo de reducción (1) 80 70-80
(1) Reducción relacionada con la carga del caudal de entrada. (2) Equivale a la suma de N-Kjeldahl (N-orgánico+NH 3), nitratos más nitritos.
298 © Edic ion es Pa ra ninfo
P A R T E
El aire 8. Atmósfera. Conceptos básicos. 9. Química de la troposfera: contaminación del aire. 1O. Contaminantes atmosféricos. 11. Control de la contaminación atmosférica. 12. Dispersión de contaminantes en la atmósfera. 13. Efecto invernadero. 14. Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono. 15 . Calidad del aire y legislación .
2
Capítulo
8
Atmósfera. Conceptos básicos o o o o o o
8.1.
8.1. 8.2. 8.3. 8.4. 8.5. 8.6.
Estructura y propiedades. Génesis de la atmósfera terrestre. Composición de la atmósfera. Radiaciones en la atmósfera. Procesos fotoquímicos en la atmósfera. Ciclos biogeoquímicos.
ESTRUCTURA Y PROPIEDADES
Atmósfera terrestre La atmósfera, del griego «atmos» (vapor) y «sphaira» (globo), que rodea a la tierra es una envolvente gaseosa de un espesor de unos 2.000 km. Está dividida en regiones: troposfera, estratosfera, mesosfera, termosfera o ionosfera y exosfera, en la que se encuentra también la magnetosfera; cada una de ellas posee diferentes propiedades relativas a densidad, temperatura, tipo de actividad química que tiene lugar, energía de la radiación solar incidente ... Los límites entre unas regiones y otras reciben el nombre de pausas, son zonas importantes debido a que la mezcla de la atmósfera a través de las mismas es relativamente lenta. En la Figura 8.1 se representan las variaciones de presión y temperatura en la atmósfera, las distintas capas en que se subdivide la misma y los términos habitualmente empleados para referirse a las diferentes zonas.
Troposfera Es la región en contacto con la superficie terrestre. Tiene un espesor medio de unos 12 km, oscilando entre unos 7 km en los Polos y los aproximadamente 17 km del Ecuador. Es la que tiene una densidad más elevada, de hecho se calcula que contiene aproximadamente el 75% de la masa total de la atmósfera y prácticamente todo el vapor de agua y todos los aerosoles. La densidad disminuye con la altura de forma bastante regular. La temperatura también disminuye normalmente con la altura a un ritmo medio de unos 6,5 ºClkm. © Ediciones Paraninfo
301
D Atmósfera. Conceptos básicos
l
Altura: Km
180
160
140
Presión atmosférica (fracción con respecto al valor a nivel del mar)
120
Zonas térmicas:
... ......
10'p
-
TERMOSFERA
o
100
IONOSFERA
Mes opausa
80
60
Estratopausa 40
rn'p
ESTRATOSFERA
20 Tropopausa TROPOSFERA
FIGURA
8.1. Estructura de la atmósfera, representación de la presión y la temperatura con la altura.
En esta región se producen la mayor parte de los fenómenos meteorológicos y hay tanto movimientos verticales como horizontales de las masas de aire, lo que proporciona un medio de transporte de materiales y de dispersión de los contaminantes. El intercambio de materia entre troposfera y estratosfera es relativamente lento en los dos sentidos, debido a la capa de inversión que se produce entre ambas regiones y que recibe el nombre de «tropopausa». La altura de la tropopausa varía con la latitud, la estación del año y los cambios de presión. También es lento el cambio completo de materia entre los hemisferios norte y sur, a causa del régimen de vientos existente, necesitándose del orden de un año para producirse un intercambio total. Estos dos hechos son muy importantes a la hora de considerar las consecuencias originadas por los contaminantes, pues es sabido que la mayor parte de ellos se emiten en la troposfera y en el hemisferio norte.
Estratosfera Es la región que se extiende hasta una altura de unos 50 km, en ella el gradiente de temperaturas se invierte. La temperatura permanece prácticamente constante hasta una altura de unos 25 km, y después aumenta gradualmente has-
302 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
O
ta alcanzar un valor máximo de unos 270 K en los niveles superiores que constituyen la estratopausa. Este incremento se produce por absorción de radiación ultravioleta. La estratosfera es la capa que contiene la mayor parte del ozono atmosférico. En ella prácticamente sólo hay corrientes horizontales de aire y no hay movimientos verticales debido a la ausencia de movimientos de convección, dado que la temperatura aumenta con la altura.
Mesosfera Se extiende entre los 50-100 km de altura. En esta región la temperatura aumenta con la altura en los primeros kilómetros, pero luego vuelve a bajar, como consecuencia de la disminución de ozono, hasta la mesopausa, donde se alcanzan los 180-190 K, que es el nivel más bajo. La presión es muy baja en la mesosfera y desciende desde aproximadamente un milibar a los 50 km hasta 0,01 mb a los 90 km. La composición del aire en esta zona depende de la altura, las concentraciones de vapor de agua y ozono son insignificantes y por el contrario hay una mayor presencia de gases ligeros. A alturas más elevadas los gases comienzan a estratificarse según su masa molecular. Es en esta región, en las latitudes altas, donde se observan las «nubes luminosas» durante las noches de verano, producidas por la formación de especies excitadas en muchos procesos fotoquímicos.
Termosfera o Ionosfera Su límite superior de altura no está definido. En ella la temperatura vuelve a aumentar con la altura hasta alcanzar valores cercanos a los 1.200 Ka unos 350 km, principalmente a causa de la absorción de radiación ultravioleta. Por encima de los 100 km, la atmósfera se ve afectada por rayos X y radiación ultravioleta, lo que causa la ionización de muchas especies, como el oxígeno y el nitrógeno moleculares (ionosfera). La penetración de partículas ionizadas a través de la termosfera es la causa de las auroras boreales y australes. Podemos, por tanto, afirmar que en esta capa se produce mucha actividad fotoquímica.
Exosfera y magnetosfera La base de la exosfera se encuentra entre unos 500-750 km. Está formada mayoritariamente por átomos e iones de oxígeno, hidrógeno y helio. Los átomos neutros, hidrógeno y helio, pueden escapar hacia el espacio. El hidrógeno atómico es sustituido por el procedente de la descomposición del vapor de agua y del metano. El helio es producido por la acción de los rayos cósmicos sobre el nitrógeno y por desintegración, lenta pero constante, de los elementos radiactivos de la corteza terrestre. La concentración de partículas ionizadas va aumentando a través de la exosfera y más allá de los 2.000 km se encuentra una enorme banda de radiaciones que se extiende hasta unos 55.000 km de altura y que recibe el nombre de magnetosfera. En ella sólo hay electrones y protones, partículas que se concentran en © Ediciones Paraninfo
303
O
Atmósfera. Conceptos básicos
dos zonas, a unos 4.000 y 20.000 km (cinturones de radiación de Van Allan), aparentemente a consecuencia de la captura, por el campo magnético terrestre, de partículas ionizadas procedentes del sol y de radiación cósmica. Junto a esta división por regiones de la atmósfera, a veces se utilizan también los siguientes términos: Homosfera, se designa con este nombre la parte de la atmósfera de composición más homogénea en cuanto a constituyentes gaseosos (por debajo de unos 90 km, es decir, comprende la troposfera, la estratosfera y la mesosfera). En ella la masa molecular media de los principales constituyentes permanece prácticamente constante. Heterosfera, se denomina así la parte de la atmósfera situada por encima de la homosfera. En esta zona se producen cambios importantes en la composición química (abundan iones y especies disociadas), a consecuencia de la absorción de luz más energética (menor longitud de onda) y en ella predominan los procesos de transferencia de materia por difusión (transporte por gradiente de concentración). Esta región se puede a su vez subdividir en capas, en razón a su composición mayoritaria y a las respectivas densidades electrónicas. Quimiosfera, comprende la mesosfera y estratosfera. Se establece esta denominación para resaltar la gran actividad fotoquímica que se desarrolla y que está dominada por las especies minoritarias presentes.
8.2.
GÉNESIS DE LA ATMÓSFERA TERRESTRE
La Tierra es uno de los planetas denominados «internos» dentro del sistema solar. Se considera que la formación de los mismos se produjo mediante la concentración de polvo y gas galácticos, lo que provocó la formación de un núcleo metálico (hierro, fundamentalmente) y una envolvente de silicatos y otros minerales carbonáceos. Como podemos observar en la Tabla 8.1, la Tierra posee una atmósfera de composición muy diferente a la del resto de los planetas. Cabría destacar las diferencias entre las atmósferas de los planetas «externos» -Júpiter, Saturno, Urano y Neptuno- ricas en hidrógeno y helio esencialmente, y las de los internos -Venus, Marte y la Tierra-. La atmósfera de estos planetas internos tampoco es semejante en todos los casos: Venus y Marte son ricos en dióxido de carbono y nitrógeno, mientras que la Tierra destaca por su relativamente bajo contenido en dióxido de carbono y sus altos porcentajes de nitrógeno y oxígeno moleculares. Para explicar estos hechos, veamos, de forma sucinta, la formación y desarrollo de la atmósfera terrestre: El elevado calor desarrollado tras la formación del núcleo terrestre pudo provocar la emisión de gases atrapados y la disociación de minerales. El hidrógeno y el helio (gases muy ligeros) escaparon al espacio al no poder ser retenidos por el campo magnético terrestre. Sin embargo, una parte del hidrógeno quedó fijada por reacción con algunos elementos más pesados, lo que dio origen a una atmósfera primitiva o pre-atmósfera de carácter reductor, con predominio de metano (CH 4 ), amoniaco (NH 3) y agua (H 2 0). La evolución a lo que en ocasiones se denomina «atmósfera primaria», constituida mayoritariamente por dióxido de carbono (C0 2 ), nitrógeno molecular (N2 )
304 ©Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos D TABLA
Cuerpo
Sol Venus Tierra Marte Júpiter Saturno Urano Neptuno Titán*
8.1. Composición química de la atmósfera de los planetas del sistema solar (Valores en % en volumen).
Temperatura superficial en K -
732 288 223 170 130 59,4 59,3 95
H2
He
H20
C0 2
1.10·1 89 11 3 3 3 1.102.10· 2.10· 96,5 5,3-10-5 5,2·10º4 0-4 3,35·rn-2 3.rn-2 95,3 5.10·4 90 10 5.rn-4 4 96 85 85 2.rn-1
15 15 -
-
-
-
N2
3,5 78,1 2,7 -
-
82
02
CH 4
Ar
6.rn-2 5 7.rn-3 5.10· 20,9 1,7-10º4 9,3.rn-11,3.10-1 1,6 2,4-10-1 2.10·1 -
2.10·3
-
< 1.rn-5
3.10·3 3
-
12
* Titán es un satélite de Saturno. R. P. Wayne, Chemistry of atmospheres, Clarendon Press, Oxford.
FUENTE:
y vapor de agua (H 2 0)(g), pudo producirse por los procesos de oxidación de las especies anteriores al reaccionar con oxígeno pre-biológico. CH4 + 2 0 2 2 NH 3 + 3/2 0 2 Este oxígeno pre-biológico se pudo ir generando en los procesos de fotolisis de la propia agua y del dióxido de carbono originado. Junto a estas reacciones, la presencia de oxígeno atmosférico fue la causa de que se fuera originando una capa de ozono estratosférico, cada vez más intensa.
Esta capa de ozono colaboró al enfriamiento de la superficie terrestre, y por tanto a la condensación del agua atmosférica, dando lugar a los océanos. Es en el medio acuoso donde se cree que empezó a desarrollarse la vida, que evolucionó, desde unos primeros microorganismos (tras la síntesis de aminoácidos y proteínas) hasta seres vivos con actividad fotosintética. A través de este proceso de fotosíntesis, mediante el aporte energético de la luz solar, se produce la fijación del C0 2 atmosférico y la producción de oxígeno biológico, llegándose a los valores actuales de equilibrio de los gases mayoritarios de la atmósfera terrestre. Se puede afirmar, sin lugar a duda, que es la existencia de vida en la Tierra la que origina su atmósfera «especial» (en ausencia de vida, la concentración de oxígeno producido por procesos fotoquímicos de carácter inorgánico sería similar a la de Venus y Marte), así como que la evolución biológica ha seguido paralela a la formación de una atmósfera cada vez más rica en oxígeno. © Ediciones Paraninfo
305
O
Atmósfera. Conceptos básicos
8.3. COMPOSICIÓN DE LA ATMÓSFERA En la atmósfera terrestre encontramos dos tipos de componentes: gases y aerosoles.
Gases La composición del aire, en sus componentes mayoritarios, es bastante constante desde el nivel del suelo hasta una altura de aproximadamente 100 km, donde aparecen variaciones debidas a las radiaciones solar y cósmica y al campo gravitacional de la propia Tierra. La composición del aire seco, a nivel del suelo, libre de contaminación, se indica en la Tabla 8.2. Podemos apreciar la existencia de algunos componentes claramente mayoritarios como el nitrógeno y oxígeno. Otros, tales como el argón y dióxido de carbono, están en una proporción muy inferior a los dos anteriores pero claramente superior a la del resto de componentes y, por último, una serie de compuestos diversos cuya existencia no podemos ignorar a pesar de la baja proporción en que se encuentran. Esta composición del aire suele ser bastante homogénea en toda la atmósfera que rodea la superficie terrestre, presentando únicamente variaciones importantes de TABLA 8.2. Composición química del aire en las proximidades del suelo.
Gases PERMANENTES Nitrógeno Oxígeno Argón Helio Neón Krypton Xenón VARIABLES Dióxido de carbono Metano Hidrógeno Monóxido de dinitrógeno Ozono MUY VARIABLES Agua Monóxido de carbono Amoniaco Dióxido de nitrogeno Dióxido de azufre Sulfuro de hidrógeno r~
% en volumen
Tiempo de permanencia
N2 02 Ar He Ne Kr Xe
78,08 20,95 0,93 0,00052 0,00018 0,0001 0,000008
106 años 5.103años -
C0 2 CH 4 H2 N20
0,03 0,00015 0,00005 0,00002 0,000002
15 años 5 años 7 años 8 años 2 años
0-5 0,00001 0,0000006 0,0000001 0,00000002 0,00000002
10 días 1/2 año 7 días 6 días 3 días 2 días
03 H20
co NH3 N02 S02 H2S
107 años
-
- -
306 © Edic iones Para ninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
O
unas zonas a otras en el contenido en agua, que puede ser prácticamente nulo en algunas regiones y alcanzar en otras concentraciones de hasta un 5% en volumen. Los componentes mayoritarios mantienen una misma proporción hasta una altura de unos 80 km, aunque la proporción de ozono es mayor en la estratosfera y alcanza un máximo a una altura de unos 25 km, como consecuencia de las reacciones fotoquímicas que se producen en ella, que se comentarán en el apartado 8.5. La mesosfera y la termosfera presentan un importante contenido de especies iónicas y atómicas (O/, N 2•, N, O), a causa de las reacciones de fotoionización y fotodisociación que la radiación UV origina en las mismas. Anteriormente, hemos hablado de la composición de la atmósfera teniendo en cuenta la clasificación como mayoritaria o minoritaria de las especies químicas presentes en la misma. Es posible también clasificar los componentes teniendo en cuenta el «tiempo de permanencia» (t) de los gases como tales en la atmósfera. Se define tiempo de permanencia como la vida media de las moléculas de un gas, calculada, en su forma más sencilla, por la relación entre la concentración atmosférica de una especie y la velocidad de aportación de la misma. Así, hablamos de los siguientes grupos: - Gases permanentes, con t > 1.000 años (N 2 , 0 2 y Gases nobles). - Gases variables, con 100 > t > 1 años (C0 2 , CH 4 , H 2 , N 2 0, 0 3 ). - Gases muy variables, con t < 1 año (H 2 0 (v), CO, N0 2 , NH 3 , S0 2 , H 2 S, ... ). A medida que disminuye la vida media, la variación de la concentración de un gas aumenta en el tiempo y en el espacio. Al ser la concentración de los gases permanentes prácticamente invariable, los cambios del estado físico de la atmósfera se rigen, fundamentalmente, por la concentración de los gases variables y de las partículas de aerosol.
Aerosoles Como se ha indicado, además de gases, en la atmósfera existen aerosoles, materiales sólidos y líquidos en suspensión. Provienen, fundamentalmente, de procesos fisico-químicos naturales de diversos tipos: erosión, erupciones volcánicas, aerosoles marinos, incendios forestales naturales ... Su composición puede ser muy variable, los aerosoles marinos, por ejemplo, están formados además de por su componente mayoritario, el cloruro de sodio, por otras especies inorgánicas (magnesio, fósforo, potasio, metales ... ) y orgánicas (residuos de algas y plancton). Todos ellos actúan como centros de condensación en la formación de nubes y permiten aumentar la fertilidad de los suelos. Se calcula que en una región de pluviosidad media el depósito es de 1 g partícula/m2 suelo, lo que permite aumentar la fertilidad del mismo. El tiempo de residencia es función del tamaño, ya que poseen distinta velocidad de sedimentación. Por ejemplo, las partículas de diámetro en torno a 10 µm tienen una velocidad de caída del orden de 0,01 mis, mientras que las de diámetro en torno a 1 µm sedimentan a unos 0,0001 m/s. El conocimiento de la composición de la atmósfera es importante desde el punto de vista medioambiental, ya que los parámetros físicos y el clima dependen en alguna medida de dicha composición. Por ejemplo, la nubosidad y la precipitación están directamente relacionadas con la naturaleza de los aerosoles; los balances de radiaciones y térmico (circulación general), están influenciados por la cantidad y «calidad» de los gases y partículas de la atmósfera. © Ediciones Paraninfo
307
D Atmósfera. Conceptos básicos Existe una interrelación entre composición química y clima, de ahí también la importancia de la presencia de contaminantes, pues son causa de que aparezcan nuevas sustancias y se modifiquen la concentración y distribución de otras. También es importante tener conocimiento de la composición de la atmósfera para poder discutir posteriormente la posible contaminación de la misma, ya que ésta se puede entender como una alteración de la composición natural causada por la acción humana.
8.4.
RADIACIONES EN LA ATMÓSFERA
Las radiaciones que llegan a nuestra atmósfera tienen como fuente más importante el sol, aunque también existen otras provenientes del resto del universo (rayos cósmicos). Nos referiremos exclusivamente a la radiación proveniente del sol, que es la que más importancia tiene en las regiones más cercanas a la superficie terrestre. El espectro electromagnético se divide en las zonas que a continuación se señalan, según la longitud de onda de la radiación. En la parte superior se indican las unidades que con más frecuencia se emplean para cada una de las regiones del espectro, en la parte inferior se unifican todas las longitudes de onda en metros. Unidades de A empleadas habitualmente
pm
nm
Rayos gamma
j
Rayos X
.2
µm
mm
Infrarrojo
Microondas
m Ondas de radio
>
~
onda corta
:::>
Longitud de onda (m)
10-12
10-10
10-8
10-6
10-4
10-2
Log de la frecuencia (Hz)
20,5
18,5
16,5
14,5
12,5
10,5
km
10 8,5
¡
onda larga
102
104
6,5
4,5
El 99% de la energía de la radiación solar (correspondiente a la de un cuerpo negro a 5.760 K) pertenece al intervalo de longitud de onda comprendido entre 100 y 4.000 nm (Figura 8.2), que incluye las regiones del Ultravioleta entre 100400 nm, Visible entre 400-800 nm e Infrarroja, distinguiéndose en esta última el infrarrojo próximo (800
308 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos D
Ji! 400
radiación terrestre (T=255K)
E
~
400
800 1000
4000
10000
10'
longitud de onda (nm)
FUENTE: Mundo Científico, n.º 126, julio-agosto, 1992. FIGURA 8.2.
Relación intensidad de radiación/longitud de onda de la radiación solar y a diferente escala la de la radiación terrestre.
Los fenómenos que sufre dicha radiación, desde que llega a la atmósfera hasta que incide en la superficie terrestre, son fenómenos de absorción, dispersión y reflexión.
Absorción de la radiación solar Los gases presentes en la atmósfera, y en mucha menor medida las nubes y partículas, son responsables, aproximadamente, de la absorción de un 20% del total de la radiación solar. Esta absorción se produce en porcentajes muy diferentes según la región del espectro electromagnético. Cabe señalar que la absorción de las radiaciones más energéticas (UV medio y lejano) en las regiones más externas de la atmósfera provoca procesos de fotodisociación y fotoionización. También tiene una especial relevancia la absorción ocasionada por el ozono en la estratosfera (25-30 km), que absorbe radiaciones con longitud de onda entre 240-31 O nm, es decir, de una zona del ultravioleta bastante energética y que supone aproximadamente el 5% de la radiación incidente en el límite de la atmósfera. En lo que respecta a la radiación infrarroja, debemos indicar que, entre los componentes mayoritarios, los gases responsables de su absorción son el vapor de agua y el dióxido de carbono (C0 2), y en menor medida metano (CH4 ), monóxido de dinitrógeno (N2 0), etc. (gases de invernadero). Las nubes y el resto de partículas sólidas y/o líquidas sólo absorben del orden del 1-2% de la radiación. En la Figura 8.3 se recoge el espectro de absorción de radiación por algunas de las especies oxigenadas presentes en la atmósfera terrestre. Como consecuencia de estas absorciones, la radiación que llega a la superficie terrestre corresponde mayoritariamente a la región del visible, pues es en esta zona donde la radiación solar tiene un mínimo de absorción, por tanto una mayor «ventana» de paso. Las «ventanas» en la zona del IR son menores y hay casi una absorción total de la radiación ultravioleta. © Ediciones Paraninfo
309
D Atmósfera. Conceptos básicos "Ventanas" en la zona de IR: permiten el paso de algunas radiaciones terrestres hacia la atmósfera exterior
"Ventana" en la zona de UV·VIS: permite el paso de radiación solar hacia la Tierra
1 1
200
400
1
- 300 nm
FUENTE :
600
H,O
~ºº
1
H,O
1.000
co,
2.000
co,
co,
H,O
4.000 6.000 8.000 12.000 20.000 30.000 Longitud de onda en nm
1
-700 nm
Mundo Científico, n.º 126, julio-agosto, 1992.
FIGURA 8.3. Absorción de los componentes oxigenados mayoritarios de la atmósfera terrestre.
Dispersión y reflexión de la radiación solar Las especies presentes en el aire son también responsables de fenómenos de dispersión y reflexión de la radiación solar. En conjunto, se calcula que por ambos procesos retorna al espacio del orden de un 30% de la radiación solar que incide sobre la atmósfera. El fenómeno de la dispersión se produce cuando la longitud de onda de la radiación es del orden de magnitud de las moléculas presentes en el aire y es función del ángulo de incidencia de los rayos (estos fenómenos son causantes de las diferentes coloraciones del cielo). Se estima que aproximadamente un 7% de la radiación es dispersado por los distintos aerosoles existentes en la atmósfera hacia el espacio exterior, y un 24% es reflejado hacia el mismo por las nubes. La magnitud de la reflexión por las nubes depende del espesor de las mismas. El parámetro empleado para medir la relación entre la cantidad de radiación reflejada y la recibida por una superficie se denomina «albedo» y se expresa en tanto por ciento. Se calcula que el conjunto formado por la Tierra y su atmósfera tiene un albedo entre 34-40%, siendo mayor en verano y mostrando mínimos en regiones anticiclónicas (sin nubes). A causa de los procesos anteriormente descritos, la radiación solar incidente sobre la superficie terrestre es, aproximadamente, sólo el 45-50% de la radiación solar incidente sobre la atmósfera, como se muestra en la Figura 8.4. En la superficie se produce también una reflexión al espacio del 4-5% de la radiación incidente. La magnitud de la reflexión depende de la naturaleza de la superficie, máxima para nieve fresca (-80-85%) y mínima para el agua tranquila.
Radiación terrestre La radiación absorbida por la superficie terrestre es a su vez remitida hacia la atmósfera como radiación «calorífica», de longitud de onda larga durante las horas nocturnas. También hay remisión de energía no radiativa por la superficie
310 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
O
mediante procesos de evaporación (calor latente) y convección. Todos estos fenómenos provocan el calentamiento de la troposfera. El espectro de radiación terrestre remitida hacia la atmósfera exterior se ajusta bastante al de un cuerpo negro a unos 250-300 K y corresponde a un intervalo de longitudes de onda superiores a 4.000 nm, alcanzándose el máximo en torno a los 12.000 nm. En la Figura 8.2, comentada anteriormente al exponer la radiación solar, se observa también la relación intensidad/longitud de onda de la radiación terrestre, y se puede apreciar la diferencia de longitudes de onda entre ambas. Las radiaciones remitidas por la superficie terrestre experimentan fenómenos de absorción por parte de algunos componentes de la atmósfera, principalmente, por el vapor de agua (H2 0 g) y dióxido de carbono (C0 2 ) que absorben fuertemente entre 4.000 y 30.000 nm, y otros gases minoritarios-ozono (0 3 ), óxido de dinitrógeno (N20), metano (CH4 ), ...-que tienen un comportamiento semejante. En la Figura 8.3 vimos el espectro de absorción de los compuestos oxigenados mayoritarios componentes de la atmósfera terrestre, y se señalaban en ella las principales zonas del espectro («ventanas») que permiten el paso de la radiación solar hacia la superficie terrestre y aquellas por las que se produce el paso de la radiación terrestre hacia la atmósfera exterior. Esta absorción de radiación provoca un mantenimiento de la temperatura de la región de la atmósfera cercana a la superficie terrestre en valores que permiten el desarrollo de la vida tal como la conocemos, es lo que se denomina «efecto invernadero natural». El incremento de este fenómeno por causas antropogénicas (aumento de concentración de gases invernadero y/o emisión de especies nuevas capaces de absorber radiaciones de simi-
RADIACIÓN REFLEJADA POR LA SUPERFICIE TERRESTRE = 4%
-----
RADIACIÓN DISPERSADA Y REFLEJADA POR AEROSOLES= 7%
......................
.... ....
eorn,No1
RADIACIÓN ABSORBI
....
ATMÓSFERA
TIERRA
FIGURA 8.4. Esquema de cantidades relativas de radiación solar absorbida, reflejada y dispersada
por la atmósfera y de la radiación incidente sobre la superficie terrestre. © Ediciones Paraninfo
311
O
Atmósfera. Conceptos básicos
lares longitudes de onda) es tema actual de estudio y preocupación, dada la relación del mismo con los problemas asociados al llamado «cambio climático».
8.5.
PROCESOS FOTOQUÍMICOS EN LA ATMÓSFERA
Aunque la vida terrestre transcurre en la troposfera, es importante el conocimiento de los procesos que tienen lugar en las zonas altas de la atmósfera, pues son determinantes para el mantenimiento de las condiciones actuales de la biosfera. Estas zonas, a pesar de la pequeña masa de aire que contienen, forman una barrera contra las radiaciones y partículas de alta energía que se encuentran continuamente bombardeando el planeta, pues, de hecho, la radiación de la zona UV es lo suficientemente energética como para producir alteraciones en las diferentes sustancias que constituyen la atmósfera. Por ello, al absorberlas, las moléculas y átomos de la misma sufren procesos fotoquímicos. La absorción de luz por especies químicas puede provocar reacciones que no se producen, a igualdad de condiciones de presión y temperatura, en ausencia de luz. Estas reacciones juegan un papel determinante en la naturaleza y destino de las especies químicas en la atmósfera. Los tres tipos de especies, relativamente reactivas e inestables, que hallamos en la atmósfera, y que están fuertemente involucradas en los procesos químicos atmosféricos, son: • Moléculas excitadas electrónicamente • Radicales libres • Iones
Moléculas excitadas en la atmósfera Las moléculas excitadas se producen por absorción de radiación ultravioleta o visible, lo que origina estados excitados triplete o singlete en las mismas. Si la luz que se absorbe pertenece al visible, la especie absorbente se ve coloreada (por ejemplo el N0 2). Las especies excitadas electrónicamente tienen una vida media finita, generalmente muy corta, porque pueden perder energía por emisión de radiación sin tener, necesariamente, que reaccionar con otras especies. De hecho, la forma en que pierden su exceso de energía puede transcurrir por cualquiera de las tres vías que a continuación se indican: • Disociación de la molécula excitada: (por ejemplo) 0 2*--+ O+ O • Reacción directa con otras especies: (por ejemplo) 0 2• + 0 3 --+ 2 0 2 +O • Ionización con la pérdida de un electrón: (por ejemplo) N/--+ N 2+ +eLa absorción de radiación infrarroja no es suficientemente energética para romper enlaces, pero ocasiona el aumento de energía vibracional y rotacional. Esta energía se disipa como calor y aumenta la temperatura de toda la atmósfera.
Iones y radicales libres en la atmósfera En altitudes superiores a 50 km, los iones son tan prevalentes que la región se denomina ionosfera. La luz ultravioleta es la primera productora de iones. En la oscuridad, los iones positivos se recombinan lentamente con electrones libres. El 312 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
O
proceso es especialmente rápido en las zonas más bajas de la ionosfera, donde la concentración de especies es relativamente alta, por ello, el límite inferior de la ionosfera sube por la noche y hace posible la transmisión de las ondas de radio a distancias mucho mayores. Los radicales libres se forman también por acción de la radiación solar. Son especies involucradas en muchos fenómenos químicos atmosféricos y su existencia es de la mayor importancia dada su alta reactividad, aunque su tiempo de permanencia sea corto. Es importante distinguir entre alta reactividad e inestabilidad. Un radical libre o un átomo, totalmente aislados, podrían ser bastante estables. Además, radicales libres y átomos pueden persistir bajo condiciones enrarecidas en elevadas altitudes, porque pueden recorrer largas distancias antes de colisionar con otras especies reactivas. De hecho, la atmósfera superior está tan enrarecida que los radicales, a mucha altitud, pueden tener una vida media de varios minutos, o incluso más larga. Los radicales libres pueden participar en reacciones en cadena. En la génesis del fenómeno de contaminación denominado «Smog fotoquímico» se encuentran involucrados radicales libres formados en la troposfera.
Radical Hidroxilo(HO• ): Es la especie intermedia reactiva más importante en los procesos químicos atmosféricos. Los mecanismos de formación son varios: En las regiones más altas se produce por fotolisis del agua
En experiencias de laboratorio, y también en cierta extensión en la atmósfera, puede producirse, por ejemplo, por fotolisis del ácido nitroso: HONO + hv
_,.
HO• + NO
En la troposfera, relativamente no contaminada, se origina por fotolisis del ozono seguida de reacción de una fracción de oxígeno atómico excitado con moléculas de agua. 0 3 + hv (A.< 310 nm)
o·+ H 20
_,. --...
o·+ 02 2 HO•
Entre las especies traza más importantes que reaccionan con el radical HO• están el CO, S0 2 , H 2 S, CH 4 y NO, que conducen a la aparición de nuevos radicales y especies, como, por ejemplo, en los procesos que a continuación se indican: CO + HO• CH4 + HO•
C02 + H• (reacción más frecuente)
H 3 C• + 0 2
H 3 COO• (radical metilperóxido)
H 3 C• + H 2 0
También puede tener lugar la reacción de formación del radical hidroperóxido, que posteriormente interviene en posibles reacciones de terminación de cadena: H• +02 HOO• + HO• HOO• + HOO• © Ediciones Paraninfo
_,. HOO• _,. H20 + 02 _,. H 2 0 2 + 0 2 313
D
Atmósfera. Conceptos básicos o en procesos que regeneran el radical (HO• ), HOO• + NO HOO• + 0 3
__,. __,.
N0 2 + HO• 2 0 2 + HO•
La concentración global promedio diurna de OH•, en la troposfera, oscila entre 2.10 5-106 radicales/cm 3 • A causa de la mayor humedad y mayor incidencia solar, lo que conlleva una mayor concentración de oxígeno atómico excitado, la concentración del radical HO• es mayor en las regiones tropicales. Debido a la mayor concentración de monóxido de carbono en el hemisferio norte, que como se ha visto es capaz de reaccionar con el radical HO•, la concentración de éste es más alta en el hemisferio sur.
8.5.1.
Regiones altas
El papel jugado por las regiones altas de la atmósfera -mesosfera y termosfera- es determinante para impedir que lleguen las radiaciones más energéticas (UV) de la radiación solar a la superficie terrestre. Como se ha comentado en el apartado 8.4, en estas zonas tienen lugar, con especial relevancia, procesos fotoquímicos de fotoionización y fotodisociación, que permiten la absorción de las radiaciones de la zona del ultravioleta lejano que, al ser las más energéticas, son las más perjudiciales para la vida en la biosfera. Veamos con más detalle algunos de los procesos de ionización y disociación más frecuentes:
Fotoionización Por encima de unos 80 km, es decir en la termosfera y zonas altas de la mesosfera, los procesos más importantes son de ionización de gases, del tipo de los que a continuación se indican, lo que implica la absorción de radiaciones ultravioletas muy energéticas: N 2 + hv
__,. O+ hv __,. H + hv __,. 0 2 + hv __,. NO+ hv __,.
N 2 + +eQ+ +eH+ +e02+ +eNO+ +e-
Eionización = 1.495 kJ/mol Eionización = 1.303 kJ/mol Eionización = 1.312 kJ/mol Eionización = 1.205 kJ/mol Eionización = 890 kJ/mol
'A 'A'A'A'A-
80,1 nm 91,8 nm 91,2 nm 99,3 nm 134,5 nm
Fotodisociación Radiaciones algo menos energéticas (UV medio y cercano) son las responsables de reacciones de disociación, fundamentalmente de especies oxigenadas y nitrogenadas, del tipo que se indica: N1 NO 02
+ + +
hv hv hv
__,. __,. __,.
N+N N+O O+O
E = 943 kJ/mol E = 633 kJ/mol E = 495 kJ/mol
'A- 127 nm 'A- 189 nm 'A- 242 nm
314 ©Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos N 20 H 20 N02
+ + +
__,.
hv hv hv
__,.
__,.
E = 355 kJ/mol E = 355 kJ/mol E= 315 kJ/mol
N 2 +O H+OH NO+O
D
A. - 337 nm A. - 337 nm A. - 380 nm
Un ejemplo de la importancia de estos procesos es lo que ocurre con el oxígeno, que se traduce en que a alturas superiores a 400 km sólo un 1% del oxígeno permanece en forma molecular, cantidad que aumenta hasta un 50% a alturas de hasta 130 km, convirtiéndose en el componente mayoritario por debajo de la misma. Mediante estos procesos fotoquímicos los componentes gaseosos de la termosfera, mesosfera y estratosfera absorben la mayor parte de la radiación de onda corta antes de alcanzar la atmósfera interna.
8.5.2.
Capa de ozono estratosférico
A pesar de las reacciones mencionadas anteriormente, aún sería posible la llegada a la superficie terrestre de un importante porcentaje de radiaciones de longitudes de onda comprendidas entre 240 y 300 nm. La absorción de éstas corre a cargo del ozono existente en las capas altas, fundamentalmente en la estratosfera; en la Figura 8.5 se aprecia la variación de la concentración de este gas con la altura.
60
mesosfera
40 estratosfera
20
troposfera
2
3
4
5
Concentración de ozono en la estratosfera Trillones de moléculas/cm 3
FUENTE: NASA Goddard Space Flight Center.
FIGURA 8.5. ©Ediciones Paraninfo
Variación de la concentración de ozono en la atmósfera con la altura.
315
O
Atmósfera. Conceptos básicos
Las reacciones implicadas originan un ciclo y se deben a la existencia de oxígeno atómico y molecular en la mesosfera y estratosfera. En el citado ciclo interviene una determinada especie, señalada en este texto con la letra M, que puede ser cualquiera de los gases componentes de la atmósfera, fundamentalmente oxígeno o nitrógeno moleculares, que son los que absorben el exceso de energía que acompaña al proceso, convirtiéndose en la especie excitada M*· El ciclo transcurre a través de las cuatro reacciones (a, b, c y d) que a continuación se indican. En ellas, apreciamos que existe un equilibrio entre el ozono generado en el proceso b) y el destruido en la reacción c). Este equilibrio permite que la concentración de ozono en la estratosfera permanezca constante, si no existen factores externos que distorsionen el ciclo. a) b) c) d)
Oz(g) + hv (A. - 242 nm) O(g) + Oz(g) + M(g) 0 3 (g) + hv (240
2 O(g) üig) + M*(g) +calor Oz(g) + O(g) Oz(g) + M*(g) +calor
El ozono, en la reacción c) de las indicadas, absorbe radiaciones solares, fundamentalmente de la zona UV, de longitudes de onda entre unos 240-31 O nm, que no habían sido detenidas en las capas superiores -mesosfera y termosfera-, lo que es esencial para la vida terrestre. Este ciclo del ozono es el responsable de la temperatura máxima de la estratosfera, al ser by d reacciones exotérmicas. Las consecuencias de todos estos procesos, en lo que respecta a la composición química de las distintas regiones de la atmósfera, se aprecian en la Figura 8.6 donde se representa esquemáticamente el tipo de radiaciones absorbidas en cada una de las capas de la atmósfera y observamos claramente el incremento de especies iónicas y atómicas en las capas más exteriores de la atmósfera terrestre, especies que no están presentes en la troposfera. En lo que respecta a la radiación que incide directamente sobre la superficie terrestre, debemos señalar que el hecho de que se produzcan en las regiones altas de la atmósfera las absorciones anteriormente indicadas se traduce en que sólo el 9% de la radiación que recibimos está compuesta por luz de la longitud de onda de la zona del ultravioleta, el 43% es radiación de la zona del visible y el 48% son radiaciones pertenecientes a la zona infrarroja.
8.6.
CICLOS BIOGEOQUÍMICOS
La composición química de la atmósfera terrestre depende de los procesos bio y geoquímicos en los que se encuentran involucrados los diferentes elementos, siendo especialmente importantes, en relación con los problemas de contamina-· ción atmosférica, los del carbono, oxígeno, nitrógeno y azufre. Estos elementos están implicados en transformaciones de carácter cíclico que, de una forma global, mantienen la concentración de las especies atmosféricas, especialmente las mayoritarias, en unos niveles prácticamente constantes. Es importante el conocimiento de estos ciclos para comprender la importancia de la contaminación atmosférica, tanto a niveles globales como en los casos 316 ©Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
E
RADIACIÓN SOLAR
-"'
o o
N
¡,AL~ITUD Y TEMPERATURA 500 km
1.200ºC
%lro
1
~
·o
·= ·K"""
ESPECIES OXIGENADAS PREDOMINANTES EN CADA ZONA
~.:;-~~!!!~--
.•/;;;P"'"~-=""~~~~"'""''º~'"""·""""-""'"
]¡
~
~~
~~~
~ [O] 99% » [O,] 1% 1
TERMOSFERA O IONOSFERA
o
o
1
[O] < [O,]
MESOSFERA
ui
> É
-56°C
e
[O]« [O,]
máxi mo de [O,]
TIERRA
FIGURA
8.6. Esquema de la incidencia de radiaciones solares sobre la superficie terrrestre y de las características físicas y composición de cada una de ellas.
© Ediciones Paraninfo
317
D
D Atmósfera. Conceptos básicos de contaminación localizada, y su interrelación, en ocasiones, con la contaminación de agua y suelo.
8.6.1. Ciclo del carbono Formas naturales esenciales Las reservas naturales más importantes de carbono se distribuyen de la siguiente forma: - Corteza terrestre (rocas calcáreas, ... ) y combustibles fósiles (carbón, petróleo, ... ). - Suelo (sustancias húmicas) y Materia viva (vegetal y animal). - Océanos (dióxido de carbono disuelto y formando parte de los caparazones calcáreos de moluscos). - Dióxido de carbono atmosférico. Es un ciclo de carácter esencialmente gaseoso, en el que la sustancia cuantitativamente más importante es el dióxido de carbono, que puede presentarse en forma combinada, como carbonatos, en la corteza terrestre, o como tal en la atmósfera y disuelto en agua. En la atmósfera existe una cantidad unas 50 veces mayor que en el agua. El ciclo inorgánico del carbono representa una fracción muy pequeña (0, 1% ) del carbono transformado por fotosíntesis. Las especies implicadas en el mismo son esencialmente el grafito, capaz de emitir C0 2 por oxidación; las rocas ígneas, que se transforman en carbonatos por una reacción con C0 2 como la que se indica
y las rocas calcáreas, que pueden sufrir procesos de disolución o de precipitación
-
Disolución acuosa
--+
Precipitación en el mar
En lo que respecta al dióxido de carbono atmosférico y al disuelto en agua, son los organismos autótrofos los que sintetizan materia orgánica por fotosíntesis a partir del mismo: Materia orgánica (CH2 0) + 0 2 (g) Se calcula que, por este proceso, se transforma anualmente en materia orgánica aproximadamente el 20% del dióxido de carbono atmosférico; en torno a unas dos terceras partes lo harían por fotosíntesis generada por plantas terrestres y el resto correspondería a la acción del plancton marino. La materia orgánica sintetizada sirve de alimento a consumidores y descomponedores. Los procesos de respiración, fermentación y combustión devuelven el C0 2 a la atmósfera. En determinadas condiciones, pueden producirse acumulaciones de restos vegetales
318 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
t =5 años
D
t'=- %año
~ --. co
CH,
t
zl ·Q¡ :;;I OI
(1)1 w¡
~"
- - - -
Emisión
~Absorción ~ Emisión antropogénica
----- .;;'mbustibles ~ e ~ fósiles /
--------~
FIGURA 8. 7. Ciclo del carbono.
y animales que ralentizan los flujos de intercambio en el ciclo, transformándose en humus, carbón, petróleo y otros hidrocarburos fósiles. En la Figura 8.7 vemos que las influencias antropogénicas en el ciclo del carbono se derivan fundamentalmente de los siguientes hechos: - Utilización masiva de combustibles fósiles, lo que incrementa la emisión de C02 a la atmósfera y reduce de forma muy importante el carbono fijado a lo largo de millones de años. - Deforestación, especialmente de bosques tropicales, que constituyen aproximadamente la mitad de la masa forestal global del planeta. Según los datos disponibles, se estima que en el año 1980 la relación áreas deforestadas/áreas reforestadas fue de 10/1, y que la velocidad de deforestación entre 1980 y 1989 aumentó en un 80%. Estas prácticas de deforestación contribuyen a incrementar la cantidad de dióxido de carbono en la atmósfera, esencialmente porque disminuye la actividad fotosintética. Además, la desaparición de suelo tropical y su transformación en suelo agrícola, con tasas de almacena miento de carbono en tomo a 600 toneladas e por hectárea y 80 toneladas de carbono por hectárea, respectivamente, agudiza el problema. Se calcula que, como consecuencia de los procesos de deforestación, se produce una emisión adicional de C02 a la atmósfera de 2.500 millones de toneladas al año. - Otras actividades industriales. Las dos actividades antropogénicas mencionadas, junto a otros procesos industriales como la descomposición de calizas para la producción masiva de cemento, son las principales causantes del incremento constante de la concentración de C02 atmosférico, uno de los principales gases involucrados en el llamado efecto invernadero que se estudiará en el capítulo 13. © Ediciones Paraninfo
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O
Atmósfera. Conceptos básicos
Otros gases implicados en el ciclo del carbono: los más importantes son el metano y el monóxido de carbono. En lo referente al metano, en torno a un 50% del presente en la atmósfera tiene un origen natural y corresponde a la fermentación anaerobia de la materia orgánica; el 50% restante proviene de actividades antropogénicas, asociadas, fundamentalmente, a combustiones ineficientes de biomasa y procesos de descomposición anaerobia de materia orgánica, incrementados por las actividades deforestadoras que convierten suelos forestales en suelos destinados a actividades agrícolas y ganaderas de carácter intensivo. Las vías de eliminación de metano de la atmósfera son el consumo del mismo por bacterias presentes en el suelo y la transformación paulatina por oxidación hasta monóxido de carbono en la troposfera, siguiendo un proceso como el indicado en el apartado 10.5.2, o la rápida oxidación que sufren en la estratosfera las pequeñas cantidades de CH4 que acceden a ella. El metano es otro de los gases invernadero, por lo que resulta también importante que no se produzca un desequilibrio notable en su ciclo natural. El monóxido de carbono de origen natural presente en la atmósfera proviene de procesos de oxidación del metano o de los terpenos emitidos por la vegetación. En cuanto al de origen antropogénico, los principales causantes de emisiones de este gas son la quema incompleta de combustibles fósiles y biomasa, el transporte y algunos procesos industriales. La evolución del mismo se verá posteriormente con más detalle, aunque podemos señalar que su importancia se debe a la acumulación en zonas localizadas más que a los valores globales en la atmósfera.
8.6.2. Ciclo del nitrógeno Es un ciclo típicamente gaseoso, siendo la atmósfera el principal depósito de este elemento en forma de nitrógeno molecular, que es, en principio, un gas altamente estable. Las reservas naturales más importantes son: - Atmósfera: nitrógeno molecular y otros gases nitrogenados. - Suelos (sales) y materia viva (proteínas vegetales y animales). -Océanos. Los procesos esenciales en que podemos dividir el ciclo del nitrógeno son los cinco que se observan en la Figura 8.8 (A, B, C, D y E), englobados, en principio, en dos grandes bloques, uno de eliminación (fijación) y otro de devolución de nitrógeno a la atmósfera.
Fijación del nitrógeno atmosférico Los procesos esenciales de fijación del nitrógeno atmosférico que tienen lugar en el ciclo pueden ser biológicos o fisico-químicos y podemos resumirlos de la siguiente forma: A) Fijación biológica del nitrógeno realizada por bacterias, hongos y microorganismos específicos existentes en el suelo y en el agua (procesos A de la Figura 8.8). El nitrógeno absorbido en primera instancia se mineraliza -nitratos (N0 3·) y amonio (NH4+)- y, finalmente, se fija, principalmente como nitrógeno orgáni-
320 ©Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos D N,
~
~---- +~ Hias
(A)
nnn
\ \ \ \ ''
(A)
,¡ ,¡ ,¡ ,¡ ,¡ ,¡
iiitli
.
N, I
I
I
l(C)
------+ Emisión ---+Absorción - - - - - . Emisión y absorción antropogénica ------+ Deposición FIGURA
8.8. Ciclo del nitrógeno.
co, en forma de proteínas y ácidos nucleicos en la materia vegetal. Se estima que por este proceso se fijan anualmente en torno a 4.10 9 toneladas de nitrógeno. La reacción inicial de fijación transcurre con la intervención catalítica del adenosintrifosfafo (ATP) en un proceso de reducción del tipo: ATP
Ni (g) + 8 H+ + 6 e·
~
B) Fijación fisico-química, se pueden producir procesos tanto de forma natural como por actividades antropogénicas (proceso B de la Figura 8.8): Evolución atmosférica
• Descargas eléctricas naturales: Ni+ Oi
~
NOx
~
• Antropogénica: - Procesos de combustión a altas temperaturas: Ni + Oi ~ - Fijación industrial: fabricación de amoníaco, abonos, ...
NOx
Fuentes de nitrógeno atmosférico El nitrógeno es devuelto a la atmósfera por su implicación en la cadena trófica y posterior descomposición de los detritus. El nitrógeno vegetal es asimilado © Ediciones Paraninfo
321
O
Atmósfera. Conceptos básicos
por los animales, y los desechos producidos por unos y otros, conteniendo urea, ácido úrico y restos ricos en nitrógeno orgánico, pueden sufrir procesos de amonificación (C), seguidos de nitrificación (D) y desnitrificación (E) por intervención de diferentes microorganismos. C) Amonificación del nitrógeno orgánico (procesos C de la Figura 8.8), se estima que por este proceso se transforman en tomo a 2.109 toneladas de nitrógeno al año. bacterias, hongos
N-Orgánico
~
NH3 y NH/ (Equilibrio ácido-base entre ambas especies).
D) Nitrificación del amoniaco y del catión amonio (procesos D de la Figura 8.8), bacterias nitrificantes
E) Desnitrificación de los aniones nitrato (procesos E de la Figura 8.8), bacterias desnitrificantes
NQ 3•
~
N 2 (g) y/o N 20 (g)
En cuanto al ciclo oceánico del nitrógeno, debemos señalar que a pesar de la baja solubilidad de este gas en agua, existen en los océanos unas 22.10 12 toneladas de nitrógeno, que sufren transformaciones similares a las descritas anteriormente. De hecho, la cantidad de nitrógeno disuelto transformado por microorganismos marinos es 40 veces superior a la cantidad de nitrógeno atmosférico transformada. Otro gas implicado en el ciclo del nitrógeno, importante sobre todo por su participación como gas de efecto invernadero, es el monóxido de dinitrógeno. Se trata de un compuesto muy estable, formado en los procesos de desnitrificación parcial de los nitratos, por ejemplo, en reacciones como la siguiente
Se difunde a la atmósfera y se va transformando lentamente en monóxido de nitrógeno y dióxido de nitrógeno, pudiendo incluso introducirse en la estratosfera. En la Figura 8.8, en la que está representado el ciclo del nitrógeno, vemos que, además del nitrógeno molecular, existen otros gases minoritarios implicados. Entre ellos podemos destacar el monóxido y dióxido de nitrógeno y el amoniaco atmosférico, los cuales participan en el ciclo evolucionando hasta la formación de aerosoles atmosféricos (nitratos y ácido nítrico) por reacciones que se verán con más detalle en el apartado 10.4. Sin duda, es en estos componentes minoritarios Gunto a la fijación fisico-química comentada en el proceso B) donde adquiere más importancia la intervención humana, ocasionando fenómenos de desequilibrio del ciclo natural que van a influir en procesos de contaminación localizada (smog fotoquímico) y en procesos de lluvia ácida, ambos de gran interés medioambiental. También el uso abusivo de fertilizantes nitrogenados puede provocar casos graves de desequilibrio, causando la aparición de un exceso de nitratos en los acuíferos y provocando problemas de eutrofización en aguas naturales. 322 © Ediciones Paraninfo
Atmósfera. Conceptos básicos
8.6.3.
D
Ciclo del azufre
Es un ciclo que se considera, fundamentalmente, de tipo sedimentario, encontrándose los mayores depósitos de azufre en el agua y el suelo, aunque en el ciclo intervienen también diversas especies gaseosas. En la Figura 8.9 vemos un esquema del mismo. En la atmósfera, los gases azufrados más abundantes son el sulfuro de hidrógeno (H 2 S) y el dióxido de azufre (S0 2 ) a partir del cual se producen los aerosoles de sulfato (SO/"). Son especies que se encuentran en concentración baja y que poseen tiempos de residencia cortos. El origen natural de los mismos es la descomposición anaerobia de la materia orgánica (H 2S), erupciones volcánicas (H 2S y S0 2) y aerosoles marinos (SO/"). El cierre del ciclo se produce por la transformación del sulfuro de hidrógeno, por acción de microorganismos, en especies minerales (S y SO/); por absorción por las plantas del S0 2 atmosférico y por deposición seca y húmeda de los aerosoles de sulfato. H 2S
Microorganismos ~ Microorganismos
H 2S
~
S (acumulación en sedimentos y combustibles fósiles)
so/- (absorbido por las plantas o fijado como sales)
También se producen transformaciones bacterianas en las que intervienen bacterias sulforreductoras: SO/
H,S
t 1 1
so;
t 1
FIGURA
© Ediciones Paraninfo
8.9. Ciclo del azufre.
323
O Atmósfera. Conceptos básicos Otras especies gaseosas del ciclo son el sulfuro de carbonilo, COS, emitido por los océanos y erupciones volcánicas, y mercaptanos y sulfuro de dimetilo provenientes de la descomposición anaerobia de la materia orgánica. La influencia antropogénica más importante se debe a los procesos de combustión de carburantes fósiles azufrados, que incrementan la concentración de dióxido de azufre atmosférico y por tanto los problemas de lluvia ácida, tanto de forma localizada como difusa. En la Tabla 8.3 observamos las concentraciones y tiempos de residencia de las distintas especies azufradas en la atmósfera TABLA 8.3.
Concentración - 0,2 ppb - 0,1 - 0,2 ppb - 2 µg/m 3 -
S0 2 H2S S042f
-
Tiempo de residencia 3-6 días < 4 días - 8 días
-
8.6.4. Ciclo del oxígeno Dejando al margen su participación en la composición de numerosas sustancias presentes en toda la biosfera (pensemos simplemente en el agua o los carbonatos), nos referiremos brevemente a dos formas alotrópicas del mismo presentes en la atmósfera: oxígeno molecular y ozono. Para el caso del oxígeno diatómico, el ciclo se puede considerar en esencia como inverso al ciclo del dióxido de carbono. La principal fuente de generación es la fotosíntesis (aproximadamente 400 millones de toneladas de 0 2 al año) y se elimina de la atmósfera en los procesos de respiración y en los diferentes procesos de combustión y descomposición aerobia de la materia orgánica. Interviene también como agente oxidante de especies ya comentadas en otros ciclos, y en multitud de procesos de oxidación en la atmósfera (oxidación de CH4 , CO, S02, NOX, ... ). Para el caso del ozono, las intervenciones antropogénicas más importantes son, por un lado, el aumento de su concentración en la troposfera por fenómenos de contaminación que tienen lugar como consecuencia de la emisión de determinados agentes (ver apartado 10.4), y, por otro, el fenómeno contrario, la destrucción de la capa de ozono en la estratosfera a causa de ciertos contaminantes presentes en la misma (ver capítulo 14). Aunque no existe unanimidad de criterio, varios investigadores consideran que otra posible fuente de oxígeno en la atmósfera es la fotolisis del vapor de agua ocasionada por la radiación ultravioleta, que iría seguida de la pérdida de hidrógeno fuera del campo gravitatorio terrestre.
hv
hv H+HO·
Q.
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Química de la troposfera: contaminación del aire o o o o
9.1.
Concepto de contaminación. Fuentes de contaminantes. 9.3 . Expresión de las medidas de contaminación 9.4 . Conceptos de emisión e inmisión. 9 .1. 9.2.
CONCEPTO DE CONTAMINACIÓN
Existen muchas definiciones de contaminación atmosférica, recogemos una de ellas:
Contaminación atmosférica es la impurificación de la atmósfera por inyección y permanencia temporal en ella de materias gaseosas, líquidas o sólidas o radiaciones ajenas a su composición natural o en proporción superior a aquélla. Es interesante resaltar dos aspectos de esta definición: por un lado se consideran agentes contaminantes no sólo las sustancias materiales, cualquiera que sea su estado de agregación, sino también las radiaciones ajenas a las naturales. Por otro, para que una sustancia sea considerada como contaminante, no es preciso que su identidad sea distinta a la de cualquiera de los componentes naturales del aire, es suficiente con que su proporción no sea la natural, lo que se traducirá en que hablamos de contaminantes tales como los NOx, SOx, CO, ... aunque sean todos ellos componentes naturales de la atmósfera terrestre, según se indicaba en la Tabla 8.2. También es preciso señalar que, habitualmente, el término contaminación suele emplearse para referirse a la ocasionada por fuentes de naturaleza antropogénica, aunque no se deben olvidar los graves episodios de contaminación natural que en ocasiones tienen lugar.
9.2.
FUENTES DE CONTAMINANTES
Las alteraciones de la composición del aire pueden tener un doble origen: a) Natural: erupciones volcánicas, meteoritos, fuegos ... b) Artificial o antropogénica: provocada por actividades humanas, fundamentalmente el transporte, las combustiones y los procesos industriales. © Ediciones Paraninfo
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Química de la troposfera: contaminación del aire
Aunque en el caso de muchos de los contaminantes atmosféricos que estudiaremos la mayor parte de la cantidad global emitida tiene un origen natural, debernos resaltar ciertos aspectos de la contaminación antropogénica que la hacen sumamente importante: 1. Se trata de una contaminación localizada, de forma que, aunque a nivel global el origen de una determinada sustancia sea mayoritariamente natural, en los puntos geográficos en que tiene lugar la emisión la proporción se altera claramente. Por ejemplo, se calcula que, aunque aproximadamente el 90% del CO existente en la atmósfera tiene un origen natural, en la atmósfera de una ciudad corno Nueva York entre el 95-98% del CO presente tiene un origen antropogénico. 2. Las emisiones se producen en puntos geográficos donde la existencia de sumideros es menor. Normalmente, la naturaleza es un sumidero importante. En las áreas urbanas o industriales, que es donde mayormente se producen las emisiones antropogénicas a la atmósfera, la presencia de asfalto, cemento, materiales de construcción diversos, etc., hace que la cantidad de especies vegetales o de suelo que pueden actuar corno sumidero sea sensiblemente inferior a la de una zona rural. 3. La difusión de los contaminantes depende de la climatología. Los factores meteorológicos no siempre van a ser los rnisrnos y, en determinadas condiciones, podrán producirse episodios de contaminación de mayor gravedad. 4. La capacidad de algunos agentes contaminantes de sufrir transformaciones provoca la aparición de compuestos totalmente ausentes en la composición del aire natural. En la exposición de este terna estudiaremos el problema generado por la contaminación de origen antropogénico, aunque hagamos mención en ocasiones a las cantidades de un contaminante determinado presentes en la atmósfera por causas naturales. Sin embargo, es preciso que mencionemos también, aunque de forma breve, las fuentes de contaminación de origen natural.
9.2.1.
Fuentes de contaminacion natural
La gran mayoría de las especies consideradas corno contaminantes de la atmósfera, tienen en buena parte un origen natural, siendo estas fuentes las responsables de las cantidades de sustancia existentes en una atmósfera no contaminada antropogénicarnente. En determinados casos, la presencia por causas naturales de dichos agentes en una proporción anormalmente alta puede ser, y ha sido, causa de graves episodios -2.000 muertos a causa del C0 2 de origen volcánico en el lago Nyos en Camerún- u ocasionar graves alteraciones en la climatología y contaminación globales -erupciones volcánicas en El Chichón (México, 1982) o Pinatubo (Filipinas, 1991).
a) Compuestos orgánicos Alrededor del 85% de los hidrocarburos totales en la atmósfera son de origen natural. El principal responsable de ello es la gran cantidad de metano ( CH4 ) producida en la descomposición anaerobia de la materia orgánica. El nivel de meta-
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no natural en la troposfera es de unos 1,4 ppm. La evolución del metano en la troposfera supone su oxidación fotoquímica a monóxido de carbono. Otras especies producidas también en la fermentación anaerobia de la materia orgánica serían mercaptanos y otros organosulfurados, que se forman junto con gases inorgánicos como el amoniaco (NH 3 ), sulfuro de hidrógeno (H 2 S) y sulfuro de carbono (CS 2 ). La vegetación es también una importante fuente de emisión de hidrocarburos a la atmósfera. Muchas plantas liberan etileno (C 2H 4 ), y son origen también, especialmente algunos tipos de árboles, de diferentes terpenos (a-pineno, isopreno, limoneno, ... )los cuales, a causa de que contienen dobles enlaces en sus moléculas, reaccionan con agentes oxidantes atmosféricos, como el radical HO•, formando aerosoles responsables en gran parte de las neblinas azuladas naturales que se observan en zonas con grandes masas de vegetación. Las plantas también emiten gran variedad de ésteres orgánicos, en pequeñas cantidades, pero responsables de muchas fragancias asociadas a distintos tipos de vegetales. Por último, se podría señalar a los océanos y, en particular, la presencia de algas, como fuente de los organohalogenados cloruro, fluoruro y yoduro de metilo en la atmósfera. Podríamos decir que solamente algunos componentes organoclorados, tales como el dicloroetileno (CH 2 Cl 2 ), cloroformo (CHCl 3 ), y los hidrocarburos aromáticos y olefínicos (salvo etileno), que son considerados como agentes contaminantes, no tienen origen natural alguno.
b) Compuestos inorgánicos Las principales causas de presencia de especies inorgánicas en las atmósferas naturales son las erupciones volcánicas, los distintos procesos de combustión y los fenómenos de erosión. Las erupciones volcánicas son responsables de la emisión de importantes cantidades de compuestos azufrados, S0 2 , H 2S y COS, así como de cloruro y fluoruro de hidrógeno (HCl y HF) y de multitud de aerosoles de carácter inorgánico. Una particularidad importante es que estos contaminantes pueden ser introducidos de forma directa o indirecta incluso en la estratosfera, con importantes implicaciones en el clima global de la Tierra. En lo referente a procesos de combustión, merecen ser destacados los incendios forestales, con las correspondientes emisiones de C0 2 , CO, NOx, COS y partículas. También los océanos son fuente de diferentes productos a causa de los procesos biológicos que tienen lugar en las aguas, produciéndose en cantidades importantes CO, N20, COS, CS 2, ••• En cuanto a los gases nitrogenados, merecen ser destacados dos tipos de fenómenos. Por un lado, los procesos de descargas eléctricas que' tienen lugar durante las tormentas y que producen importantes cantidades de óxidos de nitrógeno por oxidación del nitrógeno atmosférico: N 2 + 02 NO+ 1/2 0 2 ©Ediciones Paraninfo
2NO N0 2 327
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Se ha calculado que la descarga de un rayo produce más de 50 kg de NOxPor otro, los procesos biológicos que tienen lugar en el suelo, señalados al hablar del ciclo del nitrógeno, producen emisiones de óxido de dinitrógeno (N 2 0), así como también monóxido (NO) y amoniaco (NH3 ). e) Partículas Mención aparte merece la contaminación natural por partículas, producidas esencialmente por una serie de fenómenos naturales, erupciones volcánicas e incendios forestales, ya comentados; procesos de erosión de suelos y rocas, que originan partículas que, fundamentalmente, contienen Al, Fe, Ca, Si, K, ... ; ruptura de olas en los mares en pequeñas gotitas que son trasladadas por el viento, constituyendo los llamados aerosoles marinos, mayoritariamente formados por cloruro de sodio y sulfatos y, por supuesto, una contaminación por partículas de carácter biológico debida al polen de las plantas, bacterias y virus presentes en todo tipo de atmósfera natural.
9.2.2.
Fuentes de contaminación antropogénica
Con frecuencia, se han clasificado genéricamente las fuentes de emisión de agentes contaminantes en la troposfera considerando su localización fija o móvil. Así, se habla de: a) Fuentes móviles: incluyen los diversos tipos de vehículos de motor utilizados en el transporte. b) Fuentes fijas: a diferencia de las anteriores, se localizan en un punto determinado. Es frecuente a su vez subdividir este último apartado en focos de combustión estacionaria, distinguiéndose los industriales, domésticos y vertederos, y otro tipo de focos. El informe de Medio Ambiente de la Dirección General de Medio Ambiente del Ministerio de Obras Públicas y Transportes del año 1987 señalaba que en nuestro país los vehículos de motor eran los causantes del 36% de los problemas de contaminación atmosférica que padecemos, los focos de combustión estacionaria originarían el 3 7% y un 14% serían causados por procesos industriales. La Comunidad Europea, en 1985, inició un Programa de Coordinación de la Información sobre Medio Ambiente (CORINE) que iba a constituir el instrumento fundamental para el desarrollo de la Política Ambiental Comunitaria. En lo que respecta a problemas de contaminación atmosférica, el Proyecto CORINE-Aire considera de interés el valorar la incidencia de las contribuciones de los distintos sectores al problema global; por ello, ha acordado inventariar las actividades potencialmente contaminantes, prescindiendo de la clasificación anteriormente mencionada, de acuerdo con la nomenclatura específica SNAP (selected nomenclature for air pollution), que comprende los grupos 1 a 11 que a continuación se recogen, reuniendo cada uno de ellos diferentes actividades. A pesar de que en esta clasificación se distinguen 11 tipos de fuentes, en realidad podrían agruparse en los grupos anteriormente mencionados. Así, las fuentes recogidas en los apartados 7 y 8 son focos móviles; las de los apartados 1, 2, 3 y alguna del 9 son en realidad focos de combustión estacionaria, los grupos 4, 5 y 6 corresponden a diferentes actividades industriales y las últimas contemplarían las actividades agrícolas, apartado 1O, y las fuentes naturales, recogidas en el grupo 11:
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Química de la troposfera: contaminación del aire
O
1. Generación de electricidad por vía térmica convencional y cogeneración 1.1. Centrales termoeléctricas convencionales y plantas de cogeneración 1.2. Plantas generadoras de calor para distritos urbanos 2. Combustión comercial, institucional y residencial 3. Combustión industrial y otros procesos industriales con combustión 3.1. Calderas de combustión industrial, turbinas de gas y motores estacionarios 3.2. Hornos de procesos sin contacto 3.3. Procesos con contacto 4. Procesos industriales sin combustión 4.1. Procesos en industrias del petróleo 4.2. Procesos en la industria del hierro y el acero y minas de carbón 4.3. Procesos en la industria de metales no férreos 4.4. Procesos de la industria química inorgánica 4.S. Procesos de la industria química orgánica 4.6. Procesos de la industria de la madera, pasta de papel, alimentación, bebidas y otros 4.7. Plantas de refrigeración 5. Extracción y distribución de combustibles fósiles S.1. Extracción y primer tratamiento de combustibles fósiles sólidos S.2. Extracción, primer tratamiento y carga de combustibles fósiles líquidos S.3. Extracción, primer tratamiento y carga de combustibles fósiles gaseosos S.4. Distribución de combustibles líquidos (excepto distribución de gasolina) S.S. Distribución de gasolina S.6. Redes de distribución de gas 6. Uso de disolventes 6.1. Aplicación de pintura 6.2. Limpieza en seco y desengrasado 6.3. Procesado y manufactura de productos químicos 6.4. Otras actividades en la que se usan disolventes 7. Transporte por carretera 7. l. Turismos 7.2. Vehículos ligeros< 3,S t 7.3. Vehículos pesados> 3,S t 7.4. Motocicletas y ciclomotores< SO cm3 7.S. Motocicletas> SO cm3 7.6. Evaporación de gasolina de vehículos 8. Otros transportes 8.1. Vehículos y maquinaria fuera de carreteras (incluido el movimiento en carretera) 8.2. Ferrocarriles 8.3. Tráfico fluvial 8.4. Actividades marítimas 8.S. Aeropuertos (tráfico y actividades en tierra) 9. Tratamiento y eliminación de residuos 9.1. Tratamiento de aguas residuales 9.2. Incineración de residuos © Ediciones Paraninfo
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D Química de la troposfera: contaminación del aire 9.3. Tratamiento de lodos 9.4. Vertederos 9.5. Producción y residuos de compost 9.6. Producción de biogás 9.7. Quema de residuos agrícolas 9.8. Letrinas 10. Agricultura 10.1. Cultivos con fertilizantes 10.2. Cultivos sin fertilizantes 10.3. Quema de residuos ganaderos 10.4. Cría de animales (fermentación entérica) 10.5. Cría de animales (excrementos) 11. Naturaleza 11.1. Bosques de hoja caduca 11.2. Bosques de coníferas 11.3. Incendios forestales 11.4. Pastizales naturales 11.5. Zonas húmedas (pantanos-marismas) 11.6. Espacios acuáticos 11. 7. Animales 11.8. Volcanes 11.9. Depósitos naturales cuasi-superficiales Los datos más actualizados hacen por tanto referencia a esta nomenclatura que será la que utilicemos en esta exposición. Se recogen en las Tablas 10.1 y 10.2 del capítulo siguiente.
9.3.
EXPRESIÓN DE LAS MEDIDAS DE CONTAMINACIÓN
La concentración de los diversos agentes contaminantes en la atmósfera se expresa habitualmente en dos tipos de unidades: - Unidades volumen/volumen, cm3/m3 (ppm) o mm 3/m3 (ppb). - Unidades masa/volumen, mg/m 3 o µg/m 3 • Es preciso tener siempre presente que al hablar de contaminación atmosférica el valor de las ppm (o ppb) es distinto del de los mg/m3 (o µg/m 3 ). Para interconvertir unas unidades en otras es necesario recurrir a la ecuación de estado de los gases ideales por lo que habrá que tener en cuenta, además del peso molecular del contaminante considerado, la presión y temperatura a las que se han efectuado las medidas, por lo que siempre deben indicarse estas condiciones al hablar de concentración de contaminantes gaseosos. Es frecuente encontrar, cuando se hace referencia a medidas de volúmenes gaseosos, una unidad de volumen precedida por la letra N, lo que indica que el volumen señalado se mide en condiciones normales de presión y temperatura, es decir, presión de 1 atmósfera y temperatura de 273 K.
Veamos un ejemplo Consideremos que el contenido en monóxido de carbono (CO) en una cierta atmósfera es de 20 ppm, medidos en condiciones normales. Podríamos calcular su equivalente en mg CO/Nm3 de la siguiente forma: 330 ©Ediciones Paraninfo
Química de la troposfera: contaminación del aire
O
20 ppm de CO en condiciones normales significan que hay 20 cm3 de CO por cada m 3 de aire medido también en condiciones normales. Aplicando la ecuación de estado de los gases ideales, obtendríamos la masa de CO a la cual corresponde el volumen de 20 cm3 medidos en las condiciones señaladas y será esta masa de CO la que se encuentre en el volumen correspondiente a un m 3 de aire:
Dado que:
PV = nRT p= 1 atm T=273 K Masa molecular del C0=28,0l
la masa de CO correspondiente a los 20 cm3 de volumen, podrá calcularse aplicando la ecuación, teniendo en cuenta que en la misma, si se utiliza el valor 0,082 para la constante R, es preciso poner el volumen en litros y la masa en gramos, por tanto: mCO X0,082 X273 28,01 mCO = 2,5025.10- 2 g 10 3 mg mCO = 2,5025.10- 2 g X- - = 25,025 mg 1g 1X20.10-3
= --
co
Por tanto, 20 ppm de CO = 25,025 mg CO/Nm3 aire. Para comprobar la importancia que tiene el peso molecular del contaminante en la relación ppm-mg/Nm3, podríamos hacer este mismo cálculo con otro contaminante diferente, el dióxido de azufre (cuya masa molecular es 64,07) y comprobaríamos que 20 ppm de 502 corresponden a 57,24 mg S02/Nm 3 •
9.4.
CONCEPTOS DE EMISIÓN E INMISIÓN
Al hablar de concentraciones de contaminantes en la atmósfera es preciso distinguir los valores de emisión de los valores de inmisión. Veamos cómo se definen uno y otro: Emisión: es la concentración de contaminantes que vierte un foco determinado, se mide a la salida del foco emisor. Inmisión: es la concentración de contaminantes presente en el seno de una atmósfera determinada y, por tanto, es a estos valores a los que están expuestos los seres vivos y los materiales cuya actividad se desarrolla en esa atmósfera concreta. Determinar los lugares adecuados para hacer estimaciones correctas de los valores de inmisión exige un estudio en profundidad de muchas de las condiciones de la atmósfera cuya calidad queremos medir. Los valores correspondientes a unas y otras concentraciones suelen ser totalmente distintos. Los valores de inmisión son consecuencia no sólo de los valores de emisión, sino también de todos los fenómenos de mezcla, transporte, deposi© Ediciones Paraninfo
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Química de la troposfera: contaminación del aire
Radiación solar incidente
ATMÓSFERA TRANSFORMACIONES QUÍMICAS VALORES DE EMISIÓN Concentración de contaminantes a la salida del foco emisor
_.MEZCLA Y
TRANSPORT(-----+DEP~
VALORES DE INMISIÓN Concentración media de contaminantes después de su evolución en la atmósfera
/
HÚMEDA
".
SECA
SUPERFICIE TERRESTRE
FIGURA 9.1. Esquema de emisión y evolución de los contaminantes en la atmósfera.
Representación esquemática de los valores de emisión e inmisión.
ción y transformaciones químicas que experimentan los contaminantes una vez emitidos a la atmósfera. Este hecho manifiesta la importancia que van a tener, por un lado los fenómenos meteorológicos, pues son ellos los que contribuyen a la mezcla y transporte de contaminantes, y por otro, las posibles transformaciones químicas que pueden sufrir las sustancias una vez emitidas en el seno de la atmósfera. En la Figura 9 .1 se esquematizan estos procesos y se señala expresamente cuáles serían los valores de emisión e inmisión. Es evidente que la elección del punto donde se realicen las medidas de los valores de inmisión es sumamente importante, pues el resultado será distinto en diferentes puntos situados a igual distancia de un mismo foco emisor, según sea el sentido en que preferentemente se produzca el transporte de los contaminantes y los obstáculos de tipo orográfico que puedan encontrar en su recorrido. Respecto a las transformaciones químicas, debemos señalar que van a estar motivadas por dos hechos que no podemos ignorar. Por un lado, la atmósfera es un medio oxidante, y por otro, la atmósfera recibe radiación solar, lo que en la práctica se traducirá en la aparicición de las especies químicas con fuerte poder oxidante y alta reactividad ya comentadas (radicales libres). Además, las reacciones químicas en la atmósfera pueden realizarse en fase gaseosa o en fase acuosa, lo que implica diferentes mecanismos de reacción, que pueden conducir a la existencia de distintas especies intermedias en los procesos.
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Capítulo
10
Contaminantes atmosféricos o o o o o o o
10.1 . 10.2 . 10.3. 10.4. 10.5. 10.6. 10.7.
Tipos de contaminación atmosférica. Contaminantes primarios. Monóxido de carbono. Óxidos de nitrógeno. Hidrocarburos y oxidantes fotoquím icos. Óxidos de azufre. Partículas.
10.1. TIPOS DE CONTAMINACIÓN ATMOSFÉRICA La contaminación atmosférica puede ser de naturaleza física, qmm1ca o microbiológica. Puesto que, en este texto, nos estamos refiriendo a química ambiental, profundizaremos únicamente en la contaminación de naturaleza química. No obstante, incluimos unas breves notas sobre la contaminación de naturaleza física.
10.1.1. Contaminación de naturaleza física Es en realidad una contaminación energética, ocasionada por ondas mecánicas y/o electromagnéticas o bien por emisiones radiactivas. Entre las más destacadas podríamos hablar de:
Contaminación acústica Este término engloba ruidos y vibraciones, es un tipo de contaminación muy frecuente en las zonas urbanas y en las instalaciones industriales. Los sonidos muy fuertes provocan molestias que pueden ir desde un sentimiento de desagrado e incomodidad hasta la generación de daños irreversibles en el sistema auditivo. La medida de los niveles de presión acústica se hace en decibelios (dB), las presiones especialmente molestas son las correspondientes a los tonos altos, los denominados dB-A. Como ejemplos podemos indicar que el sonido que se percibe en el campo por la noche suele ser de unos 30 dB-A, una conversación © Ediciones Paraninfo
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D Contaminantes atmosféricos tranquila tiene un nivel en torno a los 50 dB-A, un camión o moto ruidosos emiten unos 90 dB-A y el ruido producido por un avión al despegar, percibido a 25 metros, es de 150 dB-A, lo que puede ocasionar una rotura de tímpano. El impacto producido por el ruido se delimita por medio de normativas que deben tener en cuenta la sensibilidad al ruido de las áreas próximas. Existe una normativa abundante sobre el ruido, aunque en su mayoría se refiere a límites máximos para vehículos y equipos industriales o domésticos. También existen reglamentos laborales sobre los niveles máximos permitidos en determinados recintos de trabajo, lo que regula de forma indirecta la emisión sonora de los focos de ruido en función de su ubicación y características de funcionamiento. En España no existe una ley que regule el ruido ambiental, a este respecto lo que hay son ordenanzas propias de cada ayuntamiento que regulan los niveles de ruido en el ambiente, distinguiendo el día y la noche y estableciendo valores límites distintos según se trate de zonas con equipamiento sanitario, residenciales, comerciales ... A nivel europeo, el V Programa de Acción en relación con el Medio Ambiente y el Desarrollo Sostenible de la Comisión Europea, de mayo de 1992, fijaba como metas para el año 2000 impedir que la población esté expuesta a niveles de ruido superiores a 65 dB-A, no superándose en todo caso los 85 dB-A, y que la población que esté expuesta a niveles inferiores a 65 dB-A no se vea afectada por niveles superiores.
Contaminación por radiación electromagnética En los últimos 50 años han proliferado los campos electromagnéticos artificiales, especialmente los de baja frecuencia, originando un fenómeno de contaminación antropogénica al verse los seres vivos expuestos a campos electromagnéticos adicionales. Este hecho puede causar alteraciones en los organismos, pues los campos y corrientes eléctricos endógenos intervienen en los procesos fisiológicos, por lo que una exposición indiscriminada a unos campos descontrolados puede provocar alteraciones en los citados procesos. La incidencia de la contaminación ocasionada por este tipo de campos ha aumentado recientemente debido a la extensión de los servicios de telefonía móvil, que requieren un elevado número de instalaciones radioeléctricas para alcanzar buenos niveles de calidad y cobertura. Hasta hace muy poco tiempo, pocos países habían elaborado normas o recomendaciones sobre exposición a estos campos, sólo existían las recomendaciones del IRPA (International Radiation Protection Agency), organismo que trabaja en el desarrollo e implementación de estándares aceptables en todo el mundo, tanto para exposición laboral como para el público en general (información en www.irpa.net). En nuestro país, la normativa existente es la recogida en el Real Decreto 1.066/2001 de 28 de septiembre que, siguiendo las recomendaciones del Consejo de Ministros de Sanidad de la Unión Europea de 12 de julio de 1999, y con el objetivo de adoptar medidas para la protección sanitaria de la población, establece unos límites de exposición del público a campos electromagnéticos procedentes de emisiones radioeléctricas. Para garantizar esta protección se establecen unas restricciones básicas y unos niveles de referencia que deben cumplirse. Los límites de exposición a este tipo de emisiones para asegurar la protección sanitaria de la población se establecen para radiaciones de una gama de frecuencias comprendida entre O Hz y 300 GHz.
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Contaminantes atmosféricos
O
Contaminación radiactiva La presencia en la corteza terrestre de radionucleidos contribuye a la radiactividad de la atmósfera mediante la introducción de material procedente de la misma, fundamentalmente por acción erosiva del viento. Los principales isótopos que se introducen corresponden a las series del uranio y del potasio-40. También los procesos de combustión, especialmente de carbón, aportan a la atmósfera isótopos radiactivos, fundamentalmente el radon-222. La presencia de radiaciones, ocasionada por accidentes o uso indebido de materiales radiactivos puede constituir un fenómeno de contaminación de enorme importancia, dado el gran potencial de ocasionar daños a los seres vivos que tiene este tipo de radiaciones. Será por tanto preciso comprobar los niveles de radiación, lo que se hace midiendo la radiactividad a y ~ globales.
10.1.2. Contaminación de naturaleza química Centrándonos en la contaminación de naturaleza química, debemos indicar que, como hemos señalado en el capítulo anterior, una vez emitidos los contaminantes a la atmósfera pueden sufrir transformaciones químicas que alteren su naturaleza. Por ello, cuando se clasifican los contaminantes atmosféricos se distinguen dos tipos, primarios y secundarios. La denominación de contaminantes primarios se aplica a aquellos agentes que se emiten de forma directa a la atmósfera, mientras que, bajo el término de secundarios, se engloban aquellas especies que no se emiten como tales directamente a la atmósfera, sino que se forman en ella por interacciones entre contaminantes primarios, componentes naturales de la atmósfera y radiaciones incidentes en la misma. Todos ellos, salvo las partículas, se agrupan en función de su naturaleza química. Los más destacables de cada uno de estos dos grupos son: Contaminantes primarios: • Monóxido de carbono (CO). • Óxidos de nitrógeno (NOx, especialmente NO y N0 2). • Óxidos de azufre (SOx, especialmente S0 2 ). • Hidrocarburos (HC) o compuestos orgánicos volátiles (COV) (actualmente cabe distinguir metano (CH 4 ) y compuestos orgánicos volátiles no metánicos (COVNM). • Partículas. • Otros: Amoniaco (NH 3). Sulfuro de hidrógeno (H 2 S). Halógenos (X2 ). Dióxido de carbono (C0 2 ). Monóxido de dinitrógeno (N 2 0). Metales, ... Contaminantes secundarios: • Ozono (0 3). • Oxidantes fotoquímicos. • Sulfatos. • Nitratos. • Otros. © Ediciones Paraninfo
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Contaminantes atmosféricos
Observamos que tanto entre los contaminantes primarios como entre los secundarios hemos incluido el epígrafe Otros. Debemos indicar que bajo esta denominación pueden incluirse multitud de compuestos de diferente naturaleza que se encuentran en el aire atmosférico, bien porque son emitidos directamente (primarios) o bien porque se forman en el seno de la misma (secundarios). El porqué de no especificarlos se debe a que su presencia no se estudia de forma sistemática, pero el hecho de que no se estudie no debe llevarnos a cometer el error de pensar que no existen. Actualmente, son pocos los contaminantes presentes en la atmósfera que se controlan de forma sistemática y a estos pocos dedicaremos nuestro estudio, sin embargo, es preciso tener siempre presente que el número de contaminantes a considerar se irá incrementando a medida que aumenten los medios y esfuerzos dedicados al control de la contaminación atmosférica. Destaquemos que la EPA (Environmental Proteccion Agency) tiene estudios en los que hace referencia a numerosos compuestos tóxicos emitidos a la atmósfera (acrilonitrilo, arsénico, clorobenceno, cromo, níquel, ... ) y los cataloga identificando las correspondientes fuentes emisoras (información en la página web correspondiente: www.epa.com)
10.2.
CONTAMINANTES PRIMARIOS
Cuantitativamente constituyen mas del 90% del problema, siendo los mayoritarios los cinco primeros grupos incluidos en la clasificación del apartado anterior, es decir: monóxido de carbono, óxidos de nitrógeno, óxidos de azufre, hidrocarburos y partículas. Con frecuencia se controlan únicamente estos cinco grupos (que serían seis si admitimos la distinción en los hidrocarburos -metano y compuestos orgánicos volátiles no metánicos-) pero, actualmente, se tiende a incrementar el número de contaminantes a medir. Así, el proyecto Corine Aire de 1990, contempla medir hasta 10 contaminantes, entre los cuales se incluyen, además de los mencionados, amoniaco (NH 3 ), plomo (Pb), dióxido de carbono (C0 2 ) y óxido de dinitrógeno (N 2 0). Otros contaminantes minoritarios con orígenes muy diversos serían, por ejemplo, cloro, cloruro de hidrógeno, fluoruro de hidrógeno, sulfuro de hidrógeno, sulfuro de carbono, ozono, clorofluorocarbonos, metales diversos, pesticidas, hidrocarburos aromáticos policíclicos, ... pero, salvo excepciones, no serán tratados en este texto de forma específica. En cuanto a las cantidades emitidas, debemos señalar que el MOPTMA realizó un inventario de estimación de emisiones con el objetivo de planificar la política de control de contaminación atmosférica. Los datos de este informe se publicaron en el Informe de Medio Ambiente del año 1993 y se recogen en las Tablas 10.1 y 10.2 (no se recogieron datos de partículas ni de plomo). Su cuantificación se ha hecho empleando, en la medida de lo posible, información directa sobre los procesos y técnicas específicos de los focos emisores, los materiales y fuentes de energía empleados y las tecnologías implantadas para el control de las emisiones. Junto a estas tablas se recogen diversos gráficos de la red EMEP que muestran la evolución de las emisiones de contaminantes atmosféricos en nuestro país entre los años 1982 y 1996. En la Tabla 10.1, observamos que el compuesto que se emite en mayor cantidad es el dióxido de carbono. Este gas en sí mismo no puede ser considerado como un compuesto contaminante, pues es uno de los componentes mayoritarios de la atmósfera, sin embargo, el hecho de incluirlo como tal, y el interés que ha despertado el conocimiento de las cantidades de dióxido de carbono emitidas, se deriva del papel que juega en el llamado «efecto invernadero», que más adelante se estudiará (ver capítulo 13).
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Contaminantes atmosféricos TABLA
10.1. Emisiones a la atmósfera. Inventario Corine-aire (España 1993) (Cifras en toneladas. El C0 2 en kilotoneladas).
SECTOR Generación de electricidad vía térmica convencional y cogeneración Plantas de combustión comercial, institucional y residencial Plantas de combustión industrial y procesos de producción Procesos industriales sin combustión Tratamiento y distribución de combustibles fósiles Uso de solventes Transporte en carretera Otros transportes Tratamiento y eliminación de residuos Agricultura Naturaleza Total Sectores
O
co
C0 2
8.894
15.295
64.878
9.227
-
59.247
44.174
889.788
28.927
2.604
-
169.222
10.924
7.296
405.463
65.415
6.694
-
14.548
78.665
3.880
248.391
35.264
10.396
15.589
683.662 -
506.711 861 .420 865.203
COVNM
S02
NOx
1.461.432
244.356
9.367
97.916
21.250
476.366 38.041
69.359 16.992
511.865 211.393
57.754 302.199 449.123 39.471
41.760 -
34.179 983 9.705
22.995 82.110 775.489
*
*
-
-
CH4
N20
*
*
*
-
-
-
11.446 2.610.433 1.629 110.778 526.597 142.578 26.167
48.706 14.600
1.951 377
NH3
-
419 22
7.095 83 + 13.392 54.784 308.302 10.417 107.53888 u8854
2.201.866 1.217.501 1.887.334 2.985.351 4.975.490 288.694
193.654 324.33
- No estimado y supuestamente despreciable. * Incluido en grupo 3.º + No estimado y posiblemente apreciable.
Con respecto al resto de los agentes, debemos destacar que el monóxido de carbono es el contaminante propiamente dicho que se emite en mayor cantidad, aunque también son muy importantes las cantidades de dióxido de azufre, metano, óxidos de nitrógeno y compuestos orgánicos volátiles no metánicos. El monóxido de dinitrógeno y el amoniaco se encuentran en cantidades claramente inferiores. La cuantificación de las emisiones de N 2 0 tiene tambien interés por su contribución al efecto invernadero, m ientras que el amoniaco es el único compuesto gaseoso de carácter básico cuya presencia es significativa en la atmósfera. Su existencia es importante porque interviene en la deposición ácida, convirtiendo los ácidos en aerosoles. El amoniaco reacciona rápida e irreversiblemente con el ácido sulfúrico para formar hidrogenosulfato y sulfato de amonio, por lo que actúa como agente neutralizante. La tendencia evolutiva de estos contaminantes se aprecia en los gráficos que acompañan a las tablas, en los que se recogen las estimaciones de agentes emitidos entre los años 1980 y 1996 en nuestro país. Merece destacarse el incremento de las emisiones de metano y el descenso continuado de las cantidades de dióxi© Edici o nes Paraninfo
337
O Contaminantes atmosféricos TABLA 10.2.
Emisiones a la atmósfera. Inventario Corine-aire (España 1993) (Cifras en% de emisión según las fuentes).
SECTOR Generación de electricidad vía térmica convencional y cogeneración Plantas de combustión comercial, institucional y residencial Plantas de combustión industrial y procesos de combustión Procesos industriales sin combustión Tratamiento y distribución de combustibles fósiles Uso de solventes Transportes en carretera Otrostransportes Tratamiento y eliminación de residuos Agricultura Naturaleza Total Sectores < • +
%N20 '%NH3
%802
%NOx
%COVNM
%CH4
%CO
%C02
66.37
20.07
0.50
0.30
0.31
22.47
4.76
-
4.45
1.75
3.14
1.48
17.88
10.02
1.34
-
21.63
13.90
0.58
0.24
8.15
22.66
3.46
-
1.73
1.19
4.17
0.13
4.99
12.22
5.37
4.81
22.90
*
*
*
-
-
-
-
-
-
0.38 0.05
52.47 2.23
16.87 5.06
1.01 0.19
0.13
16.97 28.86 29.68 100.00
10.58 2.87 0.53 100.00
2.46 4.64 3.61 100.00
0.04 28.29 55.53 100.00
3.15 0.77
42.04 17.36
3.06 16.01 23.80 2.09
1.90
2.81 0.08 0.80 100.00
1.22 4.35 41.09 100.00
*
*
-
-
-
100.00
<
+
95.06 -
100.00
No estimado y supuestamente despreciable. Menor que media centésima. Incluidos en grupo 3.º No estimado y posiblemente apreciable.
do de azufre; el resto de los contaminantes sufre algunas oscilaciones, pero se mantiene dentro de unos márgenes m ás o m enos constantes. Como vemos en la Tabla 10.2 (y ampliaremos posteriormente al estudiar cada contaminante), el transporte es quizá el máximo responsable de la emisión de contaminantes, aunque también la generación de electricidad contribuye de forma importante, especialmente a las emisiones de óxidos de azufre. Debemos destacar que a la hora de valorar la importancia relativa de unos y otros contaminantes no se tiene que considerar únicamente la cantidad de sustancia, sino también el efecto que puede producir debido a su naturaleza química, lo que se mide por el llamado factor de efecto. El factor de efecto de un contaminante es el cociente ente el valor de tolerancia al contaminante menos tóxico, el CO, y el valor de tolerancia al contaminante considerado. Así, los hidrocarburos poseen un factor de efecto más de 100 veces superior al monóxido de carbono, por lo que, a pesar de emitirse en cantidades mucho menores, son causantes de mayores problem as, debido fundamentalmente a su posterior evolución a oxidantes fotoquímicos, agentes mucho más nocivos que los propios hidrocarburos.
338 © Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
O
EVOLUCIÓN DE CONTAMINANTES ATMOSFÉRICOS EN ESPAÑA ENTRE LOS AÑOS 1982Y1996 Fuente: emep/msc-w
Emission ol carbon dioxide lrom Spain
Emission ol methane lrom Spain
2.5' 10'
2.5'10'
.. 20' 10
2.0'10'
~ts· 1
1.s·103 g:s
~·
2000+------------------+2000
1500+ - - - - - -..-..-JIHH!l-.m-lliHHHl- - - - + 1 500
g·
~
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~I OOO-ta
____.,....,,_._____,,._.....,,__._.,.........,_,._ _ _--+1000
1.5'10' ~
~t.s· 10 ,g
5.0'10'
'"'5.0' 1
~
500,--_,........,....___...,..,..._____,..........r - - - - + 500
10
Emission ol ammonia lrom Spain 5 0 0 + - - - - - - - - --
¡,;j
~
Emission ol nitrogen oxides lrom Spain
- - - - --U-- - - - + 5 0 0
12 0 0 + - - - - - - - - -- • . . - t l H l r . . - - --+1200
400-J...~-R-lllHIHHIHHl•m-lm-tHHll-ll-l!Jl-----+ 400
., 100 -+m- - - - - . . - llHHHl11-il!HIHIHI---- + 100
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300-lllf.Jll-111-lllHIHHHHl•~m-tHHll-fl-*----+300
~
200-lllll-tll-ft-lllHIHHHHl•fll-lm-tHl-lll-D-lll-- - - - + 200
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1 00_,..~,.,._.,...,._.....,,_.,,__
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600-tD-D-IHHHl•D-lLHIHl-llm-111-11-DHl----+600 400-tlt-llt-IHHHl•m-tll-IHHl.a-llt-llf-llHl----+400
____,,._,...,.~Hit-H-----+I OO
200 -t1t-D-IHHHl•R11HHC.9-llt-IHlHlt-
Emission ol sulphur lrom Spain
-
--+2oO
Emission of carbon monoxide lrom Spain
3 0 0 0 + - - - - - - - - - - - - - - - -- -- - +;3000 2500 -tt!,H»"W-,.,...,_ _ _ _ __ _ _ _ _ _ _ _ _ _+
~2000
4000 +-------~~~----------+4000
2500 2000
-
3000
~
1500-lllKil-ft-lll'H..-tHIHll-ll•M-llHll-IHIHI-..-- - - - +1500
~
1 000 ~ •H~-tlt-UHR-t. ....,,_,........,.;llH..,l-fl,_.-W-- - - - +1000
i
2000
500
~ ~
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_______,....,....,.......,H-ll.....eN-...,..........___--+ 2000
1000 ...................._.._..._,.....~....,llHlo-tlf"D-----+1000
Emission ol NMVOC from Spain 3000 + = = = = = = = = = = = = = = = = = = i - 3 0 0 0 2500 ____.....
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emep/msc-w
© Ediciones Paraninfo
339
O
Contaminantes atmosféricos
40
20
60
80
100
Datos Inventario CORINAIR
~
1. Gaticia
O 4. Cataluña @l
o o
FUENTE:
MOPTMA.
D.
7. C. Valenciana 10. Madrid 13. Murcia 16. Extremadura
•
~
3. Andalucía
IIIll 5. Asturias O 8. Pais Vasco
@!
6. Aragón
[11
9. Castilla La Mancha
'11ª
11.Cantabria
~ 12. Baleares
~ 14. Navarraa
O 15. Canarias
2. Castilla-León
17. Rioja
FIGURA 10.1. Porcentaje de emisión de contaminantes por comunidades autónomas.
En la Figura 10.1, observamos la distribución de estos contaminantes entre las diferentes comunidades autónomas de nuestro país. Merecen ser destacadas las altas emisiones originadas por comunidades como Galicia, Castilla y León y Cataluña, consecuencia en muchos casos de la ubicación en su territorio de varias centrales termoeléctricas.
10.3. MONÓXIDO DE CARBONO Es un gas incoloro, inodoro e insípido, su densidad es el 96,5% de la del aire y es muy poco soluble en agua. En términos de masa es el contaminante más abundante y ampliamente distribuido.
10.3.1.
Fuentes
Más del 90% del CO que encontramos en la atmósfera proviene de fuentes naturales. Aunque las emisiones directas no son elevadas, se forman cantidades importantes por reacciones de oxidación atmosférica del metano originado en los procesos de degradación anaeróbica de la materia orgánica. Respecto al CO de origen antropogénico, el mayor productor es el transporte, aunque también existen otras fuentes emisoras, entre las que cabe destacar las plantas de combustión y el tratamiento de residuos, sin olvidar tampoco otras actividades, tales como el tratamiento y distribución de combustibles fósiles o las refinerías de petróleo, que constituyen actividades industriales responsables de emisiones de CO. Los datos que se recogían en las Tablas 10.1 y 10.2 indicaban que las emisiones de CO en nuestro país, en cantidades absolutas, estimadas por el inventario Corine-aire, se acercaban en ese año a los cinco millones de toneladas, apreciándose que, en efecto, el transporte es el principal emisor, contribuyendo en un 52,47%. Al ser el transporte por carretera la principal fuente de emisión de monóxido de carbono, se hace evidente que las mayores concentraciones del mismo se darán en zonas urbanas. Así, en las Figuras 10.2.A y 10.2.B podemos observar los 340 © Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
CQ
FUENTE:
NOx
CH 4
CQV
SOx
D Ligeros
O Turismos
•
[] Pesados
Motos
PST
Elaborado con datos de Medio Ambiente en España, 1992, MOPTMA. FIGURA 10.2.A. Emisión de contam inantes según tipo de vehículos.
100 80
60 40 20
CO
NOx CH ,
COV
SO x PST
1 Interurbana ORural OUrbana FUENTE : Elaborado
con datos de Medio Ambiente en España, 1992, MOPTMA.
FIGURA 10.2.B. Emisión de contaminantes en distintas zonas geográficas.
© Ediciones Paraninfo
341
O
D Contaminantes atmosféricos datos de emisión nacionales desglosados por tipos de vehículos y por tipo de zona (urbana, rural o interurbana), constatándose que la incidencia de los turismos es de más de un 60%, y que las zonas urbanas soportan prácticamente el 60% del total de monóxido de carbono.
10.3.2. Formación Los principales procesos químicos en los que se forma monóxido de carbono son:
• Combustión incompleta de compuestos que contengan carbono: Es la principal causa de emisión de monóxido de carbono. La reacción de combustión de los compuestos carbonados transcurre en dos etapas, una primera en la que se forma monóxido de carbono como producto intermedio y una segunda en la que se completa la reacción hasta dióxido de carbono: Etapa 1: Etapa 2:
2 e+ 0 2 2 co + 02
2CO 2 C0 2
siendo v 1 >> v2
la velocidad de la primera etapa es del orden de diez veces superior a la de la segunda, lo que implica que si la proporción de oxígeno es pequeña, o incluso, aun siendo ésta suficiente, si no hay mezcla eficaz entre el combustible y el oxígeno, tiene lugar una emisión de CO elevada. En la Figura 10.3 se aprecia la variación de concentración de CO en función de la proporción aire-combustible empleada durante el proceso de combustión.
• Reacción entre el dióxido de carbono formado en la combustión y el carbono del combustible aún inquemado: 2CO Esta reacción tiene importancia a temperaturas elevadas, que son muy frecuentes en muchos procesos industriales. De hecho, en industrias tales como la siderurgia, el que se produzca monóxido de carbono es deseable, pues el CO continúa actuando como reductor del óxido de hierro.
• Disociación del dióxido de carbono a altas temperaturas: Aunque haya suficiente oxígeno para la combustión completa y las condiciones de mezcla sean buenas, cuando se trabaja a altas temperaturas se desprende monóxido de carbono, porque la constante de equilibrio del proceso de descomposición del dióxido de carbono aumenta con la temperatura, de tal forma que, a temperaturas del orden de 2.000ºC, la descomposición, según un proceso como el que se indica, es mayor de un 5%. CO+O
342 ©Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
14
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o 14
16
18
20
22
Relación aire I combustible en peso FUENTE:
W. G. Agnew, Research Publication GMT-743, General Motors Corp., 1968.
FIGURA 10.3. Efectos de la relación aire/combustible sobre las emisiones de hidrocarburos,
monóxido de carbono y monóxido de nitrógeno en los gases de combustión.
10.3.3. Evolución en la atmósfera Las vías de evolución del CO una vez incorporado a la atmósfera son:
• Oxidación a dióxido de carbono: En contra de lo que pudiera pensarse debido a la abundancia de oxígeno en la atmósfera, el CO no experimenta, por acción del mismo, una oxidación hasta C02 en una extensión importante. Parece que la vía principal a través de la cual transcurre la oxidación hasta C0 2 es a través de un proceso como el siguiente
HO• + CO el cual tiene lugar por la existencia de los radicales hidroxilo, procedentes de la descomposición fotoquímica del ozono y posterior reacción del oxígeno © Ediciones Paraninfo
343
D Contaminantes atmosféricos atómico liberado con vapor de agua (ver apartado 10.5). Este proceso de oxidación del monóxido de carbono a dióxido, es frecuente en la estratosfera, sin embargo en la troposfera transcurre en una extensión muy pequeña, de forma que la tasa de transformación es tan solo del orden del O, 1% por hora solar, siendo la reacción más importante en las zonas de niebla fotoquímica.
• Eliminación biológica: Es de gran importancia la absorción del CO por ciertos hongos existentes en los suelos. La tasa de absorción oscila en tomo a los 7 mg CO/h-m2 suelo, pudiendo alcanzarse valores más altos, de hasta 109 mg CO/h-m 2suelo, según sea su tipo. También las plantas superiores tienen capacidad de absorción de CO. La cantidad captada puede llegar a ser de hasta 7 ,2 mg/h-m 2superficie, dependiendo de la especie.
10.3.4.
Efectos
El efecto más importante del CO es el originado sobre aquellos animales que tienen sistemas respiratorios en los que la hemoglobina actúa como agente transportador de oxígeno. El CO tiene una afinidad alrededor de 200 veces mayor que el 0 2 por la molécula de hemoglobina, lo que implica que, incluso a concentraciones de CO relativamente bajas, se forma el complejo de carboxihemoglobina (HbCO) en lugar del de oxihemoglobina (Hb0 2) en cantidades importantes, lo que se traduce en una deficiente aportación de oxígeno a los tejidos. Se ha comprobado que la concentración de carboxihemoglobina en sangre está linealmente relacionada con la concentración de CO a la que se expone el organismo. En la Tabla 10.4 observamos la relación entre los niveles de CO en el TABLA 10.4.
Niveles de CO en el aire ambiental y% de COHb en la sangre.
Concentración de CO Concentración de equilibrio Efectos en el aire ambiental (mg/Nm 3) de COHb en sangre (%) No hay efectos aparentes. <4 < 1,0 4 -12 1,0 - 2,0 Hay alguna evidencia de efectos sobre la conducta. 12 - 35 2,0 - 5,0 Efectos en el sistema nervioso central. Efectos en el discernimiento de los intervalos de tiempo, agudeza visual, discernimiento de la luminosidad, y algunas otras funciones psicomotoras. 35- 74 5,0 - 10,0 Alteraciones cardíacas y pulmonares. 74 - 625 10,0 - 80,0 Dolores de cabeza, fatiga, somnolencia, coma, fallos respiratorios, muerte.
344 © Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
D
aire ambiental y el porcentaje de carboxihemoglobina (COHb) en la sangre, así como los efectos sobre la salud de estas cantidades de COHb en sangre. Evidentemente, la magnitud de los efectos de cualquier contaminante es también función del tiempo de exposición, lo que lleva a establecer diferentes límites de concentración admisibles en función del tiempo en que se esté sometido a los mismos, como se comentará en el apartado en que se hace referencia a legislación (capítulo 15). Sobre la vegetación y microorganismos asociados parece improbable un impacto significativo de este contaminante.
10.4. ÓXIDOS DE NITRÓGENO Al hablar de contaminación atmosférica se emplea la denominación óxidos de nitrógeno (NOx) para englobar bajo la misma el monóxido de nitrógeno y el dióxido de nitrógeno. De todos los posibles óxidos que puede formar el nitrógeno, únicamente se detectan en la atmósfera N 2 0, NO y N0 2 , pues el resto son inestables y se disocian, conduciendo a la formación de alguno de los anteriores. Todos ellos tienen características y comportamientos diferentes. • Monóxido de dinitrógeno, N 2 0, es un gas incoloro, no tóxico y no interviene en procesos fotoquímicos troposféricos. • Monóxido de nitrógeno, NO, es un gas incoloro, tóxico e interviene en procesos fotoquímicos troposféricos a través de los cuales se produce un equilibrio de interconversión entre NO y N0 2 como se discutirá más adelante. • Dióxido de nitrógeno, N0 2, es un gas pardo-rojizo, tóxico y que interviene también en procesos fotoquímicos troposféricos.
10.4.1.
Fuentes
El origen de estos tres gases es diferente, así, el monóxido de dinitrógeno proviene en gran medida de fuentes naturales y actividades agrícolas, siendo la principal el suelo, donde hay microorganismos capaces de degradar el nitrógeno proteico hasta nitrógeno y N 2 0 en los procesos de desnitrificación. Por el contrario, el monóxido y el dióxido de nitrógeno tienen fundamentalmente un origen antropogénico, siendo los mayores emisores de estos contaminantes el transporte y cualquier otro tipo de procesos en que tengan lugar reacciones de combustión a altas temperaturas. El distinto origen de los NOx y del N 20, unido al diferente comportamiento en cuanto a procesos fotoquímicos se refiere, ha sido la causa de que, hasta hace relativamente poco tiempo, al hablar de óxidos de nitrógeno no se tuviera en cuenta el monóxido de dinitrógeno. Actualmente, aunque el término óxidos de nitrógeno sigue aplicándose a los NOx, se tiende a cuantificar también las emisiones del monóxido de dinitrógeno, lo que viene motivado por una reciente preocupación en tomo al mismo, dada su participación en el efecto invernadero. En la Tabla 10.1 se recogían las estimaciones de emisiones de óxidos de nitrógeno (NOx) y monóxido de dinitrógeno (N 20) en nuestro país. En ella apreciábamos que, efectivamente, el transporte es el responsable de casi la mitad de las emisiones. En concreto, los turismos son los vehículos que contribuyen en mayor medida ©Ediciones Paraninfo
345
O
Contaminantes atmosféricos
(si bien no lo hacen en porcentaje tan alto como en el caso del monóxido de carbono), de ahí que también estos contaminantes se encuentren en gran medida en zonas urbanas (Figuras 10.2.A y 10.2.B). Merece destacarse que los NOxson emitidos, en mayor medida que el resto de contaminantes, en zonas interurbanas y rurales, a causa probablemente de las altas emisiones producidas por las centrales térmicas. En este capítulo hablaremos fundamentalmente del monóxido y dióxido de nitrógeno pues son los que tienen un origen común, participan de forma decisiva en los fenómenos de lluvia ácida e intervienen en el ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno originando, en muchos casos, contaminantes secundarios cuyos efectos pueden llegar a ser más nocivos que los de los propios óxidos de nitrógeno emitidos.
10.4.2. Formación La principal actividad humana responsable de la aparición de óxidos de nitrógeno en la atmósfera son los procesos de combustión, tengan lugar éstos en fuentes móviles (transporte) o fijas. En ellos pueden producirse las reacciones que a continuación se señalan, a causa, principalmente, del nitrógeno existente en el aire que se emplea como comburente. 2NO 2N0 2 La primera de ellas es una reacción altamente endotérmica que sólo tiene lugar en extensión apreciable a temperaturas muy elevadas (1.300-2.500ºC), como las que se generan en los procesos de combustión, como observamos en los siguientes datos: Temperatura
27°C 527ºC 1.316ºC 1.538ºC 1.760ºC 1.980ºC
• FUENTE:
[NOJ en el equilibrio (mg/Nm 3) 1,5.10-10
Tiempo de formación (s) de 670 mg/Nm3 de NO
1,03 737 1.850 3.485 5.561
-
1.370 162 1,10 1, 12
..
Control Techniques for Nitrogen Oxide Emisión from Stationary Sources, U.S. Dept. of Health.
La segunda no tiene lugar en extensión importante en las condiciones de combustión ordinarias, debido a la inestabilidad del N0 2 a temperaturas elevadas. De hecho, a 150º comienza a descomponerse en NO y 0 2 y a 600º la descomposición es ya prácticamente completa. Además, la velocidad de esta segunda reacción es muy pequeña a temperaturas bajas, así, a 20ºC, si la concentración de NO es del orden de 12.500 mg/Nm 3 , tarda en tomo a 3,6 minutos en oxidarse en un 90%, pero si la concentración es de 1,25 mg/Nm3 , el tiempo necesario para llegar a este 346 © Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
O
porcentaje de oxidación es del orden de 648 horas, y en 24 horas sólo se consigue una oxidación del 25%. Podríamos pensar que sería interesante emplear temperaturas bajas de combustión para evitar la formación de óxidos de nitrógeno y utilizar mezclas ricas en combustible, sin embargo esta última propuesta conduciría a altos valores de CO e hidrocarburos por ineficiencia de la combustión (ver Figura 10.3), por lo que las investigaciones se orientan a operar en condiciones de formación de mínimo CO y eliminar, o minimizar, la formación de los óxidos de nitrógeno recurriendo a controles de la temperatura de combustión, como se comentará más adelante en el capítulo 11.
Ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno La relación NO/NO existente en la atmósfera es mayor de lo que cabría esperar, dada la afirmación que acabamos de hacer respecto a la inestabilidad del N02 a altas temperaturas y, por tanto, las bajas tasas de emisión de N02 en los procesos de combustión. Sin embargo, el NO que se incorpora a la atmósfera experimenta una lenta pero constante oxidación a N02 • Ambos óxidos se ven implicados en un ciclo, llamado ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno, que es causa de la aparición de un contaminante secundario importante, de gran poder oxidante, el ozono. El ciclo, representado en la Figura 10.4, transcurre a través de una serie de procesos como los que a continuación se indican:
Luz solar
l lll
FIGURA 10.4. © Ediciones Paraninfo
A =380 nm
Ciclo totolítico de los óxidos de nitrógeno.
347
D Contaminantes atmosféricos a) El N0 2 absorbe radiación de longitud de onda del orden de 'A = 380 nm, disociándose en NO y oxígeno atómico NO+O b) El oxígeno atómico así producido reacciona con oxígeno molecular, originando ozono, apareciendo así un contaminante secundario de alto carácter oxidante
e) El ozono formado puede ahora reaccionar con NO originando de nuevo N0 2 y liberando oxígeno molecular
Si en este ciclo no se introdujera ningún otro tipo de perturbación, las concentraciones de NO y N0 2 permanecerían constantes en sus valores de equilibrio, según la tasa de emisión y la intensidad de radiación existente. Por el contrario, la presencia de otros contaminantes en el medio, en concreto de hidrocarburos, puede alterar notablemente el ciclo y conducir a la aparición de importantes contaminantes secundarios, como se verá posteriormente.
10.4.3. Evolución de los NDx en la atmósfera Oxidación atmosférica Los NOx emitidos a la atmósfera evolucionan de forma compleja, siguiendo mecanismos que, si bien no se consideran aún definitivamente determinados, se postula que pueden transcurrir a través de procesos como los que a continuación se indican. Se distingue la química diurna de la nocturna, pues la diferente concentración de las especies en horas solares o nocturnas determina los mecanismos de reacción. La química diurna transcurre fundamentalmente a través de los radicales hidroxilo e hidroperoxilo, y constituye una vía secundaria de evolución de los óxidos de nitrógeno, ya que sus velocidades de reacción son menores que las del ciclo fotolítico ya comentado. HO• +NO HO• + N0 2 H02 • +NO H0 2 • + N0 2
HN02 HN0 3 OH• +N0 2 0 2 + HN0 2
La presencia de monóxido de carbono como contaminante, sobre todo en atmósferas urbanas, es una fuente adicional de radicales hidroperóxido. HO• + CO H• + 0 2
El ácido nitroso formado se puede disociar y comenzar de nuevo la cadena de reacciones HN0 2 +hv
NO+HO•
348 © Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
O
La desaparición de radicales hidroperóxido puede producirse por formación de peróxido de hidrógeno, especie que se ha encontrado en las nieblas fotoquímicas
La posible existencia de hidrocarburos en la troposfera introduce procesos alternativos en la evolución de los óxidos de nitrógeno, como se verá posteriormente al estudiar la niebla (smog) fotoquímica en el apartado 10.5.2. La química nocturna se inicia por la presencia de un agente oxidante como el ozono, capaz de oxidar en un primer paso al dióxido de nitrógeno hasta trióxido. La reacción transcurre a través de la formación de diferentes óxidos de nitrógeno, lo que únicamente es posible en ausencia de radiación solar, pues el trióxido de nitrógeno sufre con facilidad reacciones fotolíticas, por lo que su concentración, para participar en este ciclo de reacciones, sólo es apreciable durante la noche.
La consecuencia final de estas oxidaciones es la formación de ácido nítrico, presente en las neblinas ácidas de las primeras horas del día, el cual posteriormente sufre una deposición en forma de lluvia ácida o de nitratos, originados por reacciones con partículas de metales o amoniaco presentes en la atmósfera. N03 + RH N0 3 + H 2 0 N 2 0 5 + H 20
HN0 3 + R• HN0 3 + HO• 2HN0 3
Eliminación por el suelo También en el caso de los óxidos de nitrógeno el suelo puede actuar como sumidero de los mismos, dependiendo la tasa de absorción de la naturaleza del suelo.
10.4.4.
Efectos
Debemos tener en cuenta que la toxicidad de los NOx en sí mismos no es elevada, el NO resulta menos problemático que el NOz, dada la mayor toxicidad de este último. A las concentraciones del aire ambiental estos gases en sí mismos no resultan problemáticos, aunque con un incremento de la concentración, y especialmente en ambientes cerrados, pueden alcanzarse niveles tales que lleguen a originar irritación ocular y respiratoria. El umbral para el cual comienzan a detectarse irritaciones oculares y nasales es cercano a las 13 ppm de N02 , si la tasa se incrementa es posible que lleguen a provocarse problemas respiratorios que pueden desembocar en edemas pulmonares y la muerte en caso extremo. Se consideran concentraciones letales para la mayor parte de las especies animales aquellas superiores a 100 ppm de N02 • El estudio de la mayoría de los efectos originados por los óxidos de nitrógeno, tanto sobre los seres vivos como sobre los materiales, se aborda en apartados pos© Ediciones Paraninfo
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teriores, pues en ellos están implicados no sólo estos óxidos, sino también otros contaminantes cuyo estudio no se ha realizado aún. Así, entre los efectos más importantes están los derivados de su contribución a la formación del llamado «Smog fotoquímico o seco» (neblina de las grandes ciudades, ver apartado 10.4.2) y los debidos a la lluvia ácida, que se estudiarán en el punto 10.6.4 al hablar de los óxidos de azufre. Otro efecto que no podemos ignorar es la contribución de los óxidos de nitrógeno emitidos de forma directa en la estratosfera a la destrucción de la capa de ozono existente en la misma y para cuyo estudio remitimos al capítulo 14.
10.5. HIDROCARBUROS Y OXIDANTES FOTOQUÍMICOS Los hidrocarburos o compuestos orgánicos volátiles, pues ambas denominaciones se emplean de forma indistinta, son contaminantes primarios del aire y se emiten directamente a la atmósfera. Muchos de estos hidrocarburos evolucionan posteriormente transformándose en los llamados oxidantes fotoquímicos, contaminantes secundarios, causantes de efectos mucho más acusados y graves que los originados por los propios hidrocarburos, por esta razón se aborda el estudio conjunto de ambos tipos de sustancias. Los hidrocarburos que se emiten a la atmósfera son muy variados, pudiendo encontrarse tanto compuestos alifáticos -saturados e insaturados- como aromáticos. El metano es uno de los que están presentes en mayor cantidad. Los principales focos emisores de metano son distintos de los del resto de hidrocarburos, por ello, y por la contribución del metano al efecto invernadero, en la actualidad se tiende a medir su concentración por separado, distinguiéndose este compuesto del resto de los compuestos orgánicos volátiles no metánicos (COVNM). Bajo la denominación de oxidantes fotoquímicos se engloba un importante número de sustancias producidas en procesos fotoquímicos y que tienen la característica común de ser capaces de oxidar materiales no inmediatamente oxidables por el oxígeno gaseoso. Los más estudiados son el ozono y los nitratos de peroxiacilo y peroxibenzoílo (NPAs, NPBs).
10.5.1.
Fuentes
Remitiéndonos de nuevo a la Tabla 10.1, observamos los datos del inventario Corine-aire para las emisiones de metano y compuestos orgánicos volátiles no metánicos (COVNM). Aunque a nivel planetario podemos afirmar que alrededor del 85% del metano existente en la atmósfera tiene un origen natural -proviene de la descomposición anaerobia de la materia orgánica-, en nuestro país es importante el aporte, además de las fuentes naturales, de las actividades agrícolas, los procesos de tratamiento y eliminación de residuos y el tratamiento y distribución de combustibles fósiles. En el aire que nos rodea la concentración de metano está aumentando a lo largo de los años, de hecho, se calcula que hemos pasado de niveles del orden de 0,8 ppm en el siglo XVIII a valores en torno a 1,75 ppm en el año 1999. Comentaremos con más detenimiento este hecho en el
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capítulo 13, en el que abordamos el efecto invernadero. En el citado capítulo se encuentra también la Figura 13.4, que señala el incremento constante de los niveles de metano. Respecto a los COVNM, la naturaleza es una fuente importante de emisión pues las plantas liberan hidrocarburos, principalmente terpénicos, pero para este tipo de sustancias las actividades antropogénicas adquieren también mucha importancia. Entre ellas podemos destacar el transporte, por expulsión de combustible no quemado, y el uso de solventes en instalaciones industriales. Una vez más, vemos en las Figuras 10.2 A y 10.2 B que los turismos son los vehículos más contaminantes en este aspecto y, de nuevo, son las zonas urbanas las que se ven sometidas a un grado más alto de contaminación, tanto de metano como del resto de compuestos orgánicos volátiles (COV).
10.5.2. Evolución de los hidrocarburos en la atmósfera: formación de oxidantes fotoquímicos Los hidrocarburos presentes en la atmósfera pueden evolucionar, transformándose en los llamados oxidantes fotoquímicos mediante una serie de reacciones complejas, que en muchos casos transcurren a través de radicales libres. El metano evoluciona en la atmósfera siguiendo una serie de procesos homolíticos como los que se recogen a continuación, a través de los cuales acaba finalmente convirtiéndose en especies con un mayor grado de oxidación, tales como formaldehído (HCHO), monóxido de carbono (CO) e hidroperoximetilo (CH 300H). Debemos destacar que en esta oxidación tiene importancia la existencia de otras especies no carbonadas, como el monóxido de nitrógeno (NO), cuya tasa de transformación en dióxido de nitrógeno (N0 2) se ve incrementada. Este hecho va a ser una constante en la evolución de los hidrocarburos en la atmósfera.
HO• CH4
-
o2
H02•
CH 3• - C H 3 Q 2• ~ CH300H
j
HOC• HO•
~
~co © Ediciones Paraninfo
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La evolución de todos los demás hidrocarburos en la atmósfera estará también condicionada por la presencia de las diferentes especies oxidantes atmosféricas, tales como radicales hidroxilo, ozono y oxígeno atómico -implicados en el ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno- y la propia presencia de estos óxidos. Los hidrocarburos son capaces de reaccionar con cualquiera de ellas, alterando el ciclo y originando sustancias orgánicas en un estado de oxidación superior, tales como aldehídos, o generando nuevos radicales libres, carbonados u oxigenados, capaces de iniciar toda una serie de reacciones homolíticas. Estas reacciones homolíticas, con sus correspondientes fases de propagación y terminación, conducen a la obtención de especies en mayor estado de oxidación, como los radicales peroxilo, los cuales, finalmente, pueden reaccionar con el monóxido de nitrógeno, aumentando la tasa de oxidación a dióxido, o con el dióxido de nitrógeno para formar los llamados nitratos de peroxiacilo (provenientes de hidrocarburos alifáticos, NPAs) y los nitratos de peroxibenzoílo (provenientes de hidrocarburos aromáticos, NPBs). Este conjunto de óxidos de nitrógeno, ozono, aldehídos, peroxinitratos y otros contaminantes secundarios, todos ellos de poder oxidante mucho más elevado que el oxígeno, es lo que se conoce con el nombre de smog fotoquímico o
o,
HIDROCARBUROS
FIGURA 10.5. Alteración del ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno provocado
por la presencia de hidrocarburos.
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seco (niebla fotoquímica) y tiene un carácter altamente nocivo. El fenómeno de smog fotoquímico adquiere especial gravedad cuando, debido a las condiciones climatológicas, la dispersión de contaminantes es baja, lo que conduce a un incremento de los niveles de inmisión de este tipo de sustancias que puede ocasionar episodios de smog de extrema gravedad, lo que puede obligar a la Administración a tomar medidas drásticas encaminadas a rebajar dichas concentraciones. El proceso podríamos esquematizarlo en la Figura 10.5, en la cual observamos la distorsión producida en el ciclo fotolítico de los óxidos de nitrógeno, y en una serie de reacciones como las que a continuación se indican, en las que se hace patente su complejidad y la composición, también compleja, del smog fotoquímico resultante de las mismas. RH+O RO•+ 0 2 R0 3 • + (HC) R0 3 • +NO R0 3 • + 02 R0 3 • + N0 2
_,.
RO• R0 3 •
_,. _,.
R'CHO R0 2 + N02 R0 2 + 0 3 RC0 3N02 (NPA, NPB)
_,.
_,. _,.
En el caso de que quien actúe en la oxidación de los hidrocarburos sea el radical hidroxilo, también pueden producirse una serie de reacciones que conducirán a la formación del mismo tipo de especies, y que podemos expresarla de esta forma: RH + HO• R• + 0 2 R0 2• +NO RO•+ 0 2 H0 2 • +NO Neto: RH + 2 NO + 2 0 2
_,.
_,. _,. _,.
_,. _,.
R• + H 20 R0 2• RO•+ N02 RCHO + H0 2 • N02 + HO• RCHO + 2 N0 2 + H 2 0
Como vemos, cada molécula de hidrocarburo oxidada produce dos moléculas de dióxido de nitrógeno y además, de forma indirecta, ocasiona un aumento de ozono en la troposfera. Este incremento se deriva de la introducción de vías competitivas a la establecida en el ciclo fotolítico del nitrógeno para la eliminación del monóxido de nitrógeno, lo que se traduce en una disminución de la tasa de reacción del citado óxido con el ozono troposférico, que era una de las etapas del mencionado ciclo fotolítico. El hecho de que exista interacción entre los óxidos de nitrógeno y los hidrocarburos emitidos a la atmósfera, y que esta interacción se inicie por acción de la luz, se traduce en que la composición de la atmósfera en las ciudades, lugares en los que al haber un intenso tráfico hay una importante emisión de estos agentes y por tanto unos altos valores de inmisión de ambos tipos de contaminantes, sufra variaciones de importancia a lo largo del día. Podemos observarla en la Figura 10.6, donde vemos que poco antes del inicio de la jornada laboral la concentración de hidrocarburos, NO y N0 2 es relativamente baja y se mantiene constante. A medida que el tráfico comienza a fluir aumenta de forma acusada la concentración de hidrocarburos y monóxido de nitrógeno, alcanzándose el máximo nivel de inmisión de estos agentes al poco ©Ediciones Paraninfo
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tiempo. Posteriormente, en un plazo corto, su concentración comienza a disminuir a costa de aumentar las concentraciones de aldehídos y oxidantes fotoquímicos y la de dióxido de nitrógeno, situándose esta última por encima del monóxido. Por último, cierto tiempo después de finalizar la jornada laboral, lo que conlleva una notable disminución de tráfico, las concentraciones de todas estas especies descienden hasta los niveles habituales en las horas nocturnas.
10.5.3. Efectos de los hidrocarburos y oxidantes fotoquímicos Podemos afirmar que los efectos causados sobre los seres vivos o los materiales por los hidrocarburos son menores que los ocasionados por los oxidantes fotoquímicos derivados de ellos, por lo que nos referiremos fundamentalmente a estos últimos. En cualquier caso, es preciso indicar que los hidrocarburos en sí mismos pueden también resultar perjudiciales, siendo el umbral de toxicidad mucho más bajo para los aromáticos que para los alifáticos. A título indicativo, podemos señalar que los hidrocarburos alifáticos ejercen efectos nocivos a concentraciones en torno a 500 ppm, mientras que los aromáticos causan efectos semejantes a niveles de tan sólo 25 ppm. Para tiempos de exposición semejantes, 3
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Hidrocarburos
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Oxidantes (O,. y tros)
0.1 1. Máxima concentración de hidrocarburos y monóxido de nitrógeno
2. Máxima concentración de oxidantes 3 y 4 Máxima concentración de dióxido de nitrógeno
o.o -----..._.................._...__._._._.________ 00:00
06:00
12:00
18:00
24:00
Tiempo local
FUENTE: Philip A. Leighton, Photochemistry of Air Pollution, Nueva York, Academic Press, 1961.
FIGURA 10.6. Variación horaria a lo largo del día de los componentes del smog fotoquímico.
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el umbral desciende a 0,7 y 0,005 ppm para los nitratos de peroxiacilo (NPA) y nitratos de peroxibenzoílo (NPB), derivados respectivamente de unos y otros. Para estudiar los efectos de los oxidantes fotoquímicos es conveniente distinguir entre plantas, animales (incluido el hombre) y materiales. En las plantas, los oxidantes producen daños agudos y crónicos que se manifiestan en la aparición de procesos necróticos en las hojas y disminución de crecimiento y producción. La intensidad de los daños depende, como es lógico, de la concentración, tiempo de exposición y naturaleza del oxidante al que estén expuestas y también del tipo de planta. La mayor parte de los estudios realizados se refieren al ozono, único oxidante medido actualmente de forma habitual en la atmósfera. En general, se puede afirmar que plantas como las espinacas, el tomate o el tabaco, especialmente sensibles a él, comienzan a deteriorarse cuando se ven expuestas a concentraciones de ozono de 0,05 ppm durante 4 h, o de 0,03 ppm durante ocho horas. El tabaco puede emplearse como bioindicador del nivel de ozono en atmósferas de concentración superior a 0,05 ppm. En cuanto a los animales y el hombre, el efecto producido se manifiesta, fundamentalmente, en una irritación de los ojos, pero no es éste el único que puede aparece1~ Dependiendo una vez más de la concentración, tiempo de exposición y naturaleza del oxidante fotoquímico, pueden producirse dolores de cabeza, tos, irritación del aparato respiratorio, dolor de garganta o daños de mayor gravedad que pueden llegar a ser letales a concentraciones suficientemente elevadas. Los efectos son especialmente intensos sobre las personas con enfermedades respiratorias. Actualmente se tiende a instalar estaciones de medida de concentración de ozono en las ciudades, dada la necesidad de avisar a la población caso de que se produzcan episodios de concentraciones por encima de lo tolerable. En el capítulo 15 se recogen los valores legislados para calidad de aire en lo que respecta al ozono. En cuanto a los materiales, todos aquellos que contengan en su composición macromoléculas orgánicas, sean éstas naturales o polímeros sintéticos, fundamentalmente si contienen dobles enlaces en su esqueleto hidrocarbonado, son muy sensibles al ataque del ozono y de los oxidantes fotoquímicos. El ataque de las especies oxidantes a los enlaces insaturados puede traducirse en una ruptura de los mismos, lo que conduciría a la fragmentación de las moléculas, con lo que el material, al disminuir el peso molecular promedio, sufriría importantes cambios en sus propiedades, se volvería más fluido, perdería resistencia a la tensión, se modificarían sus temperaturas de reblandecimiento y transición vítrea, etc., o bien contribuiría a la creación de entrecruzamientos entre las distintas cadenas de polímero, lo que conduce a materiales menos elásticos y más quebradizos. A título de ejemplo podemos indicar que un caucho sometido a una concentración de ozono de 0,02 ppm tarda tan sólo 65 minutos en presentar grietas, mientras que el tiempo se reduce a 3 minutos si la concentración de ozono alcanza las 0,45 ppm, siendo prácticamente instantánea la formación de las mismas si el nivel de ozono alcanza las 20.000 ppm. Estos efectos pueden suponer importantes pérdidas económicas en el mun. do que actualmente habitamos, en el que gran parte de los objetos que manejamos están fabricados a partir de materiales poliméricos. Incluso pueden producirse pérdidas importantes en museos o galerías de arte, pues muchos de los materiales naturales con los que se hicieron las obras allí recogidas pueden resultar dañados. ©Ediciones Paraninfo
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10.6. ÓXIDOS DE AZUFRE Con el nombre de óxidos de azufre se engloblan el dióxido, S02 , y el trióxido de azufre, S03 • El que se emite en mayor cantidad hacia la atmósfera es el SOz, al que acompaña por lo común una pequeña cantidad (1-2%) de S03 , sin embargo, este último no se encuentra generalmente en la atmósfera, debido a que reacciona rápidamente con la humedad, convirtiéndose en ácido sulfúrico. Ambos son gases incoloros, teniendo el dióxido de azufre un olor acre a concentraciones superiores a 3 ppm. Consideraremos, como se hace generalmente, el S0 3 como parte de las emisiones de S0 2 , por lo que cualquier dato que manejemos vendrá referido a concentración de S02 •
10.6.1. Fuentes Las emisiones naturales constituyen poco más del 50% de las emisiones totales de S02 • Provienen principalmente de la oxidación del sulfuro de hidrógeno (H2S) originado por la degradación anaerobia de la materia orgánica de pantanos, lodazales, océanos, fuentes biológicas terrestres, ... En cuanto a emisiones antropogénicas, debemos señalar que están originadas fundamentalmente por la combustión de carburantes que contienen azufre, siendo los principales puntos emisores los focos de combustión estacionaria, bien sean de plantas termoeléctricas de producción de energía, focos industriales de combustión o calefacciones domésticas. Revisando de nuevo las Tablas 10.1y10.2, vemos que en nuestro país las principales fuentes de emisión son las plantas generadoras de electricidad, sean convencionales o de cogeneración, seguidas en importancia por las plantas de combustión industrial. El transporte, al contrario de lo que ocurría con los tres contaminantes anteriormente estudiados, es responsable en muy bajo grado. Los vehículos que contribuyen en mayor medida son los que poseen motores diésel y, una vez más, volviendo a las Figuras 3.2 A y B, apreciamos que son los turismos, seguidos muy de cerca por los vehículos pesados, los principales emisores, siendo también en este caso las zonas urbanas las que soportan la mayor parte de las emisiones.
10.6.2. Formación La combustión de cualquier sustancia que contenga azufre producirá S02 y S03 • La cantidad de dióxido de azufre formada será siempre muy superior a la de trióxido, independientemente de la cantidad de oxígeno presente, al contrario de lo que sucedía en la combustión del carbono, aunque, lógicamente, el porcentaje puede variar según sean la temperatura y las condiciones de combustión. Se podría escribir un mecanismo simplificado de formación de ambos óxidos que implicaría las dos reacciones siguientes: Reacción 1: S + 0 2 Reacción 2: S02 + 112 0 2 A temperaturas elevadas el trióxido de azufre es inestable, lo que se traduce en que el equilibrio, en el caso de la segunda reacción, esté muy desplazado hacia el dióxido de azufre y el oxígeno en dichas condiciones. Este desplazamiento se
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hace mucho más notorio, incluso a temperaturas bajas, si en el medio existe algún metal, aunque sea a niveles de traza, que pueda actuar como catalizador, cosa que es frecuente en muchos de los carbones. Podría pensarse que el descenso de temperatura que sufren los gases cuando abandonan la zona de combustión provocaría un aumento de la oxidación del dióxido de azufre a trióxido, sin embargo, esto no tiene lugar debido a la baja tasa de reacción. Todo ello se traduce en la menor presencia de trióxido de azufre en los gases de emisión.
10.6.3. Evolución en la atmósfera El S02 emitido a la atmósfera sufre en pocas horas una oxidación paulatina a S03 • El hecho de que esta transformación no precise demasiado tiempo, lo que entraría en contradicción con lo afirmado anteriormente, induce a la conclusión de que la oxidación atmosférica del S02 debe transcurrir a través de procesos de naturaleza catalítica o fotoquímica. Sea uno u otro el mecanismo de oxidación seguido, el resultado final es la aparición de ácido sulfúrico, debido a la reacción del S03 con el vapor de agua, y de sulfatos de amonio y distintos metales por reacción con partículas de los mismos existentes en la atmósfera. Debido al aspecto de niebla que adquiere el aire en estas circunstancias, esta contaminación se conoce con el nombre de smog húmedo. Los procesos a través de los cuales parece transcurrir la oxidación del dióxido de azufre pueden ser múltiples y existen gran cantidad de estudios acerca de los mismos. Quizá podríamos resumirlos brevemente de la siguiente manera:
- Procesos de oxidación heterogénea del S02 • Pueden ocurrir en fase acuosa en la superficie de las gotas de agua debido a la alta solubilidad del S02, o bien en la superficie de partículas. En estos procesos de oxidación pueden actuar como agentes oxidantes el oxígeno (las reacciones a su vez pueden estar o no catalizadas) o agentes oxidantes fuertes como el ozono y el peróxido de hidrógeno. S02 + H 20 H 2S0 3 + H 2 0 2
-
Procesos de oxidación homogénea del S02 • Podemos a su vez distinguir entre los que se producen por fotooxidación directa del S02 , previa excitación de sus moléculas, y los que tienen lugar por acción de especies tales como el radical hidroxilo.
Fotooxidación directa: S02 + hv (240< A. <400 nm) ___.,. so3 + o
·so2 + 02
S02* (excitado)
Acción de especies oxidantes: S02 +OH• HOS0 2 + 02 S0 3 + H 20 © Ediciones Paraninfo
HOS0 2 H0 2• + S03 H 2S04
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D Contaminantes atmosféricos 10.6.4. Efectos de los óxidos de azufre Los principales efectos de los óxidos de azufre serán los derivados de su transformación en agentes causantes de la lluvia ácida, por lo que nos extenderemos con algo más de detalle sobre estos últimos. Sin embargo, es preciso indicar que los óxidos de azufre como tales pueden también ocasionar problemas sobre los ecosistemas. Así, podemos afirmar que exposiciones, durante períodos cortos y elevadas concentraciones, pueden originar en las plantas áreas muertas en las hojas. Igualmente, aunque las concentraciones no sean elevadas, si el período de exposición es largo pueden originarse lesiones crónicas. Los daños dependen de la especie de que se trate e incluso de otras condiciones ambientales, tales como la humedad y la temperatura o el nivel de nutrientes, pero el umbral de concentraciones al que comienzan a detectarse daños es bajo. La última directiva sobre niveles de dióxido de azufre de la Unión Europea establece el valor límite de 20 µg SOifm3 para protección de ecosistemas. También sobre los animales o el hombre ejercen efectos nocivos, principalmente irritaciones de los ojos y del sistema respiratorio, aunque estos daños sólo se hacen patentes a concentraciones bastante mayores que en el caso de las plantas. Así, la misma directiva a la que nos referíamos anteriormente establece unos límites para protección humana de 350 µg S02/m3 en una hora o 125 µg S02/m 3 en 24 horas.
10.6.5. Lluvia ácida a) Formación El pH del agua de lluvia normal oscila en tomo a 5,5-5,7. Es ligeramente ácido debido a la solubilidad en agua del dióxido de carbono atmosférico, lo que se traduce en un aporte de ácido carbónico. Se considera lluvia ácida la que tiene un pH inferior a 5,5, pudiendo alcanzarse valores muy bajos de hasta 4 unidades de pH o incluso menores. Aunque el término de lluvia ácida se refiere estrictamente a deposición húmeda de sustancias de carácter ácido, también se incluye bajo esa denominación la deposición seca de especies de carácter ácido; el conjunto de ambas constituiría la llamada deposición ácida. Desde el punto de vista químico puede tener una composición en la que se incluyan diversos tipos de sustancias, pero los principales constituyentes serán ácidos, como el sulfúrico, nitríco o clorhídrico, o sales derivadas de la reacción de los mismos con cationes existentes en la atmósfera. El ácido sulfúrico se forma como pequeñas gotitas que pueden ser arrastradas por los vientos a distancias de hasta 1.500 km antes de caer a la tierra. Aunque se calcula que el ácido sulfúrico contribuye en un 60-70% aproximadamente a la lluvia ácida, no es el único componente de esta naturaleza que forma parte de la misma, si bien, la mayor solubilidad en agua del S02 comparada con la del N0 2 , es la causa de que sea la sustancia mayoritaria. Se calcula que también hay una importante cantidad de ácido nítrico, del orden del 30%, proveniente de los óxidos de nitrógeno, siendo el restante 6% debido a otros ácidos, entre los que destaca el clorhídrico de origen natural (océanos, volcanes, quema de bosques, ... ) o antropogénico (combustión de carbón, residuos, disolventes, ... ).
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En la Figura 10.7 observamos un mapa en el que están dibujadas las isolíneas de pH del agua de lluvia en los países del centro y este de Europa. Podemos apreciar la existencia de valores muy bajos, 4,2-4,3 en determinadas zonas de Alemania, Países Bajos y Escandinavia. También la zona este de Estados Unidos y Canadá tiene problemas graves de lluvia ácida. Merece destacarse que algunos de los lugares que presentan mayores problemas de lluvia ácida no son los principales er.1isores de los agentes contaminantes que la originan, sino que sufren el problema debido a emisiones realizadas en puntos geográficamente bastante distantes de ellos. Este hecho nos hace reflexionar, una vez más, sobre los problemas de migración transfronteriza de contaminantes y la necesidad de adoptar políticas medioambientales globales o internacionales. Se habla también de lluvia alcalina para referirse a aquellos casos en que la concentración de calcio en el agua de lluvia es más alta de lo habitual, lo que puede traducirse en un pH ligeramente básico para la misma, o puede contrarrestar
FIGURA 10.7. © Edic iones Paraninfo
Valores medios anuales de pH (1985).
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en parte el exceso de acidez. Las lluvias alcalinas se presentan en aquellos casos en que existe un aporte importante de partículas, procedentes en general de desiertos que contienen piedras calizas. En la Figura 10.8 observamos el mapa de contenidos en calcio del agua de lluvia en la misma zona geográfica para la que veíamos el mapa de lluvia ácida. Podemos ver que las zonas europeas que tenían mayores problemas de acidez tienen a su vez un bajo contenido en calcio, mientras que determinadas zonas del sur de Europa tienen contenidos relativamente altos debido al aporte de partículas cálcicas procedentes de los desiertos del norte de África.
b) Efectos La lluvia ácida causa efectos de gran importancia, tanto sobre los ecosistemas como sobre los materiales.
Sobre los ecosistemas: los daños ocasionados por una disminución del pH del agua de lluvia se derivan del descenso del pH del agua de ríos y lagos y del aumento de acidez de suelos, pudiendo manifestarse de maneras muy diversas:
Por encima de 2,5 2,0. 2,5
1,5. 2,0
0,2. 0,5 Por debajo de 0,2
FUENTE:
Calidad del aíre en España, 1990, MOPTMA.
FIGURA
10.8. Concentración de Ca2• en mg-Ca/I, en el agua de lluvia.
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Disminución del pH de ríos y lagos, y una disminución por tanto de la vida acuática. Las diferentes especies de peces tienen distintas tolerancias respecto a los pH bajos, si bien todos ellos son vulnerables. Así, el pH inferior a 4 es letal para los salmónidos, y cuando la acidez se sitúa a niveles de pH inferiores a 3 sólo sobreviven algunas especies de plantas e invertebrados. Aumento de la acidez de los suelos, lo que se traduce en cambios en la composición del mismo. Numerosos estudios realizados indican que la lluvia ácida está lixiviando de los suelos nutrientes importantes para las plantas, tales como el calcio, el magnesio y el potasio, transformándolos en suelos inutilizables, o cuando menos de peor calidad, para muchos cultivos. Otro efecto causado por el aumento de acidez de los suelos es la posible movilización de metales tóxicos. Así, por ejemplo, en los suelos que contienen silicato de aluminio y calcio, el aluminio puede movilizarse ocasionando problemas en las raíces de las plantas al competir con otros elementos esenciales en su fijación, inhibiendo de esta forma el crecimiento de la planta. Pero la movilización de metales tóxicos puede tener también otro tipo de consecuencias sobre las especies animales y las personas. De hecho, el aumento de acidez es la causa de que se puedan producir reacciones de intercambio entre los protones del ácido y cationes de metales pesados como el cadmio, níquel, manganeso, plomo y mercurio, que pueden estar unidos a partículas coloidales del suelo, o bien disolverse metales depositados en vertederos, introduciéndose estas sustancias en las corrientes de agua. Una vez incorporados al agua, los metales pueden afectar a los peces e incorporarse así a la cadena alimentaria, o aumentar la toxicidad de las aguas destinadas a uso potable y ocasionar, por tanto, todos los efectos derivados de la contaminación por metales del agua. La vegetación expuesta directamente a la lluvia ácida sufre en general importantes daños, al ser extraídos los nutrientes de las plantas a una mayor velocidad de la que son aportados a través de las raíces. Los ecosistemas forestales son los más seriamente dañados en la actualidad. Los daños pueden ser de distinta magnitud, observándose pérdidas de color de las hojas, caída temprana de las mismas, muerte de las copas, deterioro de la corteza, falta de rejuvenecimiento natural e incluso muerte del árbol. En Alemania Occidental, entre los años 1982 y 1986 se calculaba que el porcentaje de zonas forestales que sufrían graves daños a consecuencia de la lluvia ácida se había incrementado de un 8 a un 53,7%. También se han estudiado los efectos de la lluvia ácida sobre los cultivos, observándose un comportamiento distinto según las especies. Algunos experimentan importantes pérdidas de follaje a pH del orden de 3,5-4, mientras que otros, en condiciones similares, apenas sufren deterioro.
Sobre los materiales: los daños ocasionados por la lluvia ácida sobre los materiales podríamos resumirlos de la siguiente forma: - Aumento de la velocidad de corrosión de materiales metálicos. Aunque los diferentes metales tienen distintas velocidades de oxidación a un pH determinado, en general, todos ellos aumentan espectacularmente la velocidad de corrosión a medida que se rebaja el pH, lo que hace que los daños ocasionados por la lluvia ácida se traduzcan en pérdidas millonarias al cabo del año por necesidad de reposición de materiales, principalmente férreos. En la Figura 3.3 del © Ediciones Paraninfo
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Contaminantes atmosféricos
EPISODIO DE «SMOG» FOTOQUÍMICO EN LOS ÁNGELES En octubre de 1954, la ciudad de los Ángeles (California) sufrió uno de los episodios de smog fotoquímico más importantes, y de los primeros de los que se tiene noticia. las emisiones a la atmósfera causadas por las industrias yel tráfico (se considera que este último era el causante de dos tercios de la emisión), unidas a las condiciones atmosféricas reinantes: existía una inversión térmica que impedía la difusión vertical de contaminantes, y el viento soplaba desde el mar, impidiendo su dispersión horizontal, pu9s no podían atravesar las montañas situadas a espaldas de la ciudad, fue la causa de que la atmósfera de los Angeles se hiciera irrespirable. Se produjeron miles de muertes de personas con enfermedades respiratorias y hubo incluso q_ue desyiar aviones. Anteriormente, el 26 de julio de 1943, día conocido como «el miércoles negro», la ciudad de Los Angeles había también sufrido un episodio de contaminación por smog seco muy importante, a causa de lo que se denominó el «ataque de gas» proveniente de la cercana planta de butadieno de Southern California Gas Company.
EPISODIOS DE «SMOG» HÚMEDO EN LONDRES El invierno de 1952 se produjo en Londres un episodio de smog húmedo en el que se alcanzaron las siguientes concentraciones de contaminantes: • Humos negros: 2.650 µg/m 3-día. • S-S02: l.260 µg/ m3-día. Esta atmósfera tan contaminada ocasionó un incremento de la mortalidad de 3.500-4.000 personas, comparándolo con un período semejante del año anterior. El 80-90% de las muertes fueron por enfermedades cardiorrespiratorias. Con rosterioridad, también se han sufrido en Londres episodios de smog húmedo de importante gravedad. En e siguiente cuadro apreciamos las fechas yel número de muertes atribuibles a cada uno de ellos: Fecho del episodio de smog 1956 1957 1958-59 1995
Número de muertes atribuibles l.000 700-800 200-250 Incremento de un 10% diario
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apartado dedicado al estudio de contaminación de agua, se apreciaba el incremento de la velocidad de corrosión del hierro en función del pH, independientemente de que la concentración de oxígeno sea alta o no. Se han creado varios programas de investigación para el estudio de la aceleración del deterioro de materiales tales como cobre, bronce, acero galvanizado e incluso pinturas o barnices. Es preciso tener en cuenta que no sólo afecta el pH, sino que también la naturaleza del ácido tiene importancia. Así, por ejemplo, uno de los fenómenos más visuales de deterioro de materiales que contienen cobre es el color verde azulado o gris verdoso de los bronces al aire libre, consecuencia de la formación de antlerita y brochantita (CuS0 4 ·3 Cu(OH) 3 ). Deterioro de materiales pétreos. Todos los materiales cuya composición sea de tipo calcáreo (caliza, mármol, algunas areniscas) sufren importantes daños por acción de la lluvia ácida, en especial del ácido sulfúrico contenido en la misma, a causa de que se produce la siguiente reacción:
Como apreciamos, se origina la formación de sulfato de calcio hidratado, cuya problemática es doble; por un lado, es dos veces más voluminoso que el carbonato, lo que origina importantes desconchamientos, ahuecamientos y desintegración de la piedra, y por otro, la solubilidad del sulfato de calcio (1(. CaS0 4 ·2 H 2 0 = 2,4·10-5 ) es mucho mayor que la del carbonato (1(. CaC0 3 = 4,8·10-9), lo que se traduce en una lenta desaparición del material. Estos procesos de deterioro de materiales pétreos se conocen con el nombre genérico de mal de la piedra, y tienen sus características propias según el material sea más poroso (caliza y arenisca) o menos (mármol). Se producen fenómenos de disolución y recristalización de la caliza (eflorescencia); de sulfatación o transformación de caliza en sulfato de calcio; de exfoliación, en materiales pulidos como el mármol, lo que produce un desconchamiento paulatino de las capas superficiales; de agrietamiento, en los materiales más porosos, de particular importancia en ambientes marinos cuyas sales pueden reaccionar con el yeso formado, originando productos altamente higroscópicos y corrosivos, como el sulfato de sodio (formación de alvéolos). Todos estos fenómenos están produciendo graves daños, con especial incidencia sobre el patrimonio cultural en muchos edificios monumentales, por lo que se están desarrollando diversos métodos de protección en los últimos años. Se utilizan tanto métodos mecánicos como químicos, según la naturaleza de la piedra, se emplean agentes de lavado (ácidos o básicos) y procesos de consolidación de la piedra con Ba(OH)2 , Si0 2 y compuestos poliméricos orgánicos.
10.7.
PARTÍCULAS
Se engloba bajo este nombre el conjunto de diminutas partículas sólidas y pequeñas gotas de líquido que se hallan presentes en el aire y que son causa en muchas ocasiones de graves problemas de contaminación. Esta dispersión, de un sólido o de un líquido, en el aire es lo que se denomina aerosol atmosférico. En la bibliografía se utiliza habitualmente la simbología PM para referirse a las partículas, y la adoptaremos también en este texto; si el símbolo PM va acompañado © Ediciones Paraninfo
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de un número, dicho número indicará el diámetro de la partícula. En ocasiones se encuentra también la simbología PST -partículas totales en suspensión (por ejemplo en la Figura 10.2)- para referirse al total de partículas. El parámetro indicador de este tipo de contaminación es independiente de la naturaleza química de las partículas, al contrario de lo que sucedía con los contaminantes estudiados anteriormente. Por ello, se habla de concentraciones en mg o µg de partículas/m3 de aire, no pudiendo hacerse en este caso la equivalencia correspondiente a ppm o ppb. Se distinguen partículas primarias, las emitidas directamente a la atmósfera y partículas secundarias, las que se forman como consecuencia de reacciones que tienen lugar en la atmósfera entre diversos compuestos presentes en la misma, por ejemplo, sulfatos a partir de S0 2 , nitratos a partir de Nüx, ...
10.7.1. Fuentes Mas del 80% de las partículas presentes en la atmósfera tienen un origen natural: aerosoles marinos, arrastre de polvo por el viento, incendios forestales, erupciones volcánicas, pólenes, bacterias, ... En cuanto al origen antropogénico, las fuentes emisoras de partículas son diversas; podríamos citar como más importantes la emisión de partículas en los procesos de combustión y las pérdidas en procesos industriales, tales como industrias cementeras, canteras, minería, trituración de piedras y rocas, industrias siderúrgicas, «cremaciones agrícolas», tratamiento de residuos sólidos urbanos etc. En la Figura 10.9 observamos las fuentes emisoras de partículas en los países de la Unión Europea, tanto en los estados miembros actuales (columna de la izquierda) como en los países que están sometidos al proceso de integración en la Unión. Es conveniente aclarar algunos términos que con frecuencia se emplean al hablar de contaminación por partículas: Polvo: Suspensión de partículas sólidas, de forma irregular, que proceden de diferentes procesos de disgregación de materiales sólidos (trituración o pulverización). Niebla: Suspensión de pequeñas gotas líquidas originadas por la condensación de vapor de agua sobre partículas higroscópicas suspendidas en el aire, que actúan como núcleos de condensación. Humo industrial: Suspensión de partículas sólidas o líquidas debidas a la condensación de vapores producidos en procesos industriales. Humo de combustión: Conjunto formado por partículas residuales procedentes de procesos de combustión (cenizas) e inquemados. Pueden ser sólidas o líquidas. Bruma: Suspensión de pequeñas gotas líquidas, originadas por condensación de vapores o por dispersión de agua o evaporación de aceites esenciales de la vegetación, visibles a simple vista.
1O.7 .2.
Composición química y tamaño
Los posibles perjuicios ocasionados por la contaminación por partículas van a depender de dos tipos de factores: su tamaño y su composición química. Como se ha señalado anteriormente, cuando se mide el parámetro indicativo de contaminación por partículas, generalmente no se hace distinción alguna respecto a la naturaleza química de las mismas, por ello en este apartado consideraremos principalmente la problemática de las partículas desde el punto de vista de su 364 ©Ediciones Paraninfo
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Emisiones de PM10 en toneladas/año 4.000.000
3.000.000
2.000.000
1.000.000
Estados Miembros de la UE
FUENTE:
•
Otros
•
Tratamiento de residuos
D
Agricultura
~
Transporte
LJ
Industria
•
Energía
Estados en proceso de integración en la UE
Berdowski et al., 1997.
FIGURA 10.9.
Emisiones de partículas PM10 en países de la Unión Europea y aspirantes. Air Emissions Annual tapie update 1999, European Environment Agency.
tamaño, aunque nunca debemos ignorar su composición química, por lo que nos referiremos brevemente a la misma.
a} Composición química Las partículas presentes en el aire pueden tener una composición muy diversa. Si nos referimos a las especies de carácter no biológico, podemos hablar de: - Metales: Se pueden encontrar en forma atómica o iónica (sales y óxidos). Entre los más abundantes se hallan el calcio y el aluminio, provenientes de procesos de erosión de la corteza terrestre y de algunos procesos industriales; el plomo, liberado por las pinturas y por el uso como antidetonante en las gasolinas; y el hierro, originado principalmente en procesos siderúrgicos. Otros metales abundantes son el sodio, presente en los aerosoles marinos; el potasio, procedente de procesos de erosión; el vanadio, liberado en los procesos de combustión de fuel-oil y otros como el magnesio, cobre, cromo, manganeso, ... que se encuentran como metales traza en la composición de carbones y otros combustibles. - Otras especies inorgánicas: Debemos destacar la presencia de sulfatos y nitratos como contaminantes secundarios procedentes de los correspondientes óxidos de azufre y nitrógeno; cloruros, en aerosoles marinos; amonio, © Ediciones Paraninfo
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generado a partir de amoniaco gaseoso; silicio, proveniente de la erosión terrestre y partículas carbonadas, tanto de carácter inorgánico como orgánico, originadas en procesos de combustión incompleta. - Compuestos orgánicos: Los hay de origen natural, como es el caso de los compuestos terpénicos y los aceites esenciales provenientes de la vegetación, y de origen antropogénico, hidrocarburos alifáticos y aromáticos empleados como disolventes o combustibles, hidrocarburos aromáticos policíclicos generados en procesos de combustión, insecticidas utilizados en fumigaciones agrícolas, nitratos de peroxiacilo formados en los procesos fotoquímicos, dioxinas y benzofuranos producidos en la incineración de organohalogenados ... De lo indicado se desprende que nos encontramos con partículas primarias, emitidas de forma directa, y secundarias, formadas con posterioridad en el seno de la atmósfera. Las primarias se encontrarán en mayor o menor concentración según sea la distancia desde el punto en que se estén midiendo a la fuente emisora, mientras que las secundarias, principalmente sulfato y nitrato de amonio y compuestos orgánicos secundarios, se encuentran, en general, en concentraciones semejantes en todos los puntos, no apreciándose gradientes de concentración importantes entre áreas urbanas y rurales. En la Figura 10.10 apreciamos la distribución de partículas de distinta naturaleza en la atmósfera del Reino Unido. Cabe destacar cómo la proporción de los diferentes tipos es distinta según sea el tamaño de partícula que consideremos. Evidentemente, la posibilidad de causar efectos perjudiciales dependerá de la mayor o menor toxicidad de cada una de las sustancias que constituyan las partículas, y en cuya discusión no entramos ahora, pero que en absoluto puede ser ignorada. b) Tamaño El tamaño de las partículas presentes en la atmósfera es de gran importancia para conocer cuál va a ser su comportamiento, tanto en lo referente al destino de las mismas (mayor o menor facilidad de sedimentación), como en los aspectos que van a incidir en su peligrosidad. Por tanto, es preciso hacer unas consideraciones básicas sobre el tamaño antes de comentar ambos temas. Las partículas pueden tener formas geométricas muy variadas; las partículas líquidas son siempre esféricas, pero, entre las sólidas, podemos encontrar partículas con forma poliédrica como el cuarzo; laminar, como la mica; cilíndrica, como el talco; fibrilar, como la celulosa o textiles. Para hablar de tamaño se consideran todas ellas esféricas y se mide la magnitud de ésta en función del radio de Stokes. Este radio se define como el de una esfera que tenga la misma velocidad de caída e igual densidad que la partícula. En algunos casos, el radio de Stokes puede ser casi idéntico al radio geométrico de la partícula, en otros sin embargo, puede haber importantes variaciones, por lo que debe tenerse en cuenta este factor al interpretar los efectos físicos debidos al tamaño de las partículas. Este tamaño oscila entre límites muy amplios, que van desde radios menores a los 10-3 µm a radios mayores a 103 µm. En función del mismo, las partículas se clasifican en tres grupos: a) Partículas de Aitken o finas, de tamaño inferior a 0,1 µm de diámetro. 366 © Ediciones Paraninfo
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EMISIONES TOTALES DE PARTÍCULAS PM15
Amonio procedente de emisiones de NH 3
Nitratos procedentes de emisiones de NOx \
Materia carbonosa procedente de combustiones Na, K, Mg y Ca, procedentes de sal y polvo
FRACCIÓN DE PARTÍCULAS FINAS PM 2,5 Amonio procedente de emisiones de NH3
----..
Nitratos procedentes de emisiones de NOx
FRACCIÓN DE PARTÍCULAS ENTRE PM 2,5. 15 Amonio procedente de emisiones de NH3
Minerales insolubles como polvoarrastradoporelvJento
-----
Cloruros procedentes de salmarinaycarbón
~ Sulfatos procedentes de emisiones de 80 2
FUENTE:
.............__ Materia carbonosa procedente de combustiones
Na, K, Mg y Ca, procedentes de sal y polvo
Minerales insolubles como polvo arrastrado por el viento
www.environment-agency.gov.uk
FIGURA 10.10.
Emisiones de partículas en el Reino Unido procedentes de diversas fuentes, clasificadas por tamaño y naturaleza. Se reflejan las emisiones totales (PM 15 ), las PM 2.5 y la fracción correspondiente a los tamaños comprendidos entre PM 2.5_15 .
b) Partículas medias, se encuentran en suspensión, y son aquellas cuyo diámetro está comprendido entre 0,1 y 10 µm según algunos autores, aunque otros emplean esta denominación para aquellas que no sobrepasan los 2 µm. c} Partículas sedimentables o gruesas, aquellas con diámetro superior a 10 µm. Las partículas Aitken tienen un comportamiento similar al de las moléculas, con movimientos al azar, frecuentes colisiones y consiguientes coagulaciones. Las partículas mayores de 1O µm permanecen en el aire durante períodos de tiempo relativamente cortos, sufriendo importantes procesos de coagulación. Estos dos hechos provocan que el tamaño de las partículas que permane© Ediciones Paraninfo
367
D Contaminantes atmosféricos cenen suspensión en el aire esté fundamentalmente comprendido entre 0,1 y 10 µm. Dentro de estas últimas, actualmente se tiende a distinguir entre las denominadas PM 2,5 , partículas con diámetro inferior a 2,5 µm, y las PM 10 , partículas con diámetro inferior a 10 µm. La razón es que unas y otras ocasionan efectos distintos sobre la salud, siendo mucho más elevada la peligrosidad, derivada de su tamaño, de las PM 2,5 , como se comentará más adelante. Hablar de la peligrosidad global, combinando naturaleza química y tamaño, puede ser más complejo, pues, con frecuencia, puede ocurrir que las partículas más gruesas sean de naturaleza más tóxica que las finas. En la Figura 10.10, en la que como hemos indicado se recogían datos correspondientes a emisiones de partículas en el Reino Unido, se reflejan las diferencias en cuanto a tamaño y naturaleza. Se distinguen las partículas de diámetro inferior a 2,5 µm de las de diámetro menor de 15 µm, apreciándose que el porcentaje de partículas de determinada naturaleza química es diferente en unas y otras. Así, entre las partículas finas la fracción de minerales insolubles es muy pequeña, mientras que entre las partículas medias o gruesas esta fracción constituye más de la mitad del total; ocurre lo contrario con los sulfatos, amonio o partículas de naturaleza carbonosa procedentes de combustiones. En la Figura 10.11 se recogen los tamaños más frecuentes de las partículas, según la actividad que las origina.
1O.7 .3.
Evolución en la atmósfera
Todas las partículas presentes en la atmósfera acaban depositándose en la corteza terrestre. Como hemos comentado, las más pequeñas sufren en primer lugar un proceso de coagulación, mientras que las más grandes no precisan de este paso previo, pero unas y otras finalmente se depositan. Hay dos maneras de producirse este fenómeno, que reciben respectivamente los nombres de deposición seca y deposición húmeda, según intervenga o no el agua de la atmósfera. - Deposición seca: puede producirse por sedimentación, es decir, deposición gravitacional por impacto contra posibles obstáculos que encuentran en su movimiento, o por migración hacia una superficie, con la que chocan y en la que finalmente permanecen. Se calcula que la deposición en seco es responsable de la eliminación de alrededor del 20% de las partículas presentes en la atmósfera. - Deposición húmeda: las partículas de la atmósfera pueden ser arrastradas por acción del agua de lluvia (o nieve), que las transporta hasta la superficie terrestre. Este proceso es el responsable de la eliminación de la mayor parte de las partículas grandes del aire. Algunas partículas también pueden actuar como productoras de lluvia, por un proceso denominado de condensación. En concreto, aquellas que por su composición química son solubles en agua tienden a condensarla sobre su superficie, formando pequeñas gotitas constituidas por una disolución saturada. Cuando la humedad relativa del aire supera la presión de vapor de la disolución saturada condensa una mayor cantidad de agua, aumentando así el radio de la gota, lo que incrementa la posibilidad de sedimentación de la misma.
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Contaminantes atmosféricos D
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Diámetro en Micras
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8
o
PARTÍC Ul AS MEDIAS
PARTI CUI AS FINAS
"'
AR ÍCULAS
Acur ula ión
Aitken
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~
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G~UE SAS O SE[ IMENTABLES G :!ne ación mecá ica
Aerosoles - -. - - - - - -
---P--o--+1-~s-_..h_u_m_os_m_e_ta-+u-.r-gi+o-s _ _,._,,_+B-ru- m-a-..-
- - +-1-- -- -----
Poi os
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Niebla
humos dE fu dici n
Polvo caliza
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Humos CINH,
Sulfuro de ro
Polvo de ¡¡Jcalis
Pulpas de flot ciór N eblas de á id su úrico P lvo de cemento
Polvo de e ne
Humos dE óxi o de cinc
Carbón pulverizado
P lvos insec ci as
--Vi_ ru_s~"_._vHru_s~ Mosaico tabaco
sporas Plant s
Bacteri s
N3crosis tébaco H mo de tabao
Pele
Negro de hume
N2 HP
Diámetro de
urnas de ace te
Cenizas vola tes
02 NH3 >---+m-,o-lé-c-ul-as_d_e+-g~as"'s
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Hum sd MgO
1- um
Poi os de talco
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FIGURA 10.11. Distribución de los tamaños de las partículas según su procedencia. © Ediciones Paraninfo
369
O Contaminantes atmosféricos 1O.7 .4.
Efectos
La contaminación por partículas origina importantes efectos sobre los seres vivos y los materiales, siendo también preciso considerar los efectos ópticos, que se traducen en una disminución de la visibilidad, con los problemas que este hecho ocasiona. Debemos advertir que, como se ha indicado anteriormente, vamos a tratar únicamente los efectos ocasionados por el hecho de que los agentes contaminantes se encuentren en forma de partículas, prescindiendo de su naturaleza química. Es obvio que, además de los efectos aquí comentados, cada tipo de partícula puede generar unos efectos específicos derivados de su naturaleza química. Así, las partículas que ocasionen lluvia ácida generarán los efectos estudiados anteriormente atribuibles a la misma; las partículas metálicas tendrán efectos específicos dependiendo del metal del cual estén constituidas, etc., por lo que nos limitaremos a comentar los efectos derivados del estado físico y tamaño de las partículas. • Sobre las Plantas. Las partículas al depositarse recubren las hojas y taponan los estomas, lo que interfiere en la función clorofílica e impide un desarrollo normal de la planta, que ve detenido su crecimiento. • Sobre los Animales y el hombre, los efectos nocivos que ocasionan las partículas se derivan de su actuación sobre el sistema respiratorio; el mayor o menor poder de penetración en el mismo viene determinado por su tamaño, de ahí que este factor sea esencial para valorar los posibles daños. Así, las partículas gruesas no llegan a alcanzar los pulmones, son eliminadas por las regiones centrales o altas del aparato respiratorio, filtradas del aire inhalado por los pelos nasales o las mucosas que cubren las cavidades nasales y la tráquea, por lo que sus efectos no revisten especial peligrosidad, aunque pueden ser causa de alergias u otro tipo de afecciones. Las partículas finas penetran en los pulmones, pero al tener un tamaño semejante al de las moléculas pueden ser eliminadas de los mismos. Son las partículas de tamaño medio, especialmente las comprendidas entre 0,1 y 2,5 µm (algunos autores hablan de hasta 4 o 5 µm), las que originan los efectos más graves, debido a que pueden llegar a depositarse en la periferia del pulmón, región que parece ser especialmente susceptible a lesiones y de la que además es muy difícil eliminarlas. Incluso las más pequeñas (radio menor de 0,5 µm) llegan a depositarse en los alvéolos pulmonares, ocasionando graves daños. Este hecho ha llevado a la EPA a hacer una propuesta de modificación de los estándares de calidad vigentes para las partículas (ver capítulo 15). En la Figura 10.11 se aprecia que la mayor parte de las partículas procedentes de actividades antropogénicas (polvos y humos metalúrgicos y de fundición, pigmentos de pinturas, diversos polvos de compuestos inorgánicos o metales, ... ) tienen un tamaño comprendido entre 0,1y4 µm, es decir, desde el punto de vista de tamaño, están comprendidas entre las más nocivas. • En lo que se refiere a los Materiales, quizá el efecto nocivo más importante derivado de la contaminación por partículas sea el aumento de la velocidad de corrosión de éstos. La corrosión puede originarse por la propia naturaleza química de las partículas o por el hecho de que sobre las mismas pueden absorberse, especialmente en atmósfera húmeda, sustancias corro370 ©Ediciones Paraninfo
Contaminantes atmosféricos
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sivas, entre las cuales merece especial mención el dióxido de azufre que hemos señalado con ocasión de la lluvia ácida. El aumento de la corrosión se debe probablemente a la formación de pilas electroquímicas. Otro de los efectos que las partículas ejercen sobre los materiales es el aumento de suciedad. Las partículas emitidas por los gases de escape de los vehículos tienen una alta absorción óptica, por lo que ennegrecen las superficies sobre las que se depositan, ocasionando importantes gastos en mantenimiento y limpieza. La pátina creada a partir de las partículas procedentes de la combustión incompleta de los hidrocarburos pesados, unida a otras partículas atmosféricas y a la calcita recristalizada, amenazan la cohesión de los materiales pétreos, pues forman una película untuosa y ligeramente adhesiva que ocasiona una mayor impermeabilidad al agua y el gas, lo que altera el equilibrio natural de intercambio gaseoso entre el interior y el exterior del material y con los cambios térmicos causa el llamado «shock térmico», por el que la costra se separa, llevándose consigo parte del material. • Las partículas causan también un efecto óptico importante: la disminución de la Visibilidad, provocada por los fenómenos de absorción originados a causa de su presencia en la atmósfera en forma de dispersiones coloidales. Si la concentración de partículas es del orden de 100-200 µg/m 3 , valor frecuente en atmósferas urbanas, la visibilidad es de unos 12-6 km, pero si la concentración de partículas se incrementa hasta 750 µg/m 3 la visibilidad desciende hasta 1,5 km. Este hecho es especialmente importante cuando la humedad relativa es alta, pues, como comentábamos en el apartado dedicado a evolución de partículas en la atmósfera, en estas situaciones se producen importantes fenómenos de condensación, con la consiguiente aparición de nieblas y brumas que pueden originar problemas graves de disminución de visibilidad.
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Capítulo
11
Control de la contaminación atmosférica O
11 .1.
Control de focos de combustión móviles.
O
11 .2.
Control de focos fijos de emisión de contaminantes.
En el capítulo anterior hemos estudiado los contaminantes más habituales en el aire, viendo los efectos que unos y otros ocasionaban. Para disminuir éstos es preciso reducir las emisiones, y para ello, como para evitar cualquier problema de contaminación, podemos optar por dos tipos de soluciones: tratar de disminuir en lo posible la producción de contaminantes, o bien, una vez generados éstos, optar por controlarlos y retenerlos con equipos adecuados. Existe una tercera posibilidad, la de expulsar los contaminantes por medio de chimeneas de altura adecuada, lo que no supone una reducción en la emisión, simplemente es una ayuda a su dispersión. No vamos a entrar en este libro en el cálculo de alturas de chimeneas, excede a nuestro propósito, pero en cualquier caso es evidente que el uso de chimeneas atenúa el problema de la contaminación de ámbito local, pero puede trasladarlo a lugares alejados, planteándose en ocasiones serios problemas de contaminación transfronteriza. Sin duda, la opción apuntada en primer lugar es la más deseable, pues todo lo que suponga una reducción en la generación de contaminantes se traducirá en múltiples beneficios, tanto para el medio receptor como para los ecosistemas y la población, e implicará también un beneficio económico. Este hecho adquiere una importancia notable cuando se aborda la gestión del control de la contaminación atmosférica industrial. Es claro que podrá optarse por medidas preventivas, siempre ventajosas, y por ello su consideración se hace necesaria siempre, sin embargo, algunas de estas medidas pueden escapar de las atribuciones de los responsables de un proceso de producción determinado, como por ejemplo la planificación adecuada de los usos del suelo. Por el contrario, otras, tales como la correcta evaluación del impacto ambiental ocasionado por nuestra actividad y la posibilidad de implantación de tecnologías de baja o nula emisión -tecnologías limpias- entra dentro de las alternativas de acción. En concreto, cara a la minimización de emisiones, será interesante explorar el control y las posibilidades de actuación sobre los procesos de combustión, así como la viabilidad de reformulación de los productos, las modificaciones de procesos y equipos de fabricación, la posibilidad de recuperación y/o reciclado de subproductos, etc. © Ediciones Paraninfo
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Control de la contaminación atmosférica
En el siguiente esquema, y bajo el lema «reducir las emisiones multiplica los beneficios», vemos, de forma resumida, cuáles son las principales actividades emisoras de contaminantes, cuáles son los principales problemas que determinados contaminantes originan y cuáles serían los efectos beneficiosos derivados de la reducción de las emisiones de los compuestos que los ocasionan.
Beneficio derivado de reducción Menos sequías, inundaciones, tormentas, cambios en la agricultura, etc.
Beneficio derivado de reducción Menores pérdidas de peces y biodiversidad
Problema originado Eutrofización NH,, NO,
Problema originado Cambio climático CH,, CO,, N20 CFC
Beneficio derivado de reducción Menos enfermedades
Problema originado Disminución de la calidad del aire urbano COV, CO, NQ, SQ,, PM
REDUCIR LAS EMISIONES PERMITE
ENERGÍA TRANSPORTE AGRICULTURA HOGARES INDUSTRIA
MULTIPLICAR LOS BENEFICIOS
Problema originado Acidificación NH,, NO,, SQ,
Beneficio derivado de reducción Menos daños a bosques, suelos, vida acuática y contrucciones
Problema originado Presencia en la troposfera CH,, NO, CO, COV, SO,, dioxinas, HF, PM, ...
Beneficio derivado de reducción Menos enfermedades y pérdidas agrícolas
A pesar de las ventajas de las acciones preventivas, es evidente que en multitud de ocasiones tendremos que recurrir a la segunda de las opciones apuntadas, es decir, a medidas correctivas, que suponen controlar y tratar los contaminantes una vez generados. Esta situación se puede originar porque no sean viables las acciones preventivas, porque nos enfrentemos a situaciones de hecho, porque no se disponga de tecnología limpia aplicable, etc. En todo caso, y cualquiera que sea el sistema que se emplee para tratar los gases, debemos ser siempre conscientes de que concentrar y retener los contaminantes con equipos adecuados lleva implícitos ciertos inconvenientes, entre los que podríamos citar: La transferencia de la contaminación de un medio a otro. La producción de residuos sólidos y/o líquidos. La posible contaminación de suelos y/o agua.
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Control de la contaminación atmosférica
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El incremento de contaminación originado por el consumo de recursos naturales y energía por los equipos depuradores. Además, sea cual sea el sistema que se escoja para tratar los gases contaminantes, siempre tendrán que atenderse tres aspectos del problema que incrementan su dificultad: - La recogida de los gases. - Su enfriamiento. - Su tratamiento. Aunque en este capítulo vamos a referirnos fundamentalmente a las soluciones tecnológicas existentes para el tratamiento, no podemos ignorar que los aspectos señalados originan una problemática adicional que en ocasiones puede adquirir una importancia relevante. La recogida de gases siempre es problemática; si se trata de un foco emisor grande, porque el volumen de gas a manipular es extraordinariamente alto. Si la contaminación está producida por focos de combustión estacionaria pequeños, por ejemplo procedentes de calefacciones domésticas, en principio los sistemas tecnológicos de tratamiento podrían ser los mismos que para cualquier otro foco de combustión, sin embargo la recogida de los gases procedentes de una gran multitud de pequeños focos plantea tantos problemas que hace inviables determinadas soluciones. Si los focos son pequeños y móviles -transporte- el problema presenta otras características, con lo que las soluciones tecnológicas serán distintas. En lo que respecta a la temperatura de emisión de los gases podemos afirmar que siempre va a ser alta, lo que condicionará en muchas ocasiones las soluciones tecnológicas a aplicar, pues deberá ser tenida en cuenta a la hora de seleccionar los materiales a emplear en la construcción de los sistemas de depuración o al prever los problemas de corrosión o deterioro en general que pueden producirse. Sólo después de valorar adecuadamente los aspectos mencionados podrá escogerse en cada caso el método de tratamiento que se considere más adecuado. En cuanto a las soluciones tecnológicas más usuales para minimizar las emisiones, vamos a limitarnos a exponer las aplicadas al control de los cinco tipos de contaminantes primarios que hemos estudiado. Como hemos indicado, las medidas a adoptar dependerán no sólo del tipo de contaminante a eliminar, sino también de la naturaleza de la fuente emisora. Por ello, estudiaremos las soluciones clasificándolas en dos grandes bloques: en el primero nos referiremos a las medidas a adoptar para disminuir el problema originado por las fuentes de combustión móviles, mientras que en el segundo incluiremos las fuentes fijas, sean éstas focos de combustión o emisiones industriales de otro tipo. Finalmente, deseamos insistir en que para diseñar adecuadamente un sistema de control no es suficiente con conocer las soluciones tecnológicas existentes. En cada caso es preciso un conocimiento profundo del proceso productivo, lo que implica evaluar todos los parámetros que le atañen: contaminantes generados, concentraciones de los mismos, caudales, temperaturas, humedades, presión, densidad, viscosidad, ... así como conocer las características físicas y químicas del efluente, es decir, el tipo de flujo de gases -continuo o discontinuo-y el tipo de proceso -abierto o cerrado-. Resumiendo, podríamos afirmar que la implantación correcta de un sistema de gestión de contaminación atmosférica es complejo. Es preciso considerar y analizar numerosas variables, tanto del propio proceso como del medio al que -
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esos agentes van a ser expulsados y, por tanto, en cada situación será preciso realizar un estudio profundo y particularizado del problema a resolver.
11.1. CONTROL DE FOCOS DE COMBUSTIÓN MÓVILES Para minimizar los problemas de contaminación originados por los medios de transporte debemos tener en cuenta que los contaminantes que emiten son, principalmente, monóxido de carbono, hidrocarburos y óxidos de nitrógeno, provenientes los dos primeros de una combustión incompleta del combustible y formados, los últimos, a causa de las elevadas temperaturas de combustión. Por tanto, cualquier solución encaminada a atajar este problema tendrá que actuar sobre las condiciones de combustión o sobre los productos producidos en la misma antes de su expulsión al exterior. Las posibles alternativas son las siguientes:
11.1.1. Mejora de la reacción de combustión La combustión incompleta del carburante puede ser ocasionada por una aportación insuficiente de oxígeno o bien por una mezcla defectuosa aire-combustible en la zona de reacción. Respecto a la cantidad adecuada de aire a aportar, podemos fijarnos en la Figura 10.3. En ella observamos que una proporción baja de aire conduce a emisiones elevadas de hidrocarburos y monóxido de carbono, si bien la formación de óxidos de nitrógeno no sería alta; si aumentamos la relación hasta la estequiométrica, la cantidad de monóxido de carbono e hidrocarburos se reduce notablemente, sin embargo aumentan los óxidos de nitrógeno. Un aumento de la proporción por encima de la estequiométrica puede traducirse en una disminución de óxidos de nitrógeno, aunque los hidrocarburos pueden aumentar ligeramente, sin embargo, esta alternativa plantea problemas técnicos. Por tanto, en lo que a condiciones de combustión se refiere, se opta por proporciones cercanas a la estequiométrica y se hacen esfuerzos por introducir modificaciones técnicas que induzcan a mejorar los procesos de mezcla aire~carburante, y consiguientemente la combustión, por ejemplo mediante cámaras de turbulencias, conductos de admisión de aire helicoidales o modificaciones del carburador.
11.1.2. Sistemas de reactores de escape térmicos o catalíticos Los reactores de escape térmicos se basan en realidad en una combustión en dos etapas. En la primera se produce la combustión con un aporte más bien bajo de aire, lo que, como hemos visto en la Figura 10.3, conduce a una producción relativamente baja de óxidos de nitrógeno, pero implica una mala combustión del carburante, con la consiguiente emisión de mónoxido de carbono e hidrocarburos inquemados. Los gases producidos en la combustión, antes de ser expulsados, se hacen pasar por una cámara de postcombustión en la que, con un nuevo aporte de aire en cantidad suficiente, se completa el proceso de combustión a temperaturas no superiores a unos 815ºC. En este segundo proceso, el monóxido de carbono y los hidrocarburos se oxidan hasta dióxido de carbono, y al mismo tiempo se consigue una tasa baja de formación de óxidos de nitrógeno porque, 376 © Ediciones Paraninfo
Control de la contaminación atmosférica
FIGURA 11.1.
O
Esquema de un reactor catalítico de escape.
como vimos en el apartado 10.4.2, estos óxidos no tienen tendencia a producirse a temperaturas inferiores a 1.300ºC. La solución actualmente más extendida en lo que se refiere al control de las emisiones producidas por vehículos de motor es la aplicación de los reactores de escape catalíticos. En esencia, consisten en hacer pasar los gases procedentes de la combustión a través de un lecho catalítico, en el que se provocan las reacciones químicas oportunas para la conversión de estos gases contaminantes en otros de carácter menos indeseable. Dado que los contaminantes que se quieren evitar son, por un lado, monóxido de carbono e hidrocarburos, que precisan ser oxidados hasta dióxido de carbono y, por otro, óxidos de nitrógeno, en los que lo deseable es que de nuevo se vean reducidos hasta nitrógeno, es preciso utilizar catalizadores duales. Como catalizadores de las reacciones de oxidación se emplean metales del tipo platino o paladio; como catalizadores reductores es frecuente utilizar rutenio. En la Figura 11.1 vemos un esquema de un reactor de escape catalítico. En general, el relleno del reactor está formado por un material inerte recubierto del metal u óxido del metal que actúa como catalizador, con el objetivo de aprovechar al máximo la superficie del catalizador, parámetro importante en cuanto a eficacia, puesto que se trata de procesos de catálisis heterogénea. Los motores provistos de catalizador trabajan siempre con mezcla estequiométrica perfecta. Catálisis Gases (CO-HC)
Oxidación Catálisis Reducción
11.1.3. Empleo de combustibles alternativos Se han barajado también otras posibles alternativas, como el uso de biocombustibles tales como el metano! y/o metano, cuya combustión total es más fácil, al ser hidrocarburos tan ligeros, o el empleo de hidrógeno, que no plantearía problemas de óxidos de carbono ni hidrocarburos. En los tres casos se consiguieron mejoras notables en las emisiones, sin embargo el metano y el hidrógeno, al ser gases únicamente licuables a temperaturas muy bajas (sus temperaturas críticas son 191,9 y 32,98 K respectivamente), presentan graves problemas de almacena© Ediciones Paraninfo
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miento. Actualmente parecen extenderse medidas tales como el uso de coches eléctricos o solares, cuyo desarrollo está adquiriendo cada vez mayor importancia, y en los que los problemas medioambientales son de carácter diferente.
11.2. CONTROL DE FOCOS FIJOS DE EMISIÓN DE CONTAMINANTES Las alternativas contempladas para minimizar las emisiones de agentes contaminantes por parte de los focos fijos podrían dividirse en dos grandes bloques: en uno se incluirían todas aquellas modificaciones posibles a introducir en los procesos con el objetivo de impedir o disminuir la producción de agentes contaminantes, mientras que en el otro bloque tendrían que contemplarse las posibles técnicas a emplear para eliminar los contaminantes una vez que éstos se hayan producido, por lo que al estudiar cada uno de los contaminantes de forma independiente haremos referencia a estos dos tipos de alternativas posibles. Cuando se intentan eliminar los contaminantes una vez formados, los métodos a utilizar se basan en procesos físico-químicos de diferente naturaleza, según que los agentes a eliminar sean gases o partículas. Cuando la sustancia a eliminar está en estado gaseoso, todas las tecnologías a emplear se basan en procesos físicos de absorción o adsorción, por lo que, antes de detallar las diferentes posibilidades, vamos a dar unas ideas generales de ambos tipos de operaciones.
Métodos de absorción Se basan en la retención de contaminantes de la corriente emitida mediante su absorción por un absorbente húmedo o una disolución que circula en contracorriente con el gas. El tratamiento puede ser un simple proceso físico de disolución o, por el contrario, puede tener lugar una verdadera reacción química. Habrá que seleccionar siempre la fase líquida que actúe como absorbente en función del gas a separar. En general, se procede de tal forma que el absorbente pueda ser regenerado periódicamente mediante la desorción de los contaminantes absorbidos. Entre los tipos de absorbedores más comunes se encuentran las torres de relleno, las torres de platos, los absorbedores de dispersión hidráulica o mecánica y los lechos fluidificados.
Métodos de adsorción Se basan en un procedimiento de retención de gases sobre sólidos por fenómenos de tipo superficial. También en este caso pueden producirse reacciones químicas o, simplemente, retenciones por fuerzas superficiales. La eficacia de los adsorbedores será función, principalmente, de la naturaleza del sistema adsorbente-gas. En cualquier caso, es interesante utilizar medios adsorbentes con elevada porosidad y área superficial. Cuando el adsorbente se agota, lo que sucede tras un número de ciclos comprendido entre 10 y 25, se hace precisa su sustitución o regeneración.
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Los agentes más comúnmente empleados como adsorbedores son el carbón activo, la alúmina activa, el silicagel, la bauxita, la tierra de Fuller, el carbón de huesos, el óxido de magnesio, la dolomita y los tamices moleculares. En cuanto al tipo de adsorbedores, los más frecuentes pueden ser de contacto, bien sea por etapas o en continuo, y los de lecho, sea éste fijo -se dispone el adsorbente como relleno de una torre y se pasa a su través el fluido- o móvil -requiere movimiento continuo tanto del fluido como del adsorbente sólido-. A pesar de que los focos industriales pueden emitir una gama muy variada de contaminantes, como decíamos al comienzo de este apartado, vamos a tratar únicamente los contaminantes primarios, por lo que nos limitaremos a reseñar los métodos más habituales de control para monóxido de carbono e hidrocarburos, óxidos de nitrógeno, óxidos de azufre y partículas.
11.2.1. MONÓXIDO DE CARBONO E HIDROCARBUROS Cualquier intento de minimizar sus emisiones pasa por conseguir una combustión completa, al igual que se ha reseñado al tratar estos mismos agentes cuando eran emitidos por focos móviles. La diferencia estriba en el tipo de instalaciones precisas para conseguirlo cuando se trata de focos fijos. Las más frecuentes son:
Combustión auxiliar Que puede hacerse bien por llama directa, por postcombustión de los gases inicialmente producidos o utilizando un incinerador auxiliar de tipo catalítico.
Incineración por llama directa Los gases residuales se queman directamente en una combustión, con o sin aporte de combustible adicional. Para poder recurrir a este método es preciso conocer los límites explosivos y de inflamabilidad de los gases a incinerar. Es un método únicamente apto para aquellos casos en los que la cantidad de los gases combustibles en el gas residual sea importante. Además, uno de los problemas que presenta es que en la llama es frecuente encontrar temperaturas del orden de 1.300ºC, a las que cobra importancia la formación de óxidos de nitrógeno. Es habitual ver antorchas de incineración por llama directa en las industrias petroquímicas.
Incineración térmica Se recurre cuando la concentración de gases combustibles en el gas residual es baja. Su fundamento es similar al mencionado en el caso de los reactores térmicos de escape. Los gases residuales se precalientan en un intercambiador de calor y se llevan a una zona de postcombustión donde, con aporte de combustible adicional y el oxígeno presente en los gases de escape, se queman completamente. Si es preciso añadir más oxígeno basta con adicionar una soplante al sis© Ediciones Paraninfo
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tema. Es usual efectuar estos procesos a temperaturas entre 550º y 800ºC, lo que hace menos probable la formación de óxidos de nitrógeno. En la Figura 11.2 observamos un esquema de este tipo de incinerador. Los parámetros fundamentales a considerar para conseguir una buena eficiencia en este tipo de incineradores son el tiempo de residencia, la temperatura y la turbulencia. El tiempo oscila, en general, entre 0,2 y 0,8 s. Una buena turbulencia es importante y habitualmente fácil de conseguir, con el diseño adecuado del quemador. La temperatura varia con la naturaleza de los contaminantes combustibles presentes. Como pauta puede decirse que los hidrocarburos precisan temperaturas entre 510º y 760ºC y el monóxido de carbono entre 680º y 790ºC. La eficiencia de la oxidación aumenta con la temperatura.
Incineración catalítica En estos sistemas los gases a incinerar se hacen pasar a través de un lecho catalítico que provoca la aceleración de la tasa de reacción. Los tiempos de resi-
___
Gases contaminados de la combustión
_,___,
Cámara de
combustión
Cámara de retención
-
Combustible -"1~=10
Gases purificados a la ¡;himenea
(A)
lntercambiador de calor
Cámara de retención
~-+--~
-
Gases purificados a la chimenea
Gases contaminados de la c o m b u s t i ó n - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - •
(B)
FIGURA 11.2. A) Esquema de un incinerador térmico simple. B) Esquema de un incinerador térmico con precalentamiento.
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dencia requeridos son del orden de 20 a 50 veces menores que en los incineradores de tipo térmico. Además, es posible conseguir eficiencias muy altas, del 9598%, trabajando a temperaturas inferiores que en los incineradores térmicos. El intervalo de temperaturas en que se consigue una mayor tasa de reacción varía para cada gas, pero se puede afirmar que, para cualquiera de ellos, se alcanzan resultados aceptables en un intervalo de temperaturas del orden de 225º-340ºC; no obstante, las tasas de conversión elevadas precisan de temperaturas algo superiores, de entre 415º-550ºC, para lo que se usan con frecuencia quemadores de precalentamiento. El metano es el gas que peor responde a este tipo de catalizador, necesitándose temperaturas superiores a los 600ºC para lograr altas tasas de reacción. En general, se emplean como catalizadores metales nobles, platino o paladio, sobre soportes de alúmina. Es preciso tener en cuenta los problemas que pueden ocasionarse por envenenamiento del catalizador originado por materiales tales como el hierro, plomo, silicio, etc. También los compuestos de azufre pueden disminuir su eficacia. Cualquiera que sea el método de incineración empleado, no se puede ignorar que los gases que salen del incinerador lo hacen a una temperatura relativamente elevada, por lo que es interesante aprovechar este calor, bien para una caldera de vapor residual, cuando la temperatura es muy elevada, como en el caso de los procedentes de incineradores de llama directa, o para procesos de precalentamiento del gas contaminado que entra en el incinerador.
Otros métodos Existen también métodos que tratan de minimizar las emisiones de monóxido de carbono e hidrocarburos, fundamentados en procesos distintos al control de la combustión. Son sistemas de recuperación, basados en la utilización de absorbedores o condensadores. Se están experimentando incluso sistemas de biofiltración. Los procedimientos de absorción resultan útiles para corrientes con alta humedad, mientras que la biofiltración es muy adecuada para gases transformables por microorganismos, como el metano.
11.2.2.
ÓXIDOS DE NITRÓGENO
Para la minimización de las emisiones de óxidos de nitrógeno existen las dos posibilidades que desde un principio hemos mencionado: controlar la combustión, puesto que estos contaminantes se forman durante la misma al reaccionar nitrógeno y oxígeno atmosféricos entre sí cuando se eleva la temperatura, o bien proceder a su eliminación de los gases de combustión antes de que se emitan a la atmósfera. En este último caso se recurre a la desnitrificación de gases por vía húmeda o por vía seca. Cualquiera que sea la técnica empleada para desnitrificar los gases, todas se encuentran con el problema del gran volumen de gas a tratar, lo que hace que en las fuentes estacionarias de combustión, estos procedimientos no sean de gran interés y sea preferible la aplicación de métodos que permitan controlar la formación de los óxidos antes que recurrir a su remoción. © Ediciones Paraninfo
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D Control de la contaminación atmosférica Control de la combustión Puesto que la cantidad de óxidos de nitrógeno que pueden formarse en un proceso de combustión viene condicionada por la temperatura, el tiempo de residencia en la cámara de combustión, la concentración de las especies y el grado de mezclado aire-combustible, cualquier intento de controlar los óxidos de nitrógeno tendrá necesariamente que considerar todos estos factores. De hecho, la Decisión del Consejo Europeo 93/361/CEE de 17 de marzo (DOCE 149 de 21/6/93) recomienda posibilidades de actuación sobre los sistemas de combustión que, en esencia, se refieren a actuar en los siguientes sentidos: a) Disminución de la temperatura de precalentamiento del aire, que, aunque eleva el gasto energético, reduce sensiblemente las emisiones de óxidos de nitrógeno, pues, como se ha visto en el apartado 10.4.2, su formación no es importante a temperaturas bajas. b) Realizar las combustiones con muy poco exceso de aire, esto puede provocar una menor eficiencia en la combustión, pero puede inducir una reducción en las emisiones de óxidos de nitrógeno de hasta un 70%, como puede apreciarse en la Figura 10.3 y se ha discutido previamente. c) Modificación de los quemadores, es importante para el control de estos contaminantes, en todos ellos se busca que la combustión se realice a temperaturas de llama relativamente bajas o con defecto de aire. Existen diferentes tipos de quemadores y su rediseño parece ser una medida práctica y útil para el caso de calderas medianas y pequeñas. d) Recirculación de los gases de combustión, una parte de los gases fríos de combustión se reinyecta en la zona de combustión, lo que provoca una disminución de la temperatura del proceso y una reducción de la concentración de oxígeno, con la consiguiente reducción de óxidos de nitrógeno. Es un método que permite controlar bien la combustión, pero eleva el coste de la misma. e) Realización de una combustión por etapas, con una primera etapa a alta temperatura pero pobre en aire y completando posteriormente la combustión con una segunda etapa rica en aire pero realizada a temperaturas más bajas, al igual que se ha discutido en el apartado correspondiente a focos de emisión móviles.
Desnitrificación de gases por vía seca o húmeda Como se ha indicado, cualquier método de eliminación de óxidos de nitrógeno en los gases procedentes de la combustión plantea graves inconvenientes, derivados del enorme volumen de gas a tratar -sirva como ejemplo el que una planta generadora de energía de 1.000 MW libera en torno a 4,5 toneladas de óxidos de nitrógeno-. Este hecho implicará además la necesidad de empleo de grandes cantidades de agentes absorbentes o adsorbentes y la consiguiente generación de elevadas cantidades de residuos, por lo que, como hemos señalado, es preferible conseguir la no generación o la minimización de la producción de los óxidos de nitrógeno por control de su combustión. En cualquier caso, si es necesario, podremos recurrir a métodos como los que se indican a continuación. 382 ©Ediciones Paraninfo
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Desnitrificación de gases por vía seca Son procesos aplicables a gases exentos de dióxido de azufre y partículas. Se conocen distintas técnicas pero, en última instancia, se persigue la reducción hasta nitrógeno de los óxidos de nitrógeno, o bien, en algún caso, la formación de sales amoniacales. Los más frecuentes son: • Reducción catalítica no sekctiva: se pueden utilizar como agentes reductores monóxido de carbono o hidrógeno y también hidrocarburos, también es frecuente el uso del metano. Los catalizadores que dan mejores resultados son los del grupo del platino. El proceso transcurre a través de una serie de reacciones como las siguientes: 4 NO + C0 2 + 2 H 2 0 2 N 2 + C0 2 + 2 H 20
La presencia de oxígeno en los gases de emisión incrementará de forma notable el consumo del agente reductor, dado que tendrá lugar la siguiente reacción.
Se consiguen reducciones del 20-60%, es una técnica con aplicaciones especiales, tales como hornos de refinerías y combustiones de gas a carga mínima. • Reducción catalítica sekctiva: utiliza amoníaco como agente reductor. El proceso transcurre según las reacciones que a continuación se señalan: 4 NO + 4 NH 3 + 0 2 6 N0 2 + 8 NH 3
4N2 + 6H20 7 N 2 + 12 H 20
Es evidente que en este caso la presencia de oxígeno en los gases de combustión no constituye ningún problema, al contrario, activa el proceso. Pueden obtenerse rendimientos incluso superiores al 90%, siendo frecuentes valores en torno al 80%, empleando catalizadores como el aluminio o el dióxido de titanio. • Reducción no catalítica: son procedimientos en los cuales se inyecta un agente reductor, que puede ser por ejemplo amoniaco o urea, directamente en la zona de alta temperatura (850-1.000ºC). Pueden conseguirse eficiencias del orden del 50% con gastos de explotación bajos, incluso se habla de rendimientos en torno al 80% con relaciones estequiométricas superiores a dos. • Irradiación con haces de ekctrones: la irradiación de los gases de combustión con un haz electrónico, y la adición de amoniaco como reactivo, conduce a la transformación de los óxidos de nitrógeno en nitrato amónico. También es válido este procedimiento para la eliminación de óxidos de azufre y partículas. Los óxidos de azufre se transformarán en sulfato amónico. Las partículas de ambas sales amoniacales, junto con las de los propios gases a depurar, se eliminarán posteriormente por un método adecuado. Esta técnica permite actuar con temperaturas de reacción más bajas, apenas hay pérdidas de carga y se puede trabajar en unidades compactas. Sin embargo, origina problemas derivados del importante uso de radiaciones. © Ediciones Paraninfo
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Desnitrificación de gases por vía húmeda Muchos de estos procesos son útiles para la eliminación simultánea de óxidos de azufre y nitrógeno y de partículas. Al igual que cualquier otro procedimiento de absorción, presentan el inconveniente de trasladar el problema de contaminación a los efluentes acuosos, pues aumentará sensiblemente la concentración de nitratos y nitritos, o en su caso sulfatos, y/o de sólidos en suspensión, procedentes de dichas sales. Se basan en la absorción de los óxidos de nitrógeno por soluciones alcalinas de diversa naturaleza. Podemos distinguir: • Absorción directa, empleando acetato de sodio. Para obtener buenos rendimientos es necesario emplear una elevada relación líquido absorbente/gases, lo que obliga a la utilización de torres de absorción relativamente grandes. •Absorción empleando agentes complejantes, como por ejemplo el ácido etilendiaminotetraacético, que absorbe directamente el monóxido de nitrógeno, descomponiéndose luego el complejo formado a nitrógeno molecular (N2 ). Su rendimiento disminuye con la presencia de oxígeno. •Absorción con soluciones alcalinas acuosas, previa oxidación parcial del monóxido de nitrógeno hasta dióxido. Cuando se emplean como absorbentes soluciones acuosas alcalinas, como hidróxido de sodio o de magnesio, es precisa la oxidación previa de parte del NO, lo que se realiza empleando dióxido de cloro u ozono como agentes oxidantes. Los mejores resultados se obtienen cuando la relación molar NO/N0 2 es 1: 1. Es un procedimiento muy usado en instalaciones industriales, dada la posibilidad de eliminar simultáneamente óxidos de azufre, como se verá en el apartado 11.2.3.
11.2.3.
Óxidos de azufre
La reducción de las emisiones de los óxidos de azufre puede conseguirse rebajando el contenido en azufre de los combustibles a emplear o bien actuando sobre los gases de emisión, para eliminar de los mismos los óxidos de azufre producidos en la combustión.
A. Reducción del contenido en azufre de los combustibles Las alternativas pueden ser el empleo de combustibles de alta calidad, cuyo contenido en azufre sea bajo, como es el caso de la mayor parte del gas natural, y de carbones que no contengan mas de un 0,1-0,5% en azufre, o bien aplicar técnicas de desulfuración de combustibles, con el objetivo de eliminar el azufre que contienen antes de proceder a su empleo. Para tratar de eliminar el azufre contenido en los carbones es necesario tener en cuenta que este elemento se encuentra en los mismos formando parte de compuestos de naturaleza inorgánica y orgánica. El azufre inorgánico constituye entre un 30-50% del total, se encuentra generalmente en forma de pirita y/o marcasita, en forma de partículas discretas susceptibles de eliminación física. Para ello es preciso recurrir previamente a una molienda, con el objetivo de conseguir un tamaño de grano adecuado, y someterlo posteriormente a una separación, por vía seca o húmeda, mediante flotación. Este procedimiento es viable tanto técnica como económicamente. El azufre que se encuentra en los combustibles far-
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mando parte de compuestos de naturaleza orgánica no puede ser removido de los mismos mediante un proceso semejante al aplicado al azufre inorgánico, puesto que se encuentra unido por verdaderos enlaces químicos. Para su eliminación debe recurrirse a la hidrogenación catalítica del combustible, a presión y temperatura altas, que consigue eliminar el azufre en forma de sulfuro de hidrógeno y conduce a la obtención de combustibles líquidos o gaseosos. Este proceso no se aplica actualmente debido a sus altos costes económicos, aunque desde el punto de vista técnico no plantea problemas de viabilidad. También en los combustibles derivados del petróleo se aplican técnicas de desulfuración, en las distintas etapas del proceso de refino, procediéndose a hidrodesulfuraciones catalíticas llevadas a cabo a elevadas presiones y temperaturas en presencia de catalizadores tales como cobalto o molibdeno.
B. Métodos de eliminación de los óxidos de azufre de los gases de combustión Entre los procedimientos comerciales de mayor desarrollo existentes para la desulfuración de los gases de emisión puede optarse por métodos húmedos o secos, con distintas variantes entre unos y otros.
Procedimientos húmedos Existen diferentes alternativas, basadas todas ellas en el empleo como sistema absorbente de soluciones alcalinas de distinta naturaleza, dado el carácter ácido del gas a eliminar (S0 2 ). Las diferencias fundamentales entre unos procesos y otros estriban en la posibilidad de regenerar o no el absorbente utilizado y en los productos finales separados. Los procedimientos que no recuperan el absorbente utilizado son empleados con frecuencia para eliminación de partículas. En general, todas las técnicas tienen altos requerimientos de energía y son, por tanto, métodos económicamente gravosos. • Desulfuración con cal o caliza: desde el punto de vista de proceso son semejantes, la diferencia reside en cómo se prepara la lechada. Cuando se utiliza cal, se trata ésta con agua para formar hidróxido de calcio; en caso de que se emplee caliza, lo que se hace es pulverizarla finamente en molino húmedo antes de la preparación de la lechada. Desde el punto de vista químico, las reacciones que tienen lugar son las siguientes: CaO + H 2 0 Ca(OH) 2 + C0 2 CaC0 3 + C0 2 + H 2 0 Ca(HC0 3 ) 2 + S02 + H 2 0 CaS0 3 .2 H 2 0 + 1/2 0 2
Ca(OH)z CaC0 3 + H 2 0 Ca(HC0 3 ) 2 CaS03 .2 H 2 0 ! + 2 C0 2 CaS04 .2 H 2 0
Con este método se consiguen eficiencias que oscilan entre un 60-90% para carbones cuyo contenido en azufre oscila entre un 0,3-5%. Pueden originarse importantes problemas de corrosión y formación de costras en las instalaciones. Además, es un método que genera notables volúmenes de lodos de sulfito © Ediciones Paraninfo
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Control de la contaminación atmosférica y sulfato de calcio y por tanto habrá que tener en cuenta la problemática que puede ocasionar su eliminación. Puede conseguirse una mayor eficiencia, y evitarse la formación de costras, empleando caliza húmeda modificada con sulfato de magnesio, que conduce a la formación de sulfito de magnesio. El empleo del sulfato de magnesio aumenta la capacidad absorbente de S02 y permite la regeneración del sulfito de magnesio por posterior tratamiento con cal. El proceso transcurriría de la siguiente forma: MgO + H 20
___..,
MgC0 3 + H 20
Mg(OH) 2 ~ co
~
MgC0 3
Mg(HC0 3 ) 2 ___..,
MgS0 3 + S0 2 + H 20
Mg2+ + 2 HS0 3-
___..,
Mg2+ + 2 HS0 3- + CaC03 CaS0 3 + 112 H 20
___..,
___..,
MgS0 3 +
t 2C0 2 + 2H20
Mg(HC0 3 ) 2 + S02 + H 20
MgS0 3 + CaS0 3 + t C0 2 + 2H20
CaS0 3 . 1/i H 20
~
CaS0 4 .2 H 20
• Desulfuración con sulfito de sodio: se realiza la absorción del S0 2 en una solución diluida de sulfito de sodio. En la Figura 11.3 se recoge un esquema del sistema. La reacción que tiene lugar es la siguiente:
Posteriormente, el sulfito de sodio se regenera en un evaporador, produciéndose simultáneamente dióxido de azufre, vapor de agua y sulfito de sodio sólido
Gas purificado
so,
A recuperación de SO,
y
H,O Condensador
Separado Evaporad
Gases de combustión = = =
FIGURA
Tanque de homogeneización de/efluente
Solución de NaHSO,
1---N~ª·~S0~,~<5~)-~
Reposición del Na,SO,
11.3. Esquema de desulfuración por un solo álcali de los gases de la combustión, utilizando la regeneración.
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Puesto que, tanto los reactivos como los productos obtenidos, son totalmente solubles, no se plantean problemas de deposición en los equipos. Este método tiene la ventaja de que puede responder rápidamente a los cambios en la carga de S02 , y puede variarse el caudal de alimentación del reactivo para controlar el pH. Además, dado que el sulfito de sodio es un reactivo muy activo, las relaciones líquido/gas pueden ser bajas, del orden de l,3-3,4 l/m3 • Los rendimientos de desulfuración suelen ser altos y el método se puede implantar con una baja inversión. El mayor problema que plantea es que el reactivo que debe emplearse debe ser de alta calidad, por lo que su aplicabilidad casi se reduce a pequeñas calderas industriales. · • Desulfuración con doble álcali: es bastante semejante al anterior, en una primera etapa el gas se trata con una solución de hidróxido de sodio, lo que por reacción con el dióxido de azufre conduce a la formación de sulfito de sodio
y posteriormente el absorbente utilizado se mezcla con lechada de cal para conseguir así que el sulfito de sodio precipite como sal de calcio, insoluble, lo que permite regenerar la solución sódica. Na2S03 + Ca(OH) 2
-+
! CaS03 + 2 Na(OH)
Al igual que el método anterior, presenta importantes ventajas en cuanto a altos rendimientos y pocos problemas de creación de costras. • Desulfuración con óxido de magnesio: el fundamento es similar al de los métodos anteriores, la diferencia estriba en el empleo de una lechada de óxido de magnesio como absorbente. El proceso transcurre según las siguientes reacciones: MgO + H 20
-+
Mg(OH) 2
MgC0 3 + C02 + H 20
-+
co
----3..+
MgC0 3 + H 2 0
Mg(HC0 3) 2
Mg(HC0 3)i + S02 ~
MgS0 3 + t 2 C0 2
-+
MgS0 4
Este método presenta importantes ventajas con respecto al empleo de la lechada de cal, una de ellas se deriva del hecho de que el sulfito y sulfato de magnesio producidos pueden calcinarse fácilmente (se adiciona carbono o coque como agente reductor del sulfato) CALOR
MgS0 4 + C
MgO + tS0 2 + tCO
lo que, por un lado, regenera el óxido de magnesio y, por otro, permite la obtención de S02 concentrado, que puede utilizarse en otros procesos; además, esta regeneración del producto final implica que apenas se generan lodos. Otra ventaja interesante es que disminuye el problema de deposiciones, pues la solubilidad del sulfito de magnesio es 30 veces superior a la del sulfito de calcio y la del sulfato de magnesio 120 veces superior a la del sulfato de calcio. © Ediciones Paraninfo
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D Control de la contaminación atmosférica Procedimientos secos Se basan en la adición de caliza seca, finamente molida o calcinada, al horno de combustión. En la zona de alta temperatura se absorbe el dióxido de azufre transformándose en sulfito y/o sulfato de calcio. La eficiencia de este proceso es baja, se requieren relaciones estequiométricas S02/caliza del orden de 1:200 para conseguir reducciones del 50% en la emisión de dióxido de azufre. Además, se producen problemas derivados de la importante cantidad de residuos generados. La principal ventaja de este método es la posibilidad de aplicación a calderas ya existentes sin necesidad de introducir cambios notables. Una alternativa más interesante es la adición de caliza, pero realizando la combustión del carbón en lecho fluidificado. La caliza se añade al carbón pulverizado y los óxidos de azufre que se forman en el lecho caliente van reaccionando con la misma originando sulfato de calcio, que se recoge junto con las cenizas. El rendimiento de eliminación de S02 llega a ser del orden del 90% y, además, puesto que la combustión en lecho fluidificado tiene lugar a temperaturas no muy elevadas, la producción de óxidos de nitrógeno no es alta. Dado que el consumo de caliza es elevado puede intentarse una regeneración de la misma por acción del monóxido de carbono sobre los residuos de sulfato de calcio originados, reacción en la que se libera dióxido de azufre que puede emplearse para otros usos. También es posible mejorar la eficacia de la utilización de caliza añadiendo cloruro de calcio, lo que, experimentalmente se ha comprobado, aumenta el rendimiento.
11.2.4. Partículas Como se ha comentado en el apartado 1O.7, por partículas se entiende el conjunto de diminutas partículas sólidas y pequeñas gotas de líquido que se hallan suspendidas en la atmósfera. Se ha visto también que el tamaño de las mismas puede oscilar entre límites muy amplios y que pueden ser eliminadas del aire por procesos de sedimentación por vía seca o húmeda. Las tecnologías disponibles para la minimización de las emisiones de partículas se basan en estas propiedades. Algunos de los métodos a emplear serán procesos de sedimentación por vía seca; otros recurrirán a procesos de lavado, es decir, procedimientos húmedos y, por último, otros tendrán en cuenta la naturaleza coloidal de las suspensiones de partículas en el aire para, basándose en las propiedades de la envolvente eléctrica de las micelas coloidales, proceder a su eliminación. La elección del método más adecuado para eliminar las partículas de un efluente gaseoso está condicionada por una serie de factores, entre los cuales podemos citar: • Las propiedades físicas de las partículas: densidad, tamaño, forma, ... y la distribución granulométrica del conjunto. • La naturaleza química, tanto de la fase gaseosa como de las partículas a eliminar. Deben valorarse posibles problemas de corrosividad, solubilidad, formación de precipitados, ... • El caudal de gases a tratar. • La concentración de partículas en el efluente gaseoso.
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Control de la contaminación atmosférica O • La eficiencia que se desea obtener en el proceso de depuración. • La temperatura y presión del gas a tratar. • La humedad. Una vez analizado el efluente gaseoso, podrá optarse por uno de los siguientes métodos para proceder a su tratamiento:
Colectores secos Dentro de este grupo podemos incluir diversos tipos de tecnologías, pero todas ellas llevan a cabo una deposición en seco de las partículas, bien sea simplemente por gravedad o por choque con las paredes del colector. Se distinguen: • Cámaras de sedimentación por gravedad: consisten en hacer entrar al gas en una cámara de gran sección, por lo que disminuye su velocidad de forma tal que el tiempo de permanencia de la partícula en la cámara es suficiente para que sedimente. Es un método válido para partículas cuya velocidad de sedimentación sea mayor de 13 cm/s, lo que se suele dar en las de tamaño relativamente grande (superior a 50 µm) si su densidad es baja, y en las de tamaños inferiores, incluso del orden de 10 µm, si la densidad es más alta. La eficacia del proceso no suele ser, en general, superior al 50%. Las ventajas de este método son que las cámaras son sencillas de diseñar y mantener, y el coste energético y la pérdida de carga son bajos. Sin embargo, puede constituir un problema, en ocasiones importante, el gran espacio que requieren. Dadas estas características, las cámaras de sedimentación se emplean muchas veces como métodos de limpieza previa para el caso de cargas muy altas. En la Figura 11.4 se presenta un esquema de un sedimentador por gravedad, la longitud (L) y la altura (H) de la cámara deben diseñarse en función de la velocidad del gas (V) y del tamaño de las partículas a eliminar. Se calcula que el tiempo mínimo para que una partícula recorra la altura H y por tanto caiga y se elimine de la corriente gaseosa debe ser menor que el tiempo requerido para moverse horizontalmente la longitud L. • Ciclones: existen diversos tipos, todos ellos se basan en la formación de una corriente de torbellinos en el interior del ciclón, lo que hace que las partículas pierdan energía por choques con las paredes y terminen depositándose.
Gas purificado
Gas impuro
FIGURA 11.4. Esquema de un sedimentador por gravedad.
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Control de la contaminación atmosférica
Los ciclones pueden constar de una sola cámara o estar formados por varias cámaras en paralelo o en serie, con lo que se consigue aumentar, respectivamente, la capacidad de volumen a tratar y la eficiencia. Este hecho permite que puedan diseñarse colectores ciclónicos para gran variedad de volúmenes de gas y cargas de contaminantes, lo que los convierte en instrumentos de gran versatilidad. La eficiencia de los ciclones es mayor cuanto mayor sea la fuerza que actúa sobre las partículas. Esta fuerza depende de la masa de las partículas y de la velocidad del gas en el ciclón y es inversamente proporcional al diámetro del mismo. El tamaño de las partículas que se retienen es en general superior a 20 µm de diámetro, aunque con determinados equipos, denominados ciclones de alta eficiencia, pueden llegar a retenerse partículas de hasta 5 µm. El rendimiento no es muy alto, se consiguen como máximo valores en tomo al 80%. Este tipo de método es también sencillo de diseñar y mantener, tampoco presenta pérdidas de carga muy importantes y puede trabajar a cualquier temperatura, limitada únicamente por el material con que estén construidos. Entre las desventajas que presentan podemos mencionar la necesidad de bastante espacio vertical, aunque precisan poca superficie, y su sensibilidad a las variaciones de carga del contaminante y del flujo de gas. En la Figura 11.5 observamos un esquema de un colector de tipo ciclónico.
Gas impuro
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FIGURA 11.5. Esquema de un separador ciclónico.
390 © Ed iciones Paraninfo
Control de la contaminación atmosférica
O
Colectores húmedos Aunque existen distintos tipos, todos ellos emplean un líquido de lavado (puede ser agua o una disolución) que discurre, en la mayor parte de los modelos, en sentido opuesto a la circulación del flujo gaseoso y que retiene las partículas transportadas por el mismo, así como una cierta cantidad de gases contaminantes. Todos los sistemas lavadores presentan problemas de corrosión y de formación de deposiciones, además, los contaminantes se trasladan a los efluentes líquidos, lo que implica su necesidad de tratamiento y la consiguiente aparición de lodos. El consumo energético puede también ser elevado, debido a la necesidad de conseguir una buena dispersión de la fase líquida. En este tipo de sistemas es de gran importancia el contacto entre las partículas y el líquido de lavado. Este contacto tiene lugar por distintos efectos, entre los que cabe destacar el impacto directo de las partículas contra el líquido, siendo en principio el impacto más probable cuanto más pequeña sea la gota (aunque existe un tamaño óptimo de gota para un tamaño dado de partícula), por lo que todos los métodos disponibles tratan de conseguir una buena atomización de las gotas de líquido. Los tipos de colectores húmedos más frecuentes son:
• Lavadores de cámara: son torres de aspersión en las que el gas cargado con partículas entra en la cámara y choca con las gotas de líquido de lavado, producidas por boquillas adecuadas situadas a través del espacio que atraviesa el flujo de gas. En general, las cámaras de aspersión llevan siempre un eliminador de neblinas. Pueden también incorporar placas de choque para incrementar el tiempo de contacto gas-líquido y, consiguientemente, aumentar la eficacia del proceso. Los rendimientos que se consiguen con este tipo de lavadores son elevados para tamaños de partícula mayores de 10 µm, se habla incluso de resultados en torno a un 99%, aunque lo más frecuente es que no excedan el 80%. El consumo de líquido de lavado oscila entre 3-16 litros para cada 10 m 3 de gas. Entre las ventajas de este método podemos citar la capacidad de enfriar y limpiar gases muy calientes y cargados de humedad y la posibilidad de recuperar y neutralizar gases de naturaleza corrosiva. Entre las principales desventajas debemos mencionar, además de la necesidad de tratamiento del efluente líquido generado, problema común a todos los métodos húmedos y que ocasiona importantes costes suplementarios, ei bajo rendimiento para partículas de diámetro inferior a 1 µm, la reducción de la fuerza ascensional del gas, y por tanto de la altura del penacho y los problemas que puedan presentarse por heladas en época de frío. En la Figura 11.6 vemos el esquema de un lavador con placas y de una torre de aspersión en contracorriente. • Lavadores ciclónicos: son semejantes a los ciclones secos, pero en este caso se les incorpora una serie de boquillas por las que se pulveriza el líquido de lavado. Las gotitas de líquido cargadas de polvo se ven sometidas a una fuerza centrífuga que las lanza contra la pared húmeda del ciclón y fluyen por ésta hasta el fondo. El consumo de agua es algo menor que en el caso de las cámaras, oscilando entre 1,5-13 litros por cada 10 m 3 de gas tratado. Este tipo de colectores son capaces de eliminar partículas de tamaño superior a 2,5 µm con rendimientos relativamente altos, en general en torno © Ediciones Paraninfo
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O
Control de la contaminación atmosférica
Salida de gas limpio
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Entrada de gas . cio
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Salida de líquido de lavado
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Eliminador de neblina
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de distribución de gas
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Eliminación líquido de lavado
B FIGURA 11.6. A) Esquema de un lavador con placas.
B) Esquema de una torre de aspersión.
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Control de la contaminación atmosférica
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a un 80%. Las desventajas que presentan son similares a las de las cámaras. En la Figura 11.7 observamos el esquema de un lavador ciclónico. • Lavadores por inercia: en este tipo de sistemas la energía de la corriente gaseosa a tratar se utiliza para provocar la pulverización del líquido de lavado. Los más comunes son los llamados lavadores Venturi, que consisten en un dispositivo como el de la Figura 11.8 A. El líquido entra en el Venturi a una velocidad relativamente baja y allí se encuentra con la corriente gaseosa, que entra a gran velocidad y lo atomiza. Las partículas finas impactan con las gotas de líquido y se eliminan. Se ha comprobado que la eficacia del proceso aumenta con el aumento de la velocidad relativa partícula/gota, por lo que son esenciales las velocidades de entrada del gas. Con los lavadores Venturi se obtienen rendimientos muy altos, cercanos al 100%, para partículas de diámetro inferior a 5 µm, e incluso para partículas menores, de hasta 0,5 µm, el rendimiento puede ser elevado, del orden del 80%, sin embargo presentan importantes problemas por la gran caída de presión que se produce. En la Figura 11.8 B, se ve la relación rendimiento-tamaño de partícula y la caída de presión que se produce. Otros tipos de lavadores: existen varios tipos más de sistemas húmedos de eliminación de partículas, podríamos citar:
Salida del gas purificado
Boquillas pulverizadoras
Entrada del gas sucio Entrada del liquido de lavado
FIGURA 11.7. Esquema de un lavador ciclónico. © Edic iones Paraninfo
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O Control de la contaminación atmosférica
GAS LIMPIO
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www.gmoravia.com.br
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Air Pollution Manual, Control Equipment, Detroit, Mich. American Industrial Hygiene Assoc., 1968.
FIGURA 11.8.B.
Relación entre eficiencia colectora y el tamaño de la partícula en los lavadores Venturi.
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Control de la contaminación atmosférica
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• Lavadores de relleno: son torres en las que se emplea un relleno convencional como anillos raschig, rejillas, etc., con el fin de conseguir una gran superficie, lo que aumenta la posibilidad de eliminación de las partículas por el líquido lavador, que se hace pasar en contracorriente. • Lavadores mecánicos: están provistos de algún sistema mecánico para producir la pulverización del líquido. • Lavadores por peñcula de liquido: el contacto entre el gas y el líquido se produce a través de una película de líquido que discurre sobre la superficie colectora.
Filtros Los filtros son uno de los métodos más antiguos para depurar gases. En esencia, un filtro es simplemente un material poroso sobre el que las partículas se retienen a medida que el gas a depurar lo atraviesa. Un filtro puede estar constituido por cualquier material que sea compatible con el gas, y puede disponerse de múltiples formas: telas o bolsas, lechos, colchones, etc. Filtros de telas o bolsas, son los utilizados con mayor frecuencia, pueden alcanzar eficacias superiores al 99% para partículas de diámetro superior a 0,5 µm: incluso para partículas menores (diámetros en torno a 0,01 µm) los rendimientos pueden ser elevados. Los filtros de telas se disponen en forma de bolsas cilíndricas y se cuelgan en hileras, tal como se aprecia en la Figura 11. 9, para conseguir áreas superficiales grandes. El gas contaminado por par tículas entra por la parte de abajo y pasa a través del filtro de tal forma que las partículas se retienen en el interior de la bolsa . A medida que se van acumulando partículas en el filtro, la resistencia al paso del gas aumenta, con lo que aumenta la pérdida de carga, por lo que se hace preciso establecer algún mecanismo, automático o manual, de limpieza de los filtros. Las telas que constituyen el filtro pueden ser muy variadas, poliésteres, poliamidas -se emplea mucho el nylon-, fibra de vidrio, lana, ... La selección de una
Salida de gas purificado -
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Bolsas de filtración
FIGURA 11.9. Esquema de un filtro de bolsas. © Edic iones Paraninfo
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u otra vendrá determinada por la naturaleza química del gas a depurar y por las condiciones de temperatura y humedad. Las ventajas más destacables de este tipo de sistema son su buen rendimiento para un espectro de tamaños de partícula bastante amplio, su capacidad para manejar materiales sólidos muy diversos y la disponibilidad de varios métodos de limpieza y medios filtrantes, lo que flexibiliza su diseño. Entre las desventajas debemos señalar la necesidad de enfriar los gases hasta temperaturas capaces de ser soportadas por el tejido filtrante antes de atravesarlos (los materiales con fibra de vidrio resisten temperaturas de hasta 250ºC), la vulnerabilidad de los tejidos a los ataques químicos, y la práctica imposibilidad de manejar materiales higroscópicos o gases húmedos, que podrían llevar a la formación de costras sobre el tejido.
Precipitadores electrostáticos o electrofiltros Desde el punto de vista técnico, los electrofiltros, nombre que reciben también los precipitadores electrostáticos, se basan en la capacidad de las partículas de rodearse de una envolvente electrónica de un determinado signo y la posibilidad posterior de ser atraídas por un electrodo de signo opuesto (efecto Tyndall de las partículas coloidales). Mediante la aplicación de una descarga eléctrica se ionizan las moléculas de gas, lo que provoca la carga de las partículas que se encuen-
Alambres de alto voltaje
Soporte de los ,_.,.._.__.¡,-..,._-1_..__...,...alambres de alto voltaje
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Salida de gas puro
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Recogida de polvo hacia las tolvas
FIGURA 11.10. Esquema de un precipitador electrostático.
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tran en esa corriente de gas por colisión entre las mismas y los iones. Finalmente, las partículas cargadas migran hacia los electrodos colectores, que son de signo opuesto, donde quedan adheridas hasta que se remueven de los mismos por efectos mecánicos, impulsos, golpes o una película de líquido que los lave. Los electrofiltros son sistemas de eliminación de partículas que gozan de importantes ventajas. Son muy eficaces, pueden eliminar partículas de tamaños muy diversos, desde 200 µm hasta 1 µm con rendimientos que pueden superar incluso el 99%; también se obtienen rendimientos altos para partículas menores, de hasta 0,05 µm. De hecho, esta capacidad de recoger partículas de diámetros muy diversos es lo que determina que en muchos casos se opte por el sistema de electrofiltros cuando se carece de información acerca de la granulometría de las partículas a remover. Las pérdidas de carga de los gases al atravesarlos son bajas, y el consumo energético es también inferior al de otros sistemas que pueden proporcionar eficacias semejantes. Pueden soportar temperaturas elevadas de los gases, de hasta 450ºC, eliminan partículas secas y húmedas, y no tienen gastos de mantenimiento importantes, salvo que se presenten problemas por existencia de materias corrosivas o adhesivas. Entre las principales desventajas podemos citar el costo de instalación inicial, que es elevado. Tampoco se puede ignorar su sensibilidad a las variaciones de carga de partículas y a los flujos de gas. En la Figura 11.1 Ovemos un esquema de este tipo de sistema y en la Tabla 11.1 se comparan algunas de las técnicas comentadas para tratamiento de partículas.
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Tipo
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Volumen de gas Ventajas a tratar Cámaras de sedimenta-J 15-25 m3/m 3 de volumen de la • Simplicidad de diseño ción. envoltura. • Pocos costes de mantenimiento. • Pérdida de carga baja (0,51,3 mbar). • Poco gasto energético (1-4 W/m 3/min) . 3 2 Ciclones. 7,5-10,5 m /dm de área de •Simplicidad de diseño. entrada. •Simplicidad de mantenimiento. • Pérdida de carga no alta (7,5-12,5 mbar). • Independiente de la temperatura. •Trata grandes cantidades de partículas y polvo. Lavadores de cámara. 1,2-1,8 m3/dm 2 de área de •Se absorbe el gas y se elimimampara nan partículas simultáneamente. •Se pueden enfriar y limpiar gases muy calientes y húmedos. • Se pueden recuperar y neutralizar gases corrosivos. • Pérdida de carga no alta (513 mbar). • Rendimiento en torno a 80%, para partículas mayores de 1Oµm puede aumentar.
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TABLA 11.1
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• Se emplea para partículas mayores de 1Oµm. • Si no importa que el gas se enfríe y adquiera humedad. • Cuando se desea eliminar simultáneamente partículas y gases contaminantes. • Cuando se necesite eliminar partículas de diámetro pequeño con rendimiento bastante alto.
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Volumen de gas Ventajas Desventajas a tratar 18-90 m3/dm 2 área de entra- • Rendimientos altos para • Elevada pérdida de presión partículas entre 5-0,5 µm. (25-125 mbar). da. • Alto gasto energético (140425 W/m 3/min). • Problemas de corrosión. • Necesidad de tratamiento del efluente líquido. 0,3-1,8 m3/m 2 de tela. • Posibilidad de eliminación • Necesidad de enfriamiento seca. de gases calientes. • Alto rendimiento para partí- • Vulnerabilidad de los tejidos culas pequeñas (99% para filtrantes a ataques químicos. diámetro mayor de 0,5 µm). • No pueden manejarse gases • Disponibilidad de distintos húmedos o sustancias higroscópicas. medios filtrantes. 0,6-2,5 m3/m 2 de área electro- • Rendimiento muy alto - • Coste elevado de implanta99% para amplio espectro de ción. do colector. tamaños de 200-0,05µm. • Sensibilidad a variaciones • Pérdidas de carga bajas de carga y flujo. (0,5-1,3 mbar). • Necesidad de precauciones • Demanda energética baja frente a las corrientes de alto (10-15 W/m 3/min) voltaje. • Bajo mantenimiento. • Soportan altas temperaturas.
Posibilidades de utilización • Cuando se necesita muy alto rendimiento en partículas finas. • Para partículas alquitranosas que puedan obstruir los filtros. • Para gases que tienen una alta carga de partículas. • Cuando interesa obtener rendimientos altos. • Cuando interesa eliminar partículas de pequeño diámetro. • Cuando se necesita obtener rendimientos muy altos. • Cuando se desea eliminar partículas finas con alto rendi miento. • Cuando se trata de recuperar materiales de alto valor. • Cuando se deben tratar volúmenes grandes de gases.
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Capítulo
12,
Dispersión de contaminantes en la atmósfera o o o
12.1.
Viento.
12.2.
Gradiente vertical de temperaturas.
12.3 .
Factores topográficos.
Una vez que los contaminantes se emiten a la atmósfera tiene lugar su dispersión, hecho que influye de forma decisiva en los niveles de inmisión y por tanto en el grado de contaminación a que se ven sometidos los componentes de la biosfera; es pues fundamental conocer cómo y en qué sentido se produce el transporte de los contaminantes en el seno de la atmósfera. Cualquier punto geográfico se ve sometido a unos niveles de inmisión que, evidentemente, dependen de la existencia de fuentes emisoras en un entorno más o menos próximo, pero también de la posibilidad de difusión de las emisiones. La naturaleza de los focos emisores puede ser distinta en unos u otros casos, por ejemplo, en una ciudad existen numerosas fuentes puntuales distribuidas por toda su área que emiten los contaminantes a un nivel próximo al suelo (vehículos) o en cualquier caso no muy alto (edificios), mientras que en otros lugares, por ejemplo una central térmica alejada de un núcleo urbano, existe un solo foco emisor situado a elevada altura. Si se quieren estimar los niveles de inmisión que existirán en un punto concreto, con el objetivo, entre otros, de mantenerlos por debajo de los establecidos en la legislación, se tendrá que recurrir a modelos físico-matemáticos de difusión que permitan preverlos. No entramos en su estudio, pues aunque existen modelos más o menos complejos todos ellos exceden del propósito de este texto. Debemos saber que estos modelos son simplificaciones de la realidad. En principio, cuanto más sencillos menos fiables resultan; a medida que aumenta la complejidad las previsiones se acercan más al comportamiento real pero, en cualquier caso, los modelos resultan útiles para muchas situaciones, entre las que podríamos destacar: - Realización de evaluaciones de impacto ambiental. - Optimización de alturas de chimeneas. - Estudios de situaciones preoperacionales o puntos cero. - Estudio de la contaminación de fondo. - Estudio de la capacidad de carga de un centro urbano. - Estudios de planificación urbanística e industrial. - Diseño de redes de vigilancia de calidad de aire. © Ediciones Paraninfo
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Dispersión de contaminantes en la atmósfera
Evidentemente, los modelo.s deben ser distintos para diferentes situaciones, no puede ser igual la difusión de contaminantes emitidos por numerosos focos puntuales a nivel del suelo en una pequeña área geográfica que la difusión de los contaminantes emitidos a gran altura por una chimenea. En este último caso tampoco será igual el que la chimenea esté situada en un entorno en que no existan más, o que se localice en un entorno en el que existan otros focos emisores cuyos efectos se puedan superponer. Los modelos de difusión siempre deben analizar aspectos referentes a las características del/los medio/s emisor/es, del medio receptor y del medio difusor. • Medio emisor: deberán considerarse, entre otros, los siguientes factores: - Tipos de focos emisores: puntuales, lineales, superficiales, etc. - Datos de emisión, que deben ser representativos, y en caso de duda se debe recurrir a los más desfavorables. Estos datos pueden obtenerse de lecturas directas de monitores continuos o discontinuos en chimeneas; de medidas indirectas o bien de medidas teóricas obtenidas a través de cálculos estequiométricos, factores de emisión, etc. - Otras variables: temperatura de salida de gas, caudal de emisión, velocidad de salida, etc. • Medio receptor: es importante considerar las siguientes variables: - Entorno a estudiar, no hay nada definido, pueden establecerse modelos para radios de cobertura muy distintos, desde radios inferiores a 7 km a radios más elevados, de decenas de km. En cuanto a la altura también es preciso tenerla en cuenta, puede oscilar desde una altura pequeña, inferior a 50 m, a alturas de 200 o más metros. La altura y el radio de cobertura a los que se aplica el modelo están relacionados entre sí. - Existencia en el entorno de áreas de sensibilidad. Es importante, pues en ocasiones están sometidos a exigencias de calidad de aire más restrictivas. • Medio difusor: es decir, la atmósfera a la que se realizan las emisiones, deben estudiarse las variables que permitan definir la capacidad de dispersión del mismo, así como las que determinan la trayectoria y ascenso de los penachos, es decir, las características metereológicas. Aunque no entremos en el estudio de los modelos de difusión, dado que la capacidad de la atmósfera para transportar los contaminantes es esencial para determinar la calidad del aire que respiramos, comentaremos los fenómenos esenciales que inciden en dicho transporte. La dispersión de los contaminantes viene regida por dos movimientos, uno vertical y otro horizontal; uno y otro vienen influidos por factores climáticos, y también adquieren importancia ciertos factores geográficos. Los factores geográficos hacen referencia fundamentalmente a la topografía del terreno, lo que en ocasiones puede resultar tremendamente complejo. Es el caso de las ciudades, en que los edificios pueden constituir obstáculos importantes para el movimiento de los contaminantes y condicionar su evolución. Los factores climáticos que intervienen son múltiples: velocidad y dirección del viento, temperatura y humedad relativa del aire, turbulencia, radiación solar, ... El conjunto de todos ellos se traduce en una atmósfera con diferente grado de estabilidad, y este grado de estabilidad condiciona el movimiento de las masas de aire. El estudio en detalle es tremendamente complejo y exige conocimientos físicos y meteorológicos ajenos a un capítulo de química ambiental como el que estamos desarrollando, por lo que nos limitaremos a comentar las ideas fundamen402 © Ediciones Paraninfo
Dispersión de contaminantes en la atmósfera
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tales y, simplificando el problema, nos referiremos a dos de los factores de especial interés, el viento y el gradiente vertical de temperaturas, que rigen, en gran medida y respectivamente, el movimiento horizontal y el vertical de las masas de aire.
12.1. VIENTO Es un parámetro meteorológico de gran importancia para la difusión de los contaminantes. La simple observación del penacho de una chimenea nos permite valorar su influencia pues, en un día de calma, observamos que el penacho asciende indefinidamente, mientras que en un día de viento, si es intenso, vemos que el penacho llega a doblarse casi 90º en la dirección en que sopla el viento. Por tanto, para delimitar su influencia debemos conocer el campo de velocidades: magnitud, dirección y sentido. La dirección y el sentido indican el camino que seguirán los contaminantes, mientras que la dispersión será función de la magnitud, porque cuanto mayor sea ésta mayor será la difusión. La turbulencia, que son las variaciones caóticas de la dirección y la velocidad, puede originarse por contacto con la superficie de la Tierra, por la orografía del terreno o por la presencia de construcciones o edificios elevados. Influye también en la dispersión. Existen muchas clases de viento, y se manifiestan diferencias notables entre los vientos actuantes en las zonas altas de la atmósfera y los vientos existentes en la zona de la troposfera más próxima a la superficie terrestre. En las zonas altas se distinguen el viento geostrófico y el de gradiente. Son modelos teóricos de vientos que actúan con velocidad bastante constante en módulo y dirección, siguiendo líneas de flujo paralelas a las isobaras. Esto determina que sus trayectorias sean bastante uniformes, pues vienen originadas por los movimientos del aire de las zonas de alta presión a las de baja presión y la acción de la fuerza de Coriolis ocasionada por la rotación de la tierra. En la zona de la atmósfera comprendida entre la superficie terrestre y la altura, donde resultan válidos los conceptos de viento geostrófico y de gradiente, denominada capa límite, el régimen de vientos está muy influenciado por las fuerzas de rozamiento que experimentan las masas de aire en su movimiento, por lo que será preciso considerarlas al estudiar los vientos reales que contribuyen a la dispersión de los contaminantes en las zonas más bajas de la troposfera. La magnitud de las fuerzas de rozamiento dependerá de muchos factores (naturaleza del suelo, existencia o no de árboles, situación y tamaño de edificios, accidentes topográficos, ... ).En cualquier caso, el efecto que ocasionan se traduce en que, por un lado, la velocidad del viento es menor en las zonas próximas a la superficie terrestre y aumenta a medida que ascendemos y, por otro, la dirección sufre un pequeño desplazamiento angular. Puesto que estamos viendo los fenómenos a microescala meteorológica, nos interesa comentar la variación del viento en una zona comprendida entre la superficie terrestre y unos pocos cientos de metros de altura, región en la que acabamos de indicar que la velocidad del viento aumenta con la altura. En la Figura 12.1 observamos esta variación, y apreciamos que el gradiente es distinto en las horas nocturnas y diurnas. Por la noche es mayor que de día, lo que se debe a la influencia del gradiente de temperaturas que, como se verá posteriormente, en la © Ediciones Paraninfo
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O Dispersión de contaminantes en la atmósfera
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o0~~~~2~~~~4~~~6~~~~8 Velocidad del viento, metros por segundo U.S. Weather Bureau. Meteorological Survey of the Oak Ridge Area. ORU-99, U.S. At. Energ. Comm., Oak Ridge, Tennessee, 1953.
FUENTE:
FIGURA 12.1.
Variac.
mayor parte de los casos es negativo durante el día y puede ser positivo durante la noche. La dirección del viento también cambia con la altura. Cuando la intensidad es fuerte y no existen obstáculos importantes en el terreno, la variación de la dirección es despreciable a alturas inferiores a 100 m, sin embargo, para vientos débiles los cambios de dirección pueden adquirir importancia. Estos cambios vienen determinados por las fuerzas de fricción, fuerzas que varían con la altura, lo que origina desplazamientos angulares del viento, tanto mayores cuanto más cercano a la superficie terrestre esté el punto considerado. Por tanto, las variaciones de la intensidad y dirección del viento deben ser tenidas en cuenta cuando se desee aplicar un modelo de dispersión de contaminantes, pues las medidas hechas sobre la superficie del terreno pueden conducir a errores al tratar de estudiar la difusión de los contaminantes emitidos por chimeneas. Las diferentes zonas geográficas están sometidas a algún viento predominante, lo que es preciso considerar a la hora de planificar la ubicación más adecuada de posibles actividades contaminantes. Tanto la dirección como la intensidad de los vientos a que se ve sometida un área geográfica determinada están disponibles entre los datos que aportan los observatorios del Instituto Nacional de Meteorología. Es frecuente representarlos en forma de «rosa de los vientos », que es un dia-
404 © Edic ion es Pa raninfo
Dispersión de contaminantes en la atmósfera
O
N
FIGURA
12.2. Rosa de los vientos anual en la que se recoge la distribución de densidad de frecuencia del viento por unidad área.
grama en el cual se representa la densidad de frecuencia con que un viento de la velocidad señalada sopla en una dirección determinada. En la Figura 12.2 observamos un diagrama polar de una rosa de los vientos. Se aprecia, por ejemplo cómo el viento de velocidad poco mayor a 9 metros por segundo, sopla en dirección oeste con una frecuencia de 1O por diez mil, mientras que con esta misma velocidad, en dirección norte, no sopla o lo hace menos de un 1 por diez mil veces. El viento de velocidad 6 mis sopla en esta misma dirección oeste con una frecuencia del 25 por diez mil, y el viento de velocidad entre 3 y 4 mis sopla en esta misma dirección con una frecuencia del 50 por diez mil.
12.2.
GRADIENTE VERTICAL DE TEMPERATURAS
Una de las características más importantes de la atmósfera desde el punto de vista termodinámico es la variación de la temperatura a medida que se va ascendiendo, es decir, el gradiente térmico. Es un factor de gran importancia para la © Ediciones Paraninfo
405
O Dispersión de contaminantes en la atmósfera dispersión de los contaminantes, y la situación normal es que la temperatura decrezca con la altura. En las denominadas condiciones adiabáticas, la disminución de temperatura con la altura es constante, del orden de 1ºC por cada 100 m, recibiendo esta variación el nombre de gradiente adiabático de temperaturas. Se ha determinado también la disminución real que normalmente experimenta la temperatura con la altura, midiendo temperaturas del aire en latitudes medias hasta alturas aproximadas de 1O km y se ha encontrado que la variación normal de temperatura oscila alrededor de 0,66ºC/100 m. Un concepto muy importante para estudiar la difusión de los contaminantes es el de estabilidad atmosférica. La estabilidad puede definirse de forma simple como la resistencia al cambio. En la atmósfera la estabilidad viene marcada, en gran medida, por el gradiente real de temperaturas en comparación con el gradiente adiabático, y determina la posibilidad del movimiento vertical de contaminantes. Si consideramos un pequeño volumen de gas desplazándose hacia arriba en el seno del aire, es claro que se verá sometido gradualmente a presiones menores, lo que causa su expansión y consiguiente enfriamiento. Si al llegar a una nueva posición este volumen de gas está más caliente que el aire que le rodea, continuará subiendo. Por el contrario, si está más frío que el aire de su alrededor, tenderá a descender. Cuando la temperatura de la atmósfera descienda con la altura más rápidamente que el gradiente adiabático el volumen de gas considerado tenderá a seguir subiendo, pues su temperatura será mayor que la del aire que le rodee. En este caso se dice que nos encontramos ante una atmósfera inestable. Por el contrario, cuando la temperatura de la atmósfera varía con la altura menos rápidamente que el gradiente adiabático, el volumen de gas al ascender se encontrará rodeado de aire a una temperatura superior a la suya, por lo que no podrá seguir subiendo sino que volverá a su posición inicial. Diremos que nos encontramos con una atmósfera estable. Cuando la temperatura del aire desciende con la altura según el gradiente adiabático decimos que nos encontramos con una atmósfera neutra. En resumen, si la tendencia a ascender o descender es tal que hace volver al volumen de gas a su posición inicial, la atmósfera se dice que es estable. Si la tendencia es a separar cada vez mas el volumen de gas de su nivel de origen, se dice que la atmósfera es inestable. En la Figura 12.3 observamos los gradientes de temperatura correspondientes a cada uno de los tipos de atmósfera mencionados y los correspondientes penachos de chimeneas. Una condición estable inhibe la creación de torbellinos y la difusión de los contaminantes. Una condición inestable actúa en sentido contrario, aumenta la creación de torbellinos y acelera la difusión de los contaminantes. El máximo grado de estabilidad se alcanza en aquellas capas de la atmósfera donde la temperatura aumenta con la altura. Los estratos en que se presenta este fenómeno se denominan inversiones térmicas. Se llama punto de inversión a aquel donde el gradiente vertical de temperaturas cambia de signo y capa de inversión a la zona comprendida entre dos puntos de inversión. Las inversiones impiden la difusión vertical de los contaminantes, por lo que, según sea la altura a la que se encuentre la capa de inversión, pueden producirse situaciones que conducen a valores de inmisión muy elevados, al estar totalmente impedida la difusión vertical de los contaminantes y depender ésta, exclusivamente, de la posibilidad de dispersión horizontal. No olvidemos que
406 ©Ediciones Paraninfo
Dispersión de contaminantes en la atmósfera
---
O
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- - - - • Gradiente de temperaturas adiabático ( T ) Atmósfera estable
Atmósfera neutra
Atmósfera inestable
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Atmótsfera
Altura de la inversión
,
Temperatura (T) Penacho serpenteante Penacho cónico Penacho tubular
FIGURA 12.3.
Relación gradiente de temperaturas - estabiliad atmosférica y evolución del penacho según la misma.
la dispersión horizontal, si no existe viento, o si se encuentran obstáculos topográficos puede en ocasiones verse impedida. En la Figura 12.4 observamos la representación de una capa de inversión, y se refleja cómo la población situada en esa zona estaría sometida a unos valores de inmisión altos, al no existir tampoco posibilidad de dispersión horizontal, impedida por la orografía montañosa representada en la figura. Existen diferentes tipos de inversiones, pero las más frecuentes son las conocidas bajo la denominación de inversión por subsidencia o asentamiento y la inversión por radiación. La inversión por asentamiento tiene lugar por un descenso lento y un calentamiento adiabático de una masa de aire sobre una zona de la atmósfera, lo que hace que esta capa de aire actúe como una gran tapadera que impide la difusión de los contaminantes. Este tipo de inversión se suele situar en general a cierta altura respecto a la superficie terrestre y puede durar varios días si la atmósfera es estable. La inversión por radiación, o inversión nocturna, es un fenómeno ocasionado por la diferencia de temperatura que tiene la superficie terrestre en las horas diurnas y las nocturnas. Durante las horas de sol la superficie terrestre recibe calor por conducción y/o radiación, con lo que las capas de aire situadas junto a ella se calientan y por tanto el gradiente de temperaturas en la atmósfera es n egativo. Por la noche la superficie terrestre emite radiación, con lo que se enfría y las capas de aire en contacto con la misma se enfrían hasta temperaturas inferiores © Ediciones Paraninfo
407
O Dispersión de contaminantes en la atmósfera
l
Variación de temperaturas con la altura si no existe inversión térmica
Temperatura - - -
Variación de temperaturas con la altura cuando existe inversión térmica a cierta altura
l
Temperatura - - -
FIGURA 12.4.
Dispersión vertical de los penachos sin y con inversión térmica en altura.
a las que tienen otras capas superiores. Este tipo de inversión desaparece al amanecer y comienza un nuevo ciclo.
12.3. FACTORES TOPOGRÁFICOS Los dos factores que hemos visto, gradiente vertical de temperaturas y viento, contribuyen respectivamente a la dispersión de contaminantes en sentido vertical -por mecanismos de convección- y horizontal -por fenómenos de turbulencia-. Sin embargo, existen multitud de factores topográficos que pueden introducir modificaciones notables en los movimientos en uno y otro sentido. Entre los más notables podemos citar: - Efecto del mar: la diferente capacidad calorífica de la Tierra y el agua da lugar a un calentamiento distinto de una y otra. Durante el día, la Tierra se calienta más rápidamente que el mar, lo que origina que la circulación del viento se produzca desde el mar hacia la Tierra (brisa marina). Durante la noche la tierra se enfría más rápidamente y el viento circula desde la Tierra hacia el mar. Por tanto, en zonas costeras es importante determinar estos vientos, pues su persistencia y su carácter de circulación relativamente cerrado hacen que los contaminantes se dispersen dentro de un volumen de aire relativamente limitado.
408 © Ed iciones Paraninfo
Dispersión de contaminantes en la atmósfera
O
- Montañas y laderas: se produce un efecto similar al de la costa. En las horas centrales del día la cima de la montaña adquiere una temperatura más elevada que el aire situado a su mismo nivel, lo que ocasiona un calentamiento del aire en contacto con la montaña, que se eleva, lo que origina una brisa del valle hacia la montaña. Por la noche, el enfriamiento más rápido de la montaña será la causa de que la brisa circule en sentido contrario.
A
A
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Sentido diurno de la brisa
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Sentido nocturno de la brisa
Sentido diurno de la brisa
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1 11 '
A) Sentido de circulación del viento por efecto de las brisas marinas diurnas y nocturnas. B) Sentido de circulación del viento por efecto de las brisas de montaña diurnas y nocturnas. C) Sentido de circulación del viento por efecto de la isla de calor urbana.
FIGURA 12.5.
© Ediciones Paraninfo
409
O
Dispersión de contaminantes en la atmósfera
- Efectos urbanos: las ciudades originan las llamadas «islas térmicas». Por efecto de las calefacciones y la circulación de vehículos la temperatura urbana es más elevada que la del campo de los alrededores, por tanto el aire asciende en el centro de las ciudades y desciende sobre las zonas rurales y los suburbios que las rodean. En la Figura 12.5 observamos una representación gráfica de estos tres tipos de efectos. - Efectos topográficos y de obstáculos: la existencia de cualquier tipo de obstáculo o simplemente la topografía del terreno, puede inducir turbulencias en las masas de aire. Las distorsiones del flujo de aire alrededor de los obstáculos pueden ser muy diversas, dependiendo del ángulo que formen el eje del obstáculo y la dirección del viento. Cuando ambos son paralelos los efectos son mínimos, mientras que si el ángulo es de 45º se produce la mayor caída del penacho por obstáculo.
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Dispersión de contaminantes en la atmósfera
ACCIDENTES POR EMISIÓN DE PESTICIDAS A LA ATMÓSFERA Se han producido numerosos episodios de contaminación por emisión de pesticidas a la atmósfera. Destacamos dos de los más importantes:
2 ele diciembre ele 1984: BHOPAL (lnclia) La madrugada del 2 al 3 de diciembre, tuvo lugar en la fábrica de pesticidas que Union Carbide tenía en la ciudad de Bhopal, una fuga de unas 40 toneladas de un gas muy tóxico (isocianato de metilo), que era un compuesto intermedio en la fabricación del pesticida denominado Savin. Además de este gas se emitieron a la atmósfera otros, tales como cianuro de hidrógeno, monóxido de carbono, metilamina y unos veinte compuestos más. la fuga tuvo lugar durante una operación de mantenimiento rutinaria, cuando se desencadenó una reacción química al desbordarse el agua de uno de los tanques de almacenamiento a causa del mal estado de las tuberías y válvulas. La población, alarmada ante la emisión, corrió intentando alejarse del foco emisor, dándose la circunstancia de que el viento sorlaba en la misma dirección en la que trataban de alejarse, por lo que se vieron inmersos en la difusión de penacho, lo que agravó las consecuencias pues en ningún momento consiguieron escapar de la contaminación. Si hubieran intentado alejarse corriendo en sentido contrario, o lo hubieran hecho en sentido transversal al penacho, las consecuencias habrían podido ser menores. Como consecuencia del episodio se vieron afectadas unas 500.000 personas, se produjeron 2.500 muertes directas por envenenamiento y un número semejante de personas atravesó situaciones críticas; un total de 15.000 personas requirieron tratamiento médico. También se produjeron efectos no inmediatos que se desarrollaron a largo plazo, cegueras, trastornos mentales, lesiones hepáticas y renales, así como malformaciones embrionarias que afectaron a un total de unas 200.000 personas.
Córdoba: en el estado ele Veracruz ele México el 3 ele mayo ele 1991 Un incendio en la empresa Anaversa, originó la emisión a la atmósfera de 1.800 litros de metilparation, 8.000 litros de paracual, 3.000 litros de 2,4 D, uno de los ingredientes del agente naranja empleado en Vietnam, y también se expulsaron en el incendio 1.500 litros de pentadorofenol, malation, hexadorobenceno y lindano. Adiferencia de Bophal, no murió nadie en el incendio. 1.300 personas fueron evacuadas y 221 tratadas por envenenamiento. Sin embargo, en años sucesivos fueron incrementándose las muertes como consecuen· cia del hecho. Actualmente, se considera que hay más de 200 muertos imputables a este accidente.
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411
O
13 Efecto invernadero O
13.1.
Efecto invernadero natural.
O
13 .2 .
Efecto invernadero antropogénico.
Actualmente, existe una enorme preocupación social acerca del incremento medio de temperatura de la atmósfera del planeta que se viene observando en las últimas décadas, y es a este calentamiento a lo que se ha dado en llamar Efecto invernadero. Sería más correcto distinguir entre Efecto invernadero natural y Efecto invernadero antropogénico, veamos qué son uno y otro:
13.1. EFECTO INVERNADERO NATURAL En el apartado 8.4, cuando estudiamos el tema de las radiaciones en la atmósfera terrestre, vimos que la radiación que procedente del sol incide sobre la superficie terrestre pertenece, prácticamente toda, a la zona de longitudes de onda del visible, pero que, por el contrario, la radiación que en las horas nocturnas la Tierra emite hacia la atmósfera pertenece casi en su totalidad a la zona del infrarrojo. Vimos también que la radiación solar de longitudes de onda de entre aproximadamente 320 y 700 nm, tiene posibilidad de alcanzar la superficie terrestre, porque los gases componentes de la atmósfera no absorben apenas en estas longitudes de onda. Sin embargo, la radiación que la Tierra reemite al espacio exterior en las horas nocturnas, prácticamente toda ella de longitudes de onda superiores a 4.000 nm, es en gran parte absorbida por los gases que componen la atmósfera, pues muchos de ellos tienen altas absorciones en esas longitudes de onda. Sólo aquellas radiaciones pertenecientes a las zonas de alrededor de 8.000 y 12.000 nm consiguen alcanzar el espacio exterior, pues en ellas la absorción de los componentes de la atmósfera es baja. Estas zonas se denominan con frecuencia «ventanas». La consecuencia última que se deriva de esta fuerte absorción es un desequilibrio del balance energético entre radiación solar incidente-radiación emitida por la superficie terrestre. Este hecho se traduce en un calentamiento de la atmósfera terrestre, adquiriendo ésta una temperatura más elevada que la que le correspondería caso de no existir en su composición los gases anteriormente mencionados, causantes de la absorción. Este fenómeno de incremento de la temperatura por encima de la que podíamos esperar si el balance energético no se hubiera visto desequilibrado, es lo que se denomina efecto invernadero natural y, para nuestro planeta, se cuantifica en aproximadamente 33ºC, lo que implica que la temperatura media en la tierra sea de 288 K en lugar de los 255 K que podríamos esperar caso de no existir el desajuste © Ediciones Paraninfo
413
D
Efecto invernadero
VENTANA a través de la cual la radiación terrestre escapa a la atmósfera exterior, si no existen gases de invernadero antropogénicos
ESPECTRO DE EMISIÓN DE LA RADIACION SOLAR Y PLANETARIA (w/m/sr)
Radiación solar a 5.760 K
1;1()00
1000
ESPECTRO DE ABSORCIÓN DE LA ATMÓSFERA TERRESTRE
o,
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1
VENTANA
a través de la cual la radiación solar incide sobre la superficie
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Hp
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.
1
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HP
1
:03:
HP
C02
1
A. en nm
200
400
o
Radiación emitida
por la Tierra, perteneciente a la zona IR y absorbida por los gases
invernadero. Esta
absorción calienta la atmósfera terrestre.
FIGURA 13.1. Representación esquemática del efecto invernadero, del espectro de absorción
de los gases constituyentes de la atmósfera terrestre y de las radiaciones solar y terrestre. 414 © Ediciones Paraninfo
Efecto invernadero
O
energético mencionado. En la Figura 13.1 apreciamos un esquema de este efecto y recogemos nuevamente los espectros de las radiaciones solares y terrestres y el espectro de absorción de la atmósfera apreciándose las absorciones indicadas.
13.2. EFECTO INVERNADERO ANTROPOGÉNICO Cualquier alteración de la atmósfera terrestre que implique un aumento de absorción de radiación infrarroja, especialmente en las zonas anteriormente mencionadas de alrededor de 8.000 y 12.000 nm, que son las que, como hemos visto, permiten un mayor paso de la misma a la atmósfera exterior, contribuirá a incrementar aún más el desequilibrio energético mencionado y a aumentar por tanto, la temperatura de la atmósfera por encima de los 33ºC, que es la considerada como efecto invernadero natural. Hoy en día, es incuestionable que el citado aumento de temperaturas se ha producido. Podemos apreciarlo en la Figura 13.2, en la que se recoge el incremento
Anomalías anuales de temperaturas: Global, Hemisferio Norte y Hemisferio Sur, años 1856-1998 0.5 O.O
-0.5
0.5 O.O
- 0.5
0.5 O.O
- 0.5
1860
'!830
1900
1920
1940
1950
198J
P. D. Janes, T. J. Osborn y K.R. Briffa, Universidad de East Andia, Norwich, Reino Unido y D. E. Parker, Oficina Meteorológica de Bracknell, Berkshire, Reino Unido.
FUENTE:
FIGURA 13.2.
© Ediciones Paraninfo
Variación media de la temperatura global del planeta y de los hemisferios norte (NH) y sur (SH). 415
D
Efecto invernadero
detectado tanto en el hemisferio norte como en el sur entre los años 1856 y 1998, y se observa una constante tendencia al alza. Existe acuerdo entre la comunidad científica internacional en atribuir este aumento al incremento de absorción en las zonas del espectro mencionadas, en lo que se conoce como «cierre de las ventanas». Este cierre se atribuye a dos tipos de causas: • Presencia en la atmósfera de componentes naturales de la misma capaces de absorber en las zonas indicadas, pero en cantidades inusuales, mayores de las habituales. Entre ellos podemos mencionar el dióxido de carbono, el metano y el monóxido de dinitrógeno. • Presencia en la atmósfera de sustancias extrañas, ajenas a la composición natural de la misma y capaces así mismo de absorber en las citadas zonas. En este grupo debemos incluir los clorofluorocarbonos (CFCs) e hidroclorofluorocarbonos (HCFCs), el ozono troposférico (0 3 ) y otros gases tales como el hexafluoruro de azufre (SF6 ). Que ambos tipos de causas contribuyen a este incremento del efecto invernadero, es decir originan el efecto invernadero antropogénico, es un hecho. La contribución de los distintos gases a la elevación de temperatura observada se distribuye de la siguiente forma: un 50% se debería al incremento del contenido en dióxido de carbono; un 18% sería responsabilidad del aumento de metano atmosférico; la presencia de CFCs y gases semejantes en la atmósfera terrestre ocasionaría un 17%; mientras que los incrementos de ozono troposférico y de monóxido de dinitrógeno serían responsables de un 9% y un 6%, respectivamente. Sin embargo, a partir de los años 80 la contribución relativa de estos compuestos está cambiando, incrementándose la de CFCs y gases relacionados y la del monóxido de dinitrógeno, mientras que disminuye ligeramente la del metano y la del dióxido de carbono; el ozono permanece prácticamente igual. En la Figura 13.3 se observa la estimación de estas contribuciones. Analicemos brevemente por qué se ha llegado a esta situación.
1980/1990
1785/1990
co, CFC's
CO,
CH,
co, FUENTE:
CH,
.
O,
CFC's .N,O
•
H,O (g) estratosférico
Mundo Científico, nº 126, julio-agosto, 1992.
FIGURA 13.3. Participación de los principales gases de efecto invernadero antropogénicos
en el recalentamiento del planeta en los períodos 1785-1990 y 1980-1990.
416 © Ediciones Paraninfo
Efecto invernadero
D
Incremento de la concentración de componentes naturales Es evidente que la concentración en la atmósfera de las sustancias que hemos señalado se está incrementando de forma continua. Se comprueba que el incremento de dióxido de carbono y metano ha sido constante. De hecho, en el año 2000 la concentración de C0 2 es cercana a las 370 ppm y la de CH4 supera las 1.750 ppb, frente a valores de 315 ppm de C0 2 existentes en 1958 o concentraciones en tomo a 700 ppb de CH4 , habituales en el siglo XIX. En la Figura 13.4.A apreciamos el incremento de la concentración de estos dos gases desde el siglo XVIII, y en la 13.4.B se recoge con más detalle el aumento producido en las últimas décadas. o
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DIÓXIDO DE CARBONO
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1800
1840
1880
Datos del Observatorio de Mauna Loa.
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1750 FUENTES:
AÑO
METANO DATOS DEL NÚCLEO DE LOS HIELOS (partes por millón)
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o
1960
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1.6
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1920
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•
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\.
............
1800
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'1
1850
1900
1950 AÑO
Stauffer, et. al., 1985. G. Lambert, Los gases de efecto invernadero, Mundo Científico, nº 126.
FIGURA 13.4.A. Evolución de las concentraciones de metano
© Ediciones Paraninfo
y dióxido de carbono desde 1750. 417
O
Efecto invernadero
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FUENTE:
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99
http//:cmdl.noaa.gov/fiqures. Nuestro agradecimiento a NOAA.
FIGURA 13.4,B.
Concentraciones de dióxido de carbono y metano durante las últimas décadas.
Respecto al monóxido de dinitrógeno, podemos indicar que la observación es semejante. Se calcula que en el año 1700 la concentración era de 285 ppb, mientras que en 1990 se habían alcanzado 310 ppb. Este incremento representa una reserva de unos 1.500 millones de toneladas de nitrógeno y corresponde a un índice de crecimiento actual de unos 3-4,5 millones de toneladas anuales. ¿Por qué se han producido estos incrementos? Las causas son de dos tipos, por un lado han aumentado las emisiones directas de los gases, y, por otro, se ha rebajado la tasa de algunas actividades que contribuían a la extracción de estos gases de la atmósfera. Podríamos resumirlas así:
418 © Ediciones Paraninfo
Efecto invernadero
O
- Aumento del consumo de carburantes fósiles, lo que implica unas mayores emisiones de C0 2 , rompiendo el equilibrio que a lo largo de millones de años se había establecido en el ciclo del carbono. - Incendios forestales, implican un incremento de las cantidades de C0 2 y CH4 • - Deforestación, lo que supone una menor actividad fotosintética y por tanto una menor tasa de remoción del C0 2 atmosférico. - Obtención de cantidades importantes de cemento, lo que supone un aumento de las emisiones de C0 2 al convertir la piedra caliza en cal.
CaO + C0 2 - Desgasificación de carbón y fugas en explotaciones mineras y en distribución de gas natural, lo que aumenta las emisiones de CH 4 • Por último, deberíamos mencionar también el vapor de agua, por ser también un componente natural de la atmósfera que absorbe en las zonas del espectro indicadas y cuya concentración en el aire está experimentando un incremento. Sin embargo, su aumento apenas tiene importancia, pues actúa en dos direcciones opuestas. Por un lado, y puesto que la concentración de agua en la atmósfera depende en gran medida de su presión de vapor (dadas las grandes reservas de agua existentes en mares y océanos) y dado que la presión de vapor es función de la temperatura, el calentamiento de la atmósfera induce el aumento de la concentración de vapor de agua y al ser el vapor de agua capaz de absorber radiación térmica provocará un calentamiento adicional. Pero, por otro, el hecho de que haya una mayor cantidad de agua en estado de vapor en la atmósfera se traducirá en un incremento de condensación del mismo, con la consiguiente formación de nubes, capaces a su vez de reflejar una mayor cantidad de radiación y causa por tanto de la menor llegada de radiación solar a la superficie terrestre. Por esto, la contribución del agua al efecto invernadero antropogénico se considera menor frente a la de los otros gases mencionados.
Aporte a la atmósfera de sustancias ajenas a su composición En este caso debemos referirnos principalmente a los compuestos denominados genéricamente clorofluorocarbonos (CFCs) y otros de comportamiento similar, como son los hidroclorofluorocarbonos HCFCs, los haloformos, y el hexafluoruro de azufre (SF 6 ) (se habla de los mismos con mayor amplitud en el apartado 14.2). Todos ellos son gases extraños a la composición de la atmósfera, pero actualmente están presentes en la misma por emisiones antropogénicas. Como hemos indicado, contribuyen al efecto invernadero, al absorber en la zona de las «Ventanas» que permiten la salida de la radiación infrarroja hacia el exterior. Más adelante, en el capítulo 14, veremos que también son causantes de la destrucción de la capa de ozono. Debemos señalar que su presencia en el aire, inexistente hasta el siglo XX, se ha ido incrementando a partir de los años 60. En la actualidad, las medidas políticas tomadas han frenado esta alza y comienza a apreciarse una ligera disminución en las concentraciones de algunos de ellos. En la Figura 13.5 se aprecian los datos de concentración de algunas de estas especies; aunque son valores bajos, del orden de ppt (partes por trillón), son lo suficientemente importantes como para ocasionar daños considerables. © Ediciones Paraninfo
419
O
Efecto invernadero
1880
1900 1920 1940
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1960
1980
2000
Año
Nature, 399, junio 1999,
FIGURA 13.5. Incremento de algunos CFCs, HCFCs y SF6 en el último siglo,
Otro gas, ajeno a la composición de la troposfera, y cuya presencia sin embargo está aumentando es el ozono. Vimos en el capítulo 1O que este compuesto era un contaminante secundario que se formaba a causa de la emisión de óxidos de nitrógeno e hidrocarburos a la atmósfera, actividades que están experimentando un continuo incremento, por lo que la presencia de ozono en la troposfera en cantidades crecientes es también un hecho innegable. Hay un factor que actúa como contrapunto al efecto invernadero, es el incremento de la contaminación por partículas, lo que supone una menor posibilidad de llegada de radiación a la superficie terrestre. Sin embargo, aunque este hecho contribuya a paliar en cierta medida el calentamiento global del planeta, no es la forma deseable de mitigar el mismo, pues la contaminación por partículas tiene su propia problemática, como se ha indicado en el apartado 10.6.
Medidas a tomar para detener el efecto invernadero antropogénico Se prevé que la tónica de incremento de temperatura media de la atmósfera terrestre será la misma, incluso más acusada, caso de no tomarse medidas adecuadas. En la actualidad, está aceptado que de alguna forma hay que mitigar este problema y para ello se hace patente la necesidad de reducir las emisiones de gases de efecto invernadero. En este sentido (al margen de los esfuerzos
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Efecto invernadero
D
hechos para reducir las emisiones de CFCs y HCFCs que se comentarán en el capítulo 14), los objetivos prioritarios se han establecido con respecto a la reducción de las emisiones de dióxido de carbono y gases asimilables. Es un hecho que las emisiones de estos gases ocasionadas por los países desarrollados son enormemente elevadas, comparadas con las generadas por países menos desarrollados. En la Figura 13.6 se comparan las emisiones per cápita de países de África con países del oeste de Europa y Norteamérica, así como las emisiones per cápita medias. Es evidente que las diferencias son abrumadoras, y cualquier opción que se tome implicará, necesariamente, reducir las emisiones en determinados países. En la Tabla 13.1 observamos los valores de las emisiones de
13.1 . Emisiones de dióxido de carbono, metano y CFCs de países de la OCDE y del resto del mundo por unidad de PIB y per cápita.
EMISIONES DE GASES DE EFECTO INVERNADERO DESDE 1980 DIÓXIDO CLOROFLUOMETANO POR UNIDAD PAÍS DE CARBONO ROCARBONOS PER CÁPITA (t) (10 6 t) DE PIB (t) 6 {10 6 t) (10 t) CANADÁ 126 79 34 608 9,2 ESTADOS UNIDOS 1.443 692 332 558 10,0 JAPÓN 281 26 95 268 3,3 AUSTRALIA 72 90 20 1.035 11,0 NUEVA ZELANDA 7 21 3 1.375 9,3 ALEMANIA 201 56 71 488 4,0 AUSTRIA 17 6 9 457 4,2 BÉLGICA 33 8 12 604 5,3 DINAMARCA 18 6 6 496 5,8 28 ESPAÑA 60 45 709 3,4 FINLANDIA 18 4 447 6 5,5 52 FRANCIA 106 65 395 4,0 GRECIA 24 7 12 1.200 4,2 HOLANDA 51 26 17 705 6,4 IRLANDA 8 8 4 1.037 5,9 ITALIA 113 37 67 465 3,8 NORUEGA 9 26 1 568 8,5 PORTUGAL 11 6 12 1.231 2,8 REINO UNIDO 166 75 67 599 5,4 SUECIA 21 5 6 295 3,8 13 5 10 269 SUIZA 4,0 40 23 TURQUÍA 9 1.132 1,3 1.290 PAÍSES OCDE 2.840 901 516 6,1 RESTO DEL MUNDO 6.400 5.100 1.300 552 2,5 FUENTE:
OCDE.
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Efecto invernadero
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Emisiones de co, en los países del Oeste de Europa
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Emisiones de C02 en Norteamérica
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1960
1980
1970
1990
1950
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2000
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1990
Año
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Año
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Emi¡;iones de CO, en Africa
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Emisiones medias de C02 a nivel mundial
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1950
1960
1970
1980
1990
Año
FUENTE:
2000
1950
1960
1970
1980
1990
2000
Año
http://cd iac.esd.ornl.gov/trends/emis.
FIGURA 13.6. Comparación de las emisiones de C0 2 per cápita en diversas zonas del mundo.
xido de carbono, metano y CFCs realizadas por los países miembros de la OCDE y por el resto de países del mundo. Si nos fijamos de nuevo en las emisiones per cápita, vemos que el conjunto de los países de la OCDE emite 6,1 toneladas de gases de efecto invernadero, mientras que los países del resto del mundo sólo emiten 2,5, a pesar de que las emisiones por unidad de PIB (Producto Interior Bruto) son, en general, menores en los países con un desarrollo tecnológico alto que en aquellos a los que se les supone un avance tecnológico menos notable (lo que demuestra la importancia de conseguir una buena eficiencia energética como pauta necesaria para el desarrollo de políticas medioambientales adecuadas). Aun así, es evidente que si todos los países del planeta tuvieran unas emisiones semejantes a las de los países de la OCDE el problema del efecto invernadero adquiriría unas dimensiones inadmisibles. Por tanto, debemos reflexionar sobre la necesidad de mantener el grado de avance del que disfrutamos con una tecnología más respetuosa con el medio ambiente y a plantearnos la necesidad de recurrir a modelos de desarrollo sostenible. En la Figura 13.7 se aprecia la disminución (o en su caso aumento de emisiones) que tendrían que soportar diferentes países si llegara a establecerse el compromiso de unificar las emisiones per cápita a nivel mundial en una tonelada (opción defendida por diferentes países y organismos). Caso de proseguir con el modelo de desarrollo actual, sin establecer medida correctora o restrictiva alguna, las emisiones sufrirán un incremento desmesurado en las próximas décadas, lo que tendría unas consecuencias de gran gravedad. Las Naciones Unidas han impulsado la celebración de diversas convenciones y la firma de convenios encaminados a la disminución de las emisiones de
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Efecto invernadero
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Estados Unidos OCDE excepto USA Otros países no de la OCDE China India Resto del mundo
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2010
2020
2030
2040
Año FUENTES:
www.nature.com (Global Commons lnstitute).
FIGURA 13.7. Disminución o aumento de las emisiones de C02 que debieran experimentar diversos
países para llegar a la emisión de 1 tonelada per cápita a nivel mundial en el año 2030.
gases de efecto invernadero. En este sentido, merece destacarse el Protocolo de Kyoto, en el que numerosos países adquirieron el compromiso de reducir las emisiones de este tipo de gases. Los p orcentajes de reducción que se establecieron fueron variables, atendiendo fundamentalmente al grado de desarrollo del país (en general las reducciones implicaban rebajar las emisiones a valores en torno al 92-94% de la cantidad emitida en 1990). Los gases que se consideraron fueron: dióxido de carbono, metano, monóxido de dinitrógeno, hidrofluorocarbonos, perfluorocarbonos y hexafluoruro de azufre, cuantificándose las emisiones de todos ellos en dióxido de carbono equivalente. Para conseguir la reducción de las emisiones se propone aplicar y/o seguir elaborando políticas conducentes a promover un desarrollo sostenible, lo que significa adoptar medidas del siguiente tipo: © Ediciones Paraninfo
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Efecto invernadero
- Fomentar la eficiencia energética. - Fomentar reformas que limiten las emisiones generadas por el sector de transporte, incrementando la eficiencia. - Fomentar la reducción de metano mediante recuperación de residuos y proteger y mejorar los sumideros y depósitos de gases de efecto invernadero. - Promocionar modalidades agrícolas sostenibles. - Investigar, promover y desarrollar el aumento del uso de formas nuevas y renovables de energía, de tecnologías de secuestro de dióxido de carbono y de tecnologías ecológicamente racionales. - Promover una política económica que dificulte las acciones que sean contrarias al objetivo del compromiso.
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Capítulo
14
Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono O
14.1.
O
14.2.
14.1.
Introducción. Acción de contaminantes sobre el ozono estratosférico.
INTRODUCCIÓN
En el Capítulo 8, al estudiar los oxidantes fotoquímicos como contaminantes atmosféricos en la troposfera, vimos que el ozono era uno de los más característicos y se perseguía una disminución de su concentración a causa de sus efectos indeseables. Sin embargo, en el apartado 8.5, al estudiar las radiaciones en la atmósfera, hemos constatado la importancia de la existencia de niveles adecuados de ozono en la estratosfera para que se produzca la absorción de radiaciones ultravioleta, pues, en caso contrario, su incidencia sobre la superficie terrestre podría originar efectos muy perjudiciales que incidirían sobre el desarrollo de la vida tal como la conocemos actualmente, por lo que el mantenimiento de los niveles de ozono estratosféricos resulta esencial. En la Figura 14.1 se observan las previsiones de incremento de la incidencia de radiación UV sobre el continente europeo, ligadas a la disminución de la concentración de ozono estratosférica. Vemos que esta situación, a pesar de las medidas ya en vigor y las que en un futuro se implementen, que se comentarán más adelante, va a mantenerse aún durante décadas. Recordemos que el ozono estratosférico experimenta un ciclo global -de formación y destrucción- que en forma esquemática podemos representar de la siguiente forma: Oi(g) + hv O(g) + 0 2 (g) + M(g) 0 3(g) + hv (200 <'A< 310 nm) O(g) + O(g) + M(g)
2 O(g) üig) + M*(g) +calor Oi(g) + O(g) 0 2(g) + M*(g) +calor
Si no existe ninguna actividad antropogénica que pueda modificar el ciclo, la tasa de ozono se mantendrá constante, sin embargo, la presencia de contaminantes en la estratosfera puede alterarla. © Ediciones Paraninfo
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
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1940 FUENTE:
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1980
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2060
2100
Slaper et al., 1996. Environment in the European Union at the turn of the century, European Environmental Agency.
FIGURA 14.1.
Previsiones de disminución de la concentración de ozono sobre Europa y del incremento de radiación UV que implicará.
Es un hecho innegable la disminución paulatina de las concentraciones de ozono estratosféricas. Esta disminución es particularmente notable durante los meses de septiembre y octubre sobre el continente antártico, aunque también sobre otras regiones del mundo se viene observando el mismo problema. Análisis efectuados por la NASA en 1991 muestran que la cantidad de ozono en invierno, por encima de las latitudes medias del hemisferio norte, ha disminuido alrededor del 8% entre 1980 y 1990. En la Figura 14.2.A observamos el incremento de la superficie del denominado agujero de ozano sobre la Antártida desde 1980 y en la figura 14.2.B la disminución experimentada por la concentración del ozono estratosférico en los últimos veinte años. Todos los datos referentes a concentración de ozono están expresados en unidades Dobson (DU).
Unidad Dobson La unidad Dobson recibe su nombre de G.M.B. Dobson, uno de los primeros investigadores del ozono en la atmósfera. Este científico diseñó un instrumento estándar para la determinación de ozono, basado en la medida de la intensidad de la radiación solar UV a cuatro longitudes de onda, seleccionadas de forma que en dos de ellas absorbe el ozono y en las otras dos no. Para comprender el significado de las unidades Dobson imaginemos una columna de aire, de superficie determinada (en la Figura 14.3 se representa un área que cubre una superficie de lOxS grados sobre la península del Salvador en Canadá). Si todo el ozono contenido en esta columna de aire se comprime a una capa de igual superficie, a OºC y 1 atmósfera de presión, el espesor de la capa será tanto mayor cuanto mayor sea la cantidad de ozono existente en el aire. Imaginemos que en el caso de la figura el espesor de la capa es de 3 mm. Diríamos que la concentración de ozono en esa zona es de 300 unidades Dobson, es decir, 1 unidad Dobson equivale a un espesor de capa de 0,01 mm. Los valores usuales de ozono en la atmósfera oscilan entre los 230 y 500 DU.
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
30
Tamaño promedio del agujero de ozono
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1985
1990
1995
2000
Año
FUENTE:
http://jwocky.gsfc.nasa.gov
FIGURA
14.2.A. Incremento de la superficie del agujero de ozono.
220 209
Mínimo de ozono antártico (60º - 90º S) y fechas en que se ha alcanzado
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1985
1990
1995
2000
Año
FIGURA
© Ediciones Paraninfo
14.2.B. Disminución de la concentración de ozono.
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O
Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
Área cubierta por la columna. Todo el ozono de cierta área se comprime a OºC y 1 atm.
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FUENTE:
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Seformaunacapa
de 3 mm de espesor, lo que corresponde a 300 DU
http://toms.gsfc.asa.gov/dobson.html
FIGURA 14.3. Representación de la unidad DOBSON.
14.2. ACCIÓN DE CONTAMINl'NTES SOBRE EL OZONO ESTRATOSFERICO Las investigaciones realizadas por diversos países han conducido a establecer que los contaminantes antropogénicos que ocasionan la disminución de las concentraciones del ozono presente en la estratosfera son de dos tipos: óxidos de nitrógeno y clorofluorocarbonos y sus derivados, si bien la contribución de es.t os últimos parece ser bastante más importante.
Acción de los óxidos de nitrógeno Los óxidos de nitrógeno pueden catalizar la reacción de destrucción de ozono, según un mecanismo como el que a continuación se establece: NO(g) + 0 3(g) NOz(g) + O(g) Reacción neta: 0 3(g) + O(g)
~
~ ~
N0 2(g) + Oz(g) NO(g) + 02(g) 2 Ü2(g)
Como vemos, el proceso global se reduce a una transformación de ozono en oxígeno molecular, lo que, al permanecer constante la tasa de formación, se traducirá finalmente en una reducción de su concentración. Es poco probable que los óxidos de nitrógeno emitidos en la troposfera alcancen la estratosfera, pues su evolución y tiempo de permanencia hacen que se transformen o desaparezcan antes de alcanzarla; sin embargo, se ha apreciado la existencia de cantidades inusuales de óxidos de nitrógeno en la estratosfera debi-
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
D
das a la inyección directa de los mismos por acción de los transportes aéreos supersónicos que operan a mayor altitud (18-24 km) que los convencionales (por debajo de 13 km). También las explosiones nucleares han contribuido a la introducción de estos óxidos en la estratosfera.
Acción de los clorofluorocarbonos Bajo la denominación de clorofluorocarbonos (CFCs) se agrupan una serie de compuestos químicos sintéticos, derivados del metano o el etano, en los que los átomos de hidrógeno han sido sustituidos por átomos de flúor y cloro, son los llam a dos «freones». Si a demás de átomos de flúor y cloro contienen bromo se denominan «halones». Los hidrofluorocarbonos (HCFs) e hidroclorofluorocarbonos (HCFCs) son compuestos semejantes a los anteriores, pero que mantienen en su molécula al menos un átomo de hidrógeno. Este tipo de sustancias, a las que nos hemos referido ya en el capítulo 13 dado que son gases que contribuyen al efecto invernadero, y cuyo incremento en la atmósfera h emos apreciado en la Figur a 13.5, son muy estables desde el punto de vista químico. E sta b aja reactividad, unida a otras propiedades termofísicas, fundamentalmente sus buenas propiedades térmicas, fue la causa de que se consideraran muy adecuados para multitud de usos, entre los que podríamos destacar su utilización como fluidos refrigerantes, como propelentes, como agentes emulsionantes de espumas aislantes y como agentes limpiadores (tienen una buena capacidad disolvente). Sin embargo, el que su estabilidad química sea tan elevada ha sido precisamente la causa de que este tipo de compuestos químicos se consideren, en la a ctualidad, com o los principales responsables de la disminución de la capa de ozono estratosférica . Analicemos el porqué. La baja reactividad de los CFCs permite que, una vez emitidos a la atmósfera, permanezcan en ella durante períodos de tiempo muy largos. En la Tabla 14.1 TABLA
14.1. Algunas propiedades de halones y freones.
FREON 11 CFC·11 (CCl¡F)
238
TIEMPO PERMANENCIA EN LA ATMOSFERA (años) 76
FREON 12 CFC·12 (CC¡F2)
412
139
FREON 113 CFC·113 (CCl3CF3) FREON 114 CFC·114 (CCCIF2CCIF2) HALON 1301 (CBrF3)
138
92
Refrigeración Aire Acondicionado Disolvente
240
Refrigeración
101
Extintores contra incendios
PRODUCTO
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EMISIONES (Miles de toneladas)
3
APLICACIONES Espumas Aerosoles
CONTRIBUCIÓN A LA DISMINUCIÓN HCFC DE 03 ATRIBUIDA SUSTITUTOS ALOS CFCs (%) 26 HCFC·123, CHCl2CF3 HCFC·141 bCH3CCl¡F HCFC·142b, CH3CCIF2 HCF-134a, CH 2FCF3 45
12 HCFC·124, CHCIFCF3 1
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D Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
CFCs YOTRAS SUSTANCIAS QUE . AGOTAN EL OZONO (SAOs) Las sustancias que agotan el ozono estratosférico (SAOs) -en otras bibliografías se utilizo también el término de sustancias destructoras de ozono (SDOs)-, engloban a los compuestos que son capaces de liberar átomos de cloro y/o bromo en lo estratosfera por acción de la radiación ultravioleta (UV) y reaccionar con el ozono presente en lo misma. Actualmente se consideran con potencial de destrucción de la capa de ozono compuestos de los siguientes grupos: • Clorofluorocarbonos (CFCs) (Freones). • Hidroclorofluorocarbonos (HCFCs) (Freones). • Bromoclorofluorocarbonos y Bromofluorocarbonos (Halones). • Hidrobromofluorocorbonos (Halones). • Halometanos: Tetracloruro de carbono (CCl 4) y Bromuro de metilo (CH 3Br). • Metilcloroformo (CH 3CCl3) ó 1,1,l-Tricloroetano. El término clorolluorocarbonos engloba generalmente a los grupos de freones y halones señalados anteriormente. En el texto de este capítulo son estudiados con detenimiento, aquí nos referiremos a su nomenclatura, dado que frente a la nomenclatura sistemática recomendada por la IUPAC, se utiliza, en mayor medida en el campo industrial yen los textos medioambientales, una nomenclatura abreviada (además delos nom· bres comerciales de los productos industriales que se fabrican y que, en muchos cosos, son mezclas de compuestos individuales).
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
NOMENCLATURA Y/O NOMBRES COMERCIALES DE CFCS FREONES (clorolluorocarbonos e hidroclorolluorocarbonos) Los clorofluorocarbonos, se designon con las letras CFC (los hidroclorofluorocarbonos con HCFC) seguidas de un número de tres cifras (XYZ) ó la letra R(R proviene de sus propiedades refrigerantes) seguida del mismo número (XYZ). • • • • • •
X(cifra de centenas): indica el número de átomos de carbono(() menos l. Y(cifra de decenas): indica el número de átomos de hidrógeno (H) más l. Z(cifra de unidades): indica el número de átomos de flúor (F). El resto, para satisfacer la tetravalencia del carbono, se completa con cloro (CI). Cuando el valor de Xes cero, el número se reduce a dos cifras. Las cifras pueden estar seguidas de letras (a, b, ...) que indican uno de los isómeros posibles.
Ejemplos: A. Conociendo la denominación abreviada determinar la fórmula química HCFC 22, también llamado R 22 ó Freón 22 • Nº átomos(: X= O ~ Tiene (0 + l) = l átomo de carbono • Nº átomos H: Y= 2 ~ nene (2 - l) = l átomo de hidrógeno } CHF,0, • Nº átomos F: Z= 2 ~ nene dos átomos de flúor • Nº átomos CI: n ~ n = (4 - l - 2) = l ~ nene un átomo de cloro. Fórmula: [ CFC 22 =CHCIF 2 (Clorodifluorometano) CFC 114, también llamado R 114 ó Freón 114 • Nº átomos (: X= 1 ~ nene (1 + l ) = 2 átomos de carbono } • Nº átomos H: Y= 1 ~ No posee (1 - 1) =O átomos de hidrógeno C¡f4Cl • Nº átomos F: Z=4 ~ nene cuatro átomos de flúor • Nº átomos CI: n ~ n =(6-4) = 2 ~ nene dos átomos de cloro. Fórmula: CFC 114 =C2Cl2F4 (Diclorotetrafluoroetano)
0
B. Conociendo la fórmula química determinar la denominación abreviada CCl2F2 (Diclorodifluorometano) • Nº átomos (: X= l ~ • Nº átomos H: Y= l ~ • Nº átomos F: Z= 2 ~
Valor de la cifra de centenas (1 - 1) = O Valor de la cifra de decenas (0 + 1) = 1 Valor de la cifra de unidades 2
Denominación comercial: CFC 12, también llamado R 12 ó Freón 12
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D
D Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono C2H3Cl2F(Diclorofluoroetano): • NºátomosC:X=2 ~ • Nº átomos H: Y= 3 ~ • NºátomosF:Z=l ~
Valor de lo cifro de centenos (1 - l l = 1 Valor de lo cifro de decenos (3 + 1) = 4 Valor de lo cifro de unidades 1
Denominación comercial: HCFC 141, también llamado R 141óFreón141 Comercialmente se designa como CFC· 141 b al isómero CH3CCl7F
1
1
HALONES (bramaclarafluaracarbanas): Cuando en lo molécula hoy átomos de bromo (Br), se designo con lo letra B, seguido de un número que indico los átomos de Br. El resto de los números se calculo de igual formo que poro el coso de los freones.
Ejemplos: A. Conociendo la denominación abreviada determinar la fórmula química CFC 1281, también llamado R 1281 • Nº átomos C: X= O ~ • Nº átomos H: Y= 1 ~ • Nº átomos F: Z= 2 ~ • Nº átomos Br: B= 1 ~
o halón 1201 Tiene (O + 1) = 1 átomo de carbono } Tiene (1-1) =O átomos de hidrógeno CBrF2Cln Tiene dos átomos de flúor Tiene un átomo de bromo
• Nº átomos CI: n ~ n = (4- 2- 1) = 1 Fórmula: 1
~
Tiene un átomo de cloro.
CFC 12 B1=(BrCIF2 (Bromoclorodifluorometono)
J
B. Conociendo la fórmula química determinar la denominación abreviada C8rF3 (8romotrifluorometano}: • Nº átomos (: X= 1 ~ • Nº átomos H: Y= 1 ~ • Nº átomos F: Z= 3 ~ • Nº átomos Br: B= 1 ~
Valor de lo cifro de centenos (1 - 1) = O Valor de la cifro de decenas (O+ 1) = 1 Valor de lo cifro de unidades 3 Letra Bseguido del número 1
Denominación comercial: CFC 1381, también llamado R 1301 ó Halón 1301
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
O
se recogen, entre otros datos, los tiempos de permanencia en la atmósfera de algunos de los halones y freones más comunes y, como se observa, estos tiempos pueden llegar a ser de más de un centenar de años. A pesar de que, como comentábamos en el apartado 8.1, el intercambio de materia troposfera-estratosfera es muy lento y por ello la mayor parte de los contaminantes emitidos a ras del suelo se transforman antes de ser capaces de alcanzar la estratosfera, los CFCs, al tener unos períodos de permanencia en la atmósfera tan dilatados, son capaces de llegar hasta la estratosfera inalterados. Se calcula que en unos pocos años los vientos troposféricos son capaces de distribuir uniformemente las moléculas de CFCs emitidas en un punto dado de la Tierra, y en decenios pueden alcanzar la estratosfera. En esta capa de la atmósfera las condiciones son distintas de las existentes en la troposfera, de hecho la actividad fotoquímica estratosférica es mucho mayor, pues las radiaciones incidentes en la misma son más energéticas. Por tanto, cuando los CFCs se enfrentan a las nuevas condiciones imperantes en la estratosfera dejan de ser estables desde el punto de vista químico y son capaces de intervenir en procesos fotoquímicos como los que a continuación se exponen que, en última instancia, conducen a una disminución del ozono estratosférico. Las reacciones a través de las cuales originan esta descomposición podrían resumirse de forma simplificada de la manera siguiente: • Inicialmente se produce la fotolisis de un átomo de cloro de la molécula de CFC a causa de radiaciones UV incidentes en la estratosfera. Este proceso tiene lugar fundamentalmente a alturas de unos 30 km. CFxC14.x + hv (190-225 nm) • El átomo de cloro liberado ejerce una acción catalítica en la destrucción de ozono, como se aprecia en las siguientes reacciones, Cl(g) + 0 3 (g) ClO(g) + O(g)
ClO(g) + 02 Cl(g) + 0 2
lo que se traduce en una reacción global de destrucción de ozono:
Se calcula que cada átomo de cloro liberado en la fotolisis del CFC es capaz de permanecer en la estratosfera unos dos años y puede llegar a destruir unas 100.000 moléculas de ozono. Aunque en forma esquemática las reacciones anteriores explicarían la acción catalítica de los átomos de cloro procedentes de los CFCs en la destrucción del ozono, el que los niveles más elevados de desaparición del ozono se presenten en una zona geográfica determinada -Antártida- (aunque también otras latitudes experimentan pérdidas de ozono, siendo también importante la observada en el polo Norte), y siempre durante los meses de septiembre y octubre (primavera antártica), induce a pensar que en realidad el mecanismo del proceso es más complejo. La explicación que se propone para justificar el por qué los máximos niveles de destrucción de ozono se dan en la Antártida y en la época del año indicada implica la existencia de una serie de reacciones quími© Ediciones Paraninfo
433
O Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono cas, que transcurrirían a través de un proceso como el que a continuación se describe {esquematizado en la Figura 14.4) y la presencia de unas condiciones metereológicas particulares características del invierno austral. En efecto, durante el invierno y parte de la primavera, existe en la Antártida un régimen de vientos que circulan con intensidades próximas a los 400 km/h, generando el denominado vórtice polar {Figura 14.5). Este vórtice aísla casi por completo la estratosfera antártica, impidiendo los intercambios de masas de aire entre el interior y el exterior del mismo. Este hecho, unido a la ausencia de luz solar, facilita el descenso de temperatura hasta niveles muy bajos, del orden de 197 K, lo que permite que se formen unas nubes muy especiales, denominadas nubes estratosféricas polares (NEP), constituidas por partículas de ácido nítricoagua (113), aunque también se cree que hay otras formadas sólo por hielo {la composición exacta de las NEP es aún tema importante de investigación). La presencia de estas nubes es crucial para que se produzca la pérdida de ozono, como se explicará más adelante. Las reacciones químicas a través de las cuales se produce la destrucción de las moléculas de ozono se inician con la liberación de un átomo de cloro a partir de las moléculas de CFC y, posteriormente, continúan siguiendo un mecanismo que implica las siguientes etapas: a) Las moléculas de CFCs que por su larga vida han alcanzado la estratosfera y/o baja mesosfera, se rompen por acción de la radiación ultravioleta incidente sobre estas zonas de la atmósfera, desprendiendo un átomo de cloro:
~~~hu CFC
O,
(UV) -
CI~
N02 CIO CH 4
Estratosfera o baja Mesosfera
"Compuestos depósito de Cloro"
Nubes Éstratosféricas Polares (NEP)
HNO, · 3H,O
,,,,,,,,
_ _...l_._l_l._l....J_l_1_'_J_J___ I I 1 I I I I I HNO,
>»h
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3
CIO
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~Cl,0,9
'---°' FIGURA 14.4. Esquema del mecanismo de acción de los CFCs en la destrucción
del ozono estratosférico.
434 © Ediciones Paraninfo
Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
O
El aire de la parte alta de la estratosfera la parte baja de la mesosfera desciende hacia el vórtice polar
'
Se alcanzan temperaturas muy bajas (197K) enla tmósfera antártica
FIGURA 14.5.
Circulan vientos fuertes, de400 km/h aislando la atmósfera antártica
/
Esquema del vórtice polar.
b) El átomo de cloro desprendido puede reaccionar con el ozono estratosférico para formar monóxido de cloro, el cual a su vez reacciona posteriormente con dióxido de nitrógeno originando el llamado nitrato de cloro (ClON0 2 ). Cl + 0 3 ClO + N02 Otra posible reacción es la del átomo de cloro con metano, para formar cloruro de hidrógeno: ClO + CH4 El cloruro de hidrógeno y el nitrato de cloro formados constituyen los llamados compuestos depósito de cloro, en los cuales este elemento permanece retenido sin posibilidad de reaccionar con el ozono. Si el proceso terminase aquí, es evidente que los CFCs no tendrían por qué ejercer ningún efecto notable sobre la capa de ozono, en realidad sólo podrían seguir destruyendo ozono con las pequeñas cantidades de cloro que se liberasen de los depósitos. El hecho de que la destrucción máxima se observe durante los meses de septiembre y octubre, y el conocimiento de que durante el invierno austral el vórtice polar aísla la atmósfera antártica y permite la formación de las nubes estratosféricas polares, fue lo que indujo a pensar en la posibilidad de un mecanismo capaz de liberar el cloro contenido en estos compuestos depósito, © Ediciones Paraninfo
435
D Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono mecanismo cuya existencia sólo es posible en estas especiales condiciones climáticas y que podríamos sintetizar de la forma que se señala en el apartado c, lo que constituiría la última etapa del proceso de destrucción de ozono. También tiene importancia la presencia de pentóxido de dinitrógeno (N2 0 5 ) en la atmósfera, que constituye una reserva de óxidos de nitrógeno. e) La formación de las nubes estratosféricas polares desnitrifica y deshidrata la atmósfera, absorbiendo el dióxido de nitrógeno de la misma e impidiendo que pueda ser utilizado para la formación de los compuestos depósito. El ácido clorhídrico y el nitrato de cloro existentes en la atmósfera se convierten en formas más activas de cloro sobre la superficie de las nubes estratosféricas polares, liberando cloro molecular y ácido nítrico: HCl + ClON0 2 También tienen lugar sobre la superficie de estas NEP otras reacciones, entre las que podríamos destacar como más significativas las siguientes: HN03 + HOCl Cl2 + H 2 0 ClONO + HN03 2HN03
ClON0 2 + H 20 HCl + HOCl HCl + N2 0 5 H 2 0 + N 20 5
Observamos que como consecuencia de las reacciones se forma ácido nítrico, lo que hace que disminuya la concentración de óxidos de nitrógeno en fase gaseosa, y se libere cloro molecular. Al llegar la primavera austral, mes de septiembre, la luz solar retoma al centro del vórtice y disocia el cloro molecular en átomos de cloro, los cuales a su vez reaccionan con el ozono, dando monóxido de cloro. Este monóxido de cloro formado no encuentra óxidos de nitrógeno disponibles para formar nuevos compuestos depósitos y se dimeriza, originando Cl20 2 , el cual a su vez es fácilmente disociado por la radiación solar, dando oxígeno molecular y nuevamente cloro atómico, capaz de iniciar de nuevo el proceso de destrucción del ozono Cl2 + hv 2 Cl+ 2 0 3 2 ClO + M Cl2 0 2 + hv Cl0 2 + M*
__,. __,. __,. __,. __,.
2 Cl 2 ClO + 2 0 2 Cl2 0 2 + M'' Cl + Cl0 2 Cl + 0 2 + M
Es decir, este conjunto de reacciones ha transformado dos moléculas de ozono en tres de oxígeno molecular y se está de nuevo en condiciones de que el ciclo vuelva a comenzar, pues se han recuperado los dos átomos de cloro que lo iniciaron. Son por tanto estos átomos de cloro liberados en el ciclo los que tienen capacidad para destruir millares de moléculas de ozono, antes de encontrar compuestos que contengan hidrógeno o nitrógeno capaces de reaccionar con ellos y atraparlos de nuevo en los compuestos depósito. Los derivados bromados de los CFCs, denominados halones, también intervienen en la destrucción del ozono estratosférico a causa de la liberación de átomos de bromo por acción de la radición ultravioleta. El átomo de bromo actúa de forma semejante a los átomos de cloro.
436 ©Ediciones Paraninfo
Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
D
La participación de los CFCs en la destrucción de la capa de ozono está totalmente aceptada por la comunidad científica internacional, incluso se ha estimado la contribución de algunos de ellos a la reducción de ozono, como se recogía en la Tabla 14.1. El problema se ha considerado de tal envergadura que los gobiernos han tomado decisiones importantes en orden a disminuir las emisiones de estos compuestos. Para ello, se firmó el denominado Protocolo de Montreal en 1987, en el que se establecieron niveles de reducción y/o cese de producción y/o utilización de determinados CFCs. Este Protocolo fue revisado posteriormente, en la segunda reunión, celebrada en Londres en 1990, y en la cuarta, que se llevó a cabo en Copenhague en 1993. En ellas se acortaron los plazos fijados inicialmente. Posteriormente, la Unión Europea enmendó el Protocolo de Montreal, estableciendo para los miembros de la Unión restricciones aún mayores a las acordadas en el Protocolo. La revisión de los acuerdos es constante a nivel internacional, y se puede afirmar que todas las revisiones significan implementar mayores restricciones en la utilización de este tipo de sustancias (Tabla 14.2). En la Figura 14.6 se representan los posibles escenarios de evolución de las cantidades de sustancias causantes de la disminución de ozono según se asuman las regulaciones establecidas por el Protocolo de Montreal. En cualquier caso, se observa que no será posible recuperar el nivel existente en 1980 hasta bien entrado el siglo XXI. 3.500 . . . . - - - - - - , -----------------. I I
3.000
I I
I
2.500
I I
I
2.000
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·:···..~, .. ·.··...' , +.
Nivel 1980
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.. ··........... ·. :--...~ .... . . . . . .- - - - - - 1
+-------,,~------"""".;...,........,.""··
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a.
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~1 . 50 0
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... :;-.,
. . :··:·::·:-:...
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1.000 2052 2033 500 o -+----+----+----+----+----+----+----+---~
1940
1980
2020
2060
2100
----- -· Línea base (Asumiendo el cumplimiento de las últimas recomendaciones del Protocolo de Montreal) -
Mlnimo (Asumiendo la no emisión de ODSs desde principios de 1999)
- ·- - Producción cero (Asumiendo el cese de producción de todas las OOSs a comienzos de 1999) - - · Máximo (Postponiendo al máximo los lfmites permitidos por el Protocolo de Montreal)
FUENTE: WMO,
1999.
FIGURA 14.6. Posibilidades de reducción del nivel de sustancias destructoras del ozono estratosférico aplicando con mayor o menor rigor los acuerdos acordados en el Protocolo de Montreal. Environment in the European Unían at the turn of the century, European Environmental Agency.
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TABLA
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14.2. Resumen de los principales acuerdos internacionales referentes a los CFCs.
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ACUERDOS Montreal 1987
CFCs 11,12,113,114
HALONES
C1 4CyCH 3CCl 3
HCFCs
CH 3Br
1990 Congelación anivel 1986 1994 20% Reducción 1999 50% Reducción
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2" c.
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Londres 1990
Copenhague 1993
2000 Eliminación
1·1·1996 Cese producción
1992 Congelación anivel 1986 1995 Reducción 50% 2000 Eliminación
2000 Eliminación CCl 4 2005 Eliminación CH 3CCl 3
1-1-1996 Cese producción yconsumo (excepto algún caso)
1996 Cese producción yconsumo
e
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c.
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1996 Limitación producción 2020 Eliminación
1995 Congelación anivel 1991
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11)
U.E. 1993
1·H995 Eliminación
1·1·1994 (Cese producción y consumo (excepto almacenados)
1·1 ·1995 Eliminación
2004 Reducción producción 35% 1-1-1998 Reducción 2015 Cese producción producción 25%
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Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
O
En lo que respecta a posibles sustitutos de estos compuestos, debemos indicar que actualmente se tiende a emplear en algunos campos industriales, tales como refrigeración, los compuestos denominados hidrofluorocarbonos e hidroclorofluorocarbonos (HCFs o HCFCs). Desde el punto de vista químico son semejantes a los CFCs, pero en su molécula se conservan algún/os átomo/s de hidrógeno. Los HCFs, al no contener en su molécula átomos de Cl ni de Br, no actúan sobre la capa de ozono estratosférica, sin embargo sí lo hacen los HCFCs, aunque con un potencial de reducción sensiblemente menor que los CFCs. Este menor potencial se debe a que, al poseer en su molécula átomos de hidrógeno, su estabilidad es menor, al ser más propensos a reaccionar con los radicales hidroxilo existentes en la baja atmósfera (su per manencia en la atmósfera oscila entre los 2 y los 25 años), por lo que su potencial destructor del ozono es inferior, al ser menor la posibilidad de alcanzar la estratosfera. Sin embargo, los HCFs y HCFCs tienen también un potencial importante de contribución al efecto invernadero, es decir, de calentamiento de la tierra, por lo que también se han recogido en la cuarta Reunión del Protocolo de Montreal (Copenhague, 1993) y en los acuerdos de la Unión Europea, fechas límites para su producción y utilización. En la Tabla 14.3 se recogen algunas propiedades de este tipo de compuestos, en relación con sus potenciales de destrucción de ozono, de participación en el efecto invernadero, actividad fotoquímica y toxicidad. TABLA 14.3.
POTENCIAL DE REDUCCIÓN DE OZON0111
POTENCIAL DE CALENTAMIENTO GLOBALPOR HALOCARBONOs121
REACTIVIDAD FOTOQUÍMICAl3I
TOXICIDAD TLV ÓAEL 141
0,055
0,34
0.6
1.000 (TVL)
o
-
-
1.000 (AEL)
0,02
0,02
0,02
100 (AEL)
0,02
0,10
1
500(AEL)
o
0,85
0,3
1.000 (AEL)
o
0,26
0,5
1.000 (AEL)
0,015
0,14
0,8
100 (AEL)
0,065
0,36
0,5
1.000 (AEL)
o
0,03
5
1.000 (AEL)
HCFC-22 (CHCI F2) HFC-23 (CHF3) HCFC·123 (CHCl2CF3) HCFC·124 (CHCIFCF3) HFC·125 (CHF2CF3) HFC-134ª (CH¡FCF3) HCFC·141b (CH3CCl¡F) HCFC·142b (CH3CCIF2) HFC-152ª (CH3CHF2) (1) (2) (3) (4)
Propiedades de algunos HCFCs de uso habitual.
Compuesto de referencia CFC-11 . Compuesto de referencia CFC-12, de potencial 30. Compuesto de referencia metano. TLV (Valor límite umbral), establecido por American Conference of Governmental Industrial Hygienists (EE.UU.) AEL (Límite Admisible de Exposición), valores establecidos por Du-Pont.
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439
D
Contaminación estratosférica: disminución de la capa de ozono
Existen otras posibles alternativas que han sido o están siendo investigadas y que tratan de que los sustitutos de los CFCs tengan el menor impacto posible sobre la capa de ozono y el medio ambiente en general. Así, en el campo de los refrigerantes y aire acondicionado podemos señalar, entre otros, sistemas de compresión de vapor a base de agua, hidrocarburos o amoniaco, algunos de ellos utilizados ya desde hace varias décadas; sistemas de absorción usando amoniaco/agua o agua/bromuro de litio o sistemas de adsorción como zeolita/agua. · Con respecto al uso como disolventes en limpieza de precisión (electrónica, ... ),pueden ser sustituidos por gases a presión y métodos de limpieza acuosos y semiacuosos (por ejemplo aceites vegetales), junto a procesos que eliminan la necesidad de disolventes al utilizar fundentes sin residuos. En el campo de los aerosoles como agentes propelentes, salvo quizá en dosificadores para enfermos asmáticos, se puede utilizar gas comprimido (C0 2 , N 2 , aire) o hidrocarburos como propano, butano, isopropano, ... Esto, naturalmente, sin tener en cuenta métodos alternativos de aplicación de los productos. Como agentes emulsionantes para la producción de espumas de poliuretano y poliestirenos pueden ser utilizados soplantes alternativos como C0 2, CO, H 20 o pentano. En este campo también se trabaja en otro tipo de materiales aislantes o de embalaje de carácter no plástico. Como ya hemos señalado en otras ocasiones, las soluciones a un determinado problema de contaminación ambiental deben ser estudiadas con detenimiento para evitar otros problemas diferentes, pero lo que no debe primar nunca son intereses de tipo comercial, teniéndose siempre presente un principio de prevención, especialmente ante situaciones graves de contaminación, como es el caso de la destrucción de la capa de ozono.
440 ©Ediciones Paraninfo
Capítulo
15
Calidad del aire y legislación O
15.1.
O
15.2.
O
15.3.
Inmisión. Emisión. Redes de vigilancia de contaminación atmosférica.
Todas las normativas concernientes a control de la contaminación atmosférica hacen referencia a valores permitidos de emisión y de inmisión. Como se ha comentado anteriormente, los valores de inmisión son aquellos a los que se ven sometidos la población y los ecosistemas, lógicamente dependen de los valores de emisión de las distintas fuentes, pero también de la dispersión y transformación que experimentan los contaminantes una vez en el seno de la atmósfera. La legislación relativa a contaminación atmosférica distingue por tanto estos dos tipos de valores y los define de la siguiente forma: Niveles de emisión: la cuantía de cada contaminante vertida sistemáticamente a la atmósfera en un período determinado. Niveles de inmisión: límites máximos tolerables de presencia en la atmósfera de cada contaminante, aisladamente o asociado con otros.
15.1.
INMISIÓN
Los niveles de inmisión que establezca la legislación deben ser tales que garanticen que el aire tenga una calidad «aceptable», aunque sabemos que siempre habrá un cierto grado de contaminación. Los valores de inmisión corresponden a la medida de contaminantes en el seno de una atmósfera determinada, en general se miden en mg /m 3 o µg/m 3 o bien en unidades de volumen/volumen (ppm o ppb). La vigilancia de los mismos debe hacerse en los núcleos urbanos, cobrando especial importancia en aquellos puntos que se encuentren en un entorno próximo a polígonos industriales. Los grandes focos emisores tienen la obligatoriedad de montar su propia red de vigilancia de los valores de inmisión en su entorno geográfico y aportar los datos a la Administración competente. Para vigilar los valores de inmisión existen diversas Redes de Vigilancia (ver apartado 15.3). Estas redes estaban integradas hace años por captadores manuales, especialmente para humos negros y dióxido de azufre y las medidas se hacían posteriormente en laboratorio. Sin embargo, la integración de España en la Unión Europea y la exigencia de realizar medidas horarias (D. 85/203 de la CEE) © Ediciones Paraninfo
441
O
Calidad del aire y legislación
ha llevado a la necesidad de automatizar las estaciones de medida, dando valores en continuo durante las 24 h del día. Las redes tienen como finalidad conocer los niveles de contaminantes a que se ven sometidos los ciudadanos, la naturaleza o el patrimonio histórico-artístico. Los estudios de la OMS, y las investigaciones realizadas sobre vegetación y medio natural, hacen que cada vez los valores admitidos de concentraciones de agentes contaminantes sean menores y, consiguientemente, las legislaciones cada vez más exigentes y restrictivas. Las medidas se realizan en interiores, en las cercanías de un recinto o en puntos geográficos previamente determinados mediante un riguroso estudio. Para establecer el número y ubicación de los puntos de muestreo deben tenerse en cuenta diversos aspectos, entre los que cabe destacar los siguientes: - Existencia de focos emisores, fijos, móviles y difusos. - Características topográficas y urbanísticas de la zona. - Características metereológicas de la zona. - Datos demográficos. - Localización de zonas sensibles. - Demanda social. Actualmente, no son demasiados los contaminantes legislados y, además, los criterios determinantes de las normas legales en vigor no son iguales para todos los contaminantes cuyos límites están establecidos. Este hecho es consecuencia de que aún no se han actualizado las normas para algunos agentes, sin embargo, podemos afirmar que estamos en pleno período de actualización, y que los criterios que se siguen para elaborar las nuevas normativas de la UE tienden a establecer unas exigencias de calidad cada vez mayores, a legislar sobre un número creciente de contaminantes y a establecer tres tipos de valores:
- Valores límite, deben ser respetados en todo el territorio y, caso de verse superados, deben estudiarse las causas que han originado dicha superación y establecerse actuaciones adecuadas para evitar su repetición. Estas actuaciones deberán describir las medidas a tomar, estimar las reducciones, estudiar el impacto de las reducciones sobre la calidad del aire, establecer el calendario de ejecución y supervisión de las medidas, fijar las fuentes de financiación y garantizar la no superación de los niveles límite a partir de una fecha determinada. Se establecen tanto valores límite diarios como anuales y, en ocasiones, se distingue entre el valor límite para la protección de la salud humana y los valores límite para protección de la vegetación o de los ecosistemas. - Valores guía, tienen la consideración de objetivo a alcanzar a más largo plazo y serán indicativos de aire limpio. Se tiene la idea de supeditar las posibilidades de desarrollo de una zona en función de la calidad de aire de la misma. Así, si una zona tiene concentraciones de contaminantes por encima del valor límite tendrá que rebajarlas antes de poder implantarse en la misma más focos contaminantes y, a más largo plazo, alcanzar los valores guía. Si las concentraciones de contaminantes de determinada zona están por debajo del límite pero por encima del guía, habrá que tender a reducirlas, implantándose en la zona procesos que se desarrollen con tecnologías limpias. Por último, si los valores de una zona están por debajo del valor guía, podrán desarrollarse industrialmente siempre que se respeten estos valores guía.
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Calidad del aire y legislación
O
- Valor de alerta, establece concentraciones de contaminantes que obliguen a la toma inmediata de medidas para atajar el problema. Es frecuente encontrar distintos valores para un mismo contaminante ligados a diferentes espacios de tiempo. Así, se legislan valores más elevados unidos a intervalos de tiempo cortos, y valores más bajos pero unidos a lapsos de tiempo más largos. Las Directivas Europeas publicadas hasta 1992 establecían valore límite y guía de inmisión. En la actualidad señalan también los valores de alerta para algunos contaminantes, como es el caso del ozono, óxidos de nitrógeno y óxidos de azufre. También define la legislación en muchas ocasiones el denominado margen de tolerancia, entendiéndose por tal el porcentaje en que puede ser sobrepasado el valor límite. En muchas de las Directivas, los valores límite y guía se fijan en términos de mediana y percentil 98. Recordemos brevemente cómo se definen uno y otro: Percentil 98. El valor del percentil 98 es tal que se asegura que el 98% de los valores están por debajo del mismo. Se calcula como la semisuma de los valores más próximos al lugar que se determina al aplicar la fórmula que a continuación se indica a las medidas, ordenadas según valores crecientes: 98 x N(N =número dé medidas) 100
Ejemplo: Si disponemos de las siguientes medidas: 90, 95, 100, 102, 105
~X5=4 9 100
'
Por tanto, el Percentil 98 sería la media de los valores 4 y 5: . 102+105 Percentil 98 = = 103,5 2
Mediana: Valor central de una serie de medidas (si el número es impar), media aritmética de los dos centrales (si el número es par). En este mismo ejemplo, puesto que el número de medidas es impar, la mediana sería el valor 100.
15.1.1. Disposiciones legales vigentes (Ver actualización en ANEXO): Se reseñan a continuación las disposiciones legales actualmente en vigor referentes a valores de inmisión. El orden seguido para exponerlas es el alfabético.
Benceno: Directiva 2000/69/CE de 16 de Noviembre de 2000, establece para volumen de gas medido a 293 K y 101,3 kPa: Período promedio = Año civil. © Ediciones Paraninfo
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O
Calidad del aire y legislación
- Valor límite para la protección de la salud humana: 5 µg benceno/m3 • - Margen de tolerancia a 13 de Diciembre de 2000, 5 µg benceno/m3 , reduciéndose el 1 de enero de 2006 a 1 µg benceno/m3 y posteriormente cada 12 meses 1 µg benceno/m3 hasta alcanzar el 0% el 1 de Enero de 2010.
Dióxido de azufre (S0 2 ): Directiva 1999/30/CE de 22 de Abril que establece, para volumen de gas medido a 293 K y 101,3 kPa: - Valores límite horario y diario para la protección de la salud humana, 350 µg SO/m3 (no podrá superarse en más de 24 ocasiones por año) y 125 µg S02/m 3 (no podrá superarse en más de 3 ocasiones por año) respectivamente. Deben cumplirse antes del 01/01/2005. - Valor límite para la protección de los ecosistemas, 20 µg S0 2/m 3 (no podrá superarse en más de 3 ocasiones por año) y debe cumplirse antes del 01/0112005. - Umbral de alerta, 500 µg S02/m 3 durante 3 horas consecutivas en un área mínima de 100 km 2 • - Informaciones mínimas que deben comunicarse a la población en caso de superación del umbral de alerta. Dióxido de nitrógeno (N0 2 ) y óxidos de nitrógeno (NOx): Directiva 1999/30/CE de 22 de Abril. Se mide NO y N0 2 , expresando el valor total como N0 2 , y establece, para volumen de gas medido a 293 K y 101,3 kPa: - Valor límite horario para la protección de la salud humana, 200 µg N0 2/m 3 (no podrá superarse en más de 18 ocasiones por año) y debe cumplirse antes del 01/01/2010. - Valor límite anual para la protección de la salud humana, 40 µg NO/m3 y debe cumplirse antes del 01/01/2010. - Valor límite anual para la protección de la vegetación, 30 µg NO/m3 y debe cumplirse antes del 19/07/2001 - Umbral de alerta, 400 µg NO/m3 durante 3 horas consecutivas en un área mínima de 100 km 2 • - Informaciones mínimas que deben comunicarse a la población en caso de superación del umbral de alerta. Monóxido de carbono: Directiva 2000/69/CE de 16 de Noviembre de 2000, establece para volumen de gas referido a 293 K y 101,3 kPa: Período promedio = Media de ocho horas máxima en un día - Valor límite para la protección de la salud humana: 1O µg CO/m3 - Margen de tolerancia 6 µg CO/m3 el 13 de Diciembre de 2000, reduciéndose el 1 de Enero de 2003 y posteriormente cada doce meses 2 µg CO/m3 hasta alcanzar el 0% el 1 de Enero de 2005. Ozono: Real Decreto 1494/1995, de 8 de Septiembre, establece para volumen de gas medido a 293 K y 101,3 kPa: - Valor umbral de protección de la salud, 11 O µg/m 3 como valor medio en 8h. - Valor umbral de protección de la vegetación, 200 µg/m 3 valor medio en lh y 65 µg/m 3 valor medio en 24h. - Valor umbral de información a la población, 180 µg/m 3 como valor medio en 1h. - Valor umbral de alerta a la población, 360 µg/m 3 como valor medio en lh 444 ©Ediciones Paraninfo
Calidad del aire y legislación
D
Partículas: Directiva 1999/30/CE de 22 de Abril que establece dos fases de adecuación de la calidad del aire, una primera, hasta el 2005 y otra más restrictiva, con el año 2010 como fecha límite de cumplimiento. Así, legisla: - Valores límite diario y anual para la protección de la salud humana 1ª fase, 50 µg partículas/m3 (no podrá superarse en más de 35 ocasiones por año) y 40 µg partículas/m3 respectivamente. - Valores límite diario y anual para la protección de la salud humana 2ª fase, 50 µg partículas/m3 (no podrá superarse en más de 7 ocasiones por año) y 20 µg partículas/m3 respectivamente. Debemos señalar que en esta directiva no se establece distinción alguna entre las partículas, sea cual sea el tamaño de las mismas. Sin embargo, la EPA recomienda estándares distintos para las PM 10 y las PM 2,5 ; así, indica: - PM 10 : 50 µg partículas/m3 como media anual, y 150 µg partículas/m3 como valor en 24 horas. - PM2,5 15 µg partículas/m3 como media anual y 65 µg partículas/m3 como valor en 24 horas. Plomo: Directiva 1999/30/CE de 22 de Abril que establece: -Valor.límite anual para la protección de la salud humana, 0,5 µg/m 3 y como fecha límite dos posibles según la situación de partida, 01/01/2005 o 01/01/2010.
15.2.
EMISIÓN
Es preciso saber cuáles son las emisiones a la atmósfera de los diferentes focos, para poder realizar una correcta gestión de la contaminación atmosférica. El conocer con exactitud estas emisiones es posible en el caso de los grandes focos de contaminación, como pueden ser las centrales térmicas, pues disponen de analizadores para estimarlas. En otros casos, por ejemplo focos pequeños como las calefacciones domésticas, o industrias en fase de proyecto, no se conocen con certeza las emisiones, por lo que se recurre a estimarlas. Para ello, se tienen en cuenta datos disponibles, tales como cantidad y naturaleza del combustible quemado, o bien se recurre a valores teóricos, capaces de prever la naturaleza y cantidad de efluentes gaseosos liberados, en función del tipo de industria o actividad, productividad y método de trabajo empleado. La agencia de medio ambiente norteamericana EPA (Environmental Protection Agency) tiene abundante bibliografía sobre factores de emisión de diferentes tipos de sustancias e industrias que las originan. Podemos encontrar datos de muy diversa naturaleza en la página web de este organismo (http://www.epa.gov), en la serie de publicaciones AP-42. A título de ejemplo, podemos señalar que los factores de emisión establecidos por la EPA indican que un proceso de incineración de basuras producirá, por tonelada de basura incinerada: -1,25 kg de S02 -1,5 kg de NOx - 0,75 kg de hidrocarburos - 14 kg de partículas -18kgdeCO También existen factores estimativos de caudales de gases emitidos, así, se establece, por ejemplo, que la combustión de un fueloil ligero, quemado con un exceso del 15% de aire, generará del orden de 11,72 Nm3 de gases por kg de combustible incinerado. © Ediciones Paraninfo
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Este tipo de factores estimativos resulta útil, por un lado para poder evaluar las emisiones de fuentes en las que se carezca de valores reales y, por otro, para prever la posible acción contaminante de una actividad determinada antes de proceder a su puesta en funcionamiento y valorar, por tanto, las medidas necesarias a tomar para que las posibles emisiones cumplan la legislación, es decir, son útiles a la hora de efectuar la evaluación del impacto ambiental que producirá dicha actividad. El establecer normativa que limite las emisiones se encuentra con numerosas dificultades, pues una vez determinado el nivel de calidad que debe mantener el aire, es decir, una vez fijados los niveles de inmisión, especialmente los niveles guía que se definían como los valores deseables, los valores de emisión deberán ser tales que aseguren su cumplimiento. Y no podemos ignorar que los valores de inmisión dependerán de las emisiones, pero también de otros factores tales como la mayor o menor posibilidad de dispersión, la existencia de otros focos emisores, la calidad previa del aire en esa zona geográfica determinada, ... por lo que se ven sometidos a muchos condicionamientos ajenos al foco emisor en sí mismo considerado.
15.2.1. Disposiciones legales vigentes (Ver actualización en ANEXO) Si nos fijamos en la normativa existente, podemos afirmar que la regulación legal que fija las tasas de emisión y las concentraciones límite permitidas para algunas actividades distingue, en general, las instalaciones nuevas de las ya existentes, y también hace diferencias, en ocasiones, referidas a tamaño de la instalación, tipo de combustible empleado, etc. Se reseñan a continuación algunas de las disposiciones legales generales referentes a contaminación atmosférica y las que afectan a determinados sectores industriales o de automoción:
Legislación general • Ley 38/1972 de 22 de Diciembre (BOE 309 del 26-12-72) sobre protección del ambiente atmosférico. • Decreto 833/1975 de 6 de Febrero (BOE 96 del 22-4-75) que desarrolla la ley 38/1972. • Real Decreto 547/1979 de 20 de Febrero (BOE 71, del 23-3-79), modifica Decreto 833/1975.
Emisiones de las industrias • Orden de 18 de Octubre de 1976, sobre Prevención y Corrección de la Contaminación Industrial de la Atmósfera. • Real Decreto 646/ 1991, de 22 de Abril, por el que se establecen nuevas normas sobre limitación a las emisiones a la atmósfera de determinados agentes contaminantes procedentes de grandes instalaciones de combustión. • El Real Decreto 108/1991, de 1 de Febrero, se refiere a la prevención y reducción de la contaminación del medio ambiente producida por amianto. • Real Decreto 1088/1992, de 11 de Septiembre, por el que se establecen nuevas normas sobre la limitación de emisiones a la atmósfera de determinados agentes contaminantes procedentes de instalaciones de incineración de residuos municipales. Ha sido modificada por el Real Decreto 1217/1997, de 18 de julio.
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• Real Decreto 1800/1995, de 3 de Noviembre, establece nuevos valores límite de emisión de dióxido de azufre (S0 2 ) de las nuevas instalaciones • Directiva 1999/32/CE del Consejo, de 26 de Abril de 1999, relativa a la reducción del contenido de azufre de determinados combustibles líquidos y por la que se modifica la Directiva 93/12/CEE.
Niveles de emisión de determinada maquinaria y equipos • Real Decreto 216/1985, de 9 de Octubre, sobre homologación de los automóviles de encendido por chispa en lo relativo a la emisión de gases contaminantes. • Orden de 3 de Septiembre de 1990, por la que se da cumplimiento a la Directiva 88/1976, sobre emisiones de gases de escape procedentes de vehículos automóviles. • Orden de 16 de Octubre de 1992, que da cumplimiento a la Directiva 91/441/CEE, sobre emisiones de gases de escape. • Directiva 98/69/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 13 de Octubre de 1998, relativa a las medidas que deben adoptarse contra la contaminación atmosférica causada por las emisiones de los vehículos de motor (rectificada en DOCE Serie L104, de 21-4-1999).
Directivas pendientes de transposición • Directiva 1999/13/CE del Consejo, de 11 de Marzo de 1999, relativa a la limitación de las emisiones de compuestos orgánicos volátiles (COV) debidas al uso de disolventes orgánicos en determinadas actividades e instalaciones (DOCE Serie L 85 de 29-3-1999).
Últimas propuestas • La Cuarta Conferencia Paneuropea de Ministros de Medio Ambiente, celebrada el 24 de Junio de 1998, ha adoptado, junto a un Protocolo sobre Compuestos Orgánicos Persistentes un Protocolo sobre Metales Pesados, que tiene por objeto la reducción de emisiones totales anuales de plomo, cadmio y mercurio. • La Comisión Europea ha adoptado, en junio de 1999, dos propuestas de Directivas: La primera fijará por primera vez los techos nacionales de emisión de: dióxido de azufre (S0 2), óxidos de nitrógeno (NOJ, los Compuestos Orgánicos Volátiles (COV) y amoniaco (NH 3). La segunda establecerá valores límite para la presencia de ozono troposférico y medidas en materia de vigilancia de concentraciones de ozono en el aire y de información pública sobre los resultados de dicha vigilancia.
15.3. REDES D~ VIGILANCIA DE LA CONTAMINACIÓN ATMOSFERICA Dado que el aire que nos rodea debe cumplir una serie de características determinadas por la legislación en vigor, es preciso establecer programas de vigilancia de calidad del aire para asegurarse de su cumplimiento o, caso de que se aprecien © Ediciones Paraninfo
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•• • Estaciones base existentes. • Estaciones base existentes y que podrían ser propuestas para ampliar su programa de medidas. x Estaciones base existentes y propuestas para ampliar su programa de medidas
FUENTE:
Calidad del Aire en España 1990, MOPTMA.
FIGURA 15.1. Red BAPMON (Background Air Pollution Monitoring Network).
desviaciones, detectarlas y diseñar las medidas a tomar y determinar los planes de actuación precisos para lograr la adecuación del aire que respiramos a las condiciones establecidas. Estos programas de vigilancia deberán estar diseñados de forma que permitan valorar los niveles de contaminación existentes en cada momento, controlar los episodios puntuales de contaminación que se produzcan, estudiar la migración de contaminantes viendo la validación de los modelos teóricos de dispersión que se aplique y hacer un seguimiento de la evolución de la contaminación a lo largo del tiempo. No vamos a entrar en cómo debe hacerse el diseño de una red de vigilancia de calidad de aire, y tampoco tendremos en consideración los condicionamientos derivados de las decisiones político-administrativas, pero en cualquier caso, es evidente que el diseño deberá recopilar la información básica existente (focos emisores, datos meteorológicos, caracteristicas topográficas del terreno, ... ),seleccionar los contaminantes a medir, definir la zona de estudio y, lo que es fundamental, delimitar el número y ubicación geográfica de los puntos de muestreo. Actualmente, existen distintas redes para la medida y vigilancia de las concentraciones de contaminantes atmosféricos, con diferentes objetivos y ámbitos de actuación. Podemos clasificarlas en:
Redes a escala mundial - Red BAPMON (Background Air Pollution Monitoring Network, Red de vigilancia de la contaminación atmosférica de fondo).
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Es una red a nivel planetario y tiene estaciones para medir las concentraciones de diferentes compuestos no reactivos del aire después de un transporte a larga distancia. Las estaciones de medida son de dos tipos, aquellas que efectúan medidas de los niveles de inmisión a escala regional y las llamadas base-line o globales, que obtienen valores de concentraciones de fondo de los contaminantes de importancia mundial con el objetivo de vigilar los cambios a gran escala en los constituyentes atmosféricos que tengan influencia sobre el clima y la capa de ozono. Las estaciones de la red BAPMON son las que figuran en la Figura 15.1
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FUENTE:
Calidad del aire en España 1990. MOPTMA.
FIGURA 15.2. Situación de las estaciones de medida de la Red EMEP
(European Monitoring and Evaluation of Long-Range Air Pollution). © Ediciones Paraninfo
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Redes a escala regional En este tipo de redes se incluyen además de las estaciones de la red BAPMON las estaciones que constituyen la red EMEP (European Monitoring and Evaluation of Long-Range Air Pollutants), enmarcada en el Convenio sobre Contaminación Atmosférica Transfronteriza a Gran Distancia de los Contaminantes Atmosféricos en Europa. Tiene como objetivo proporcionar información sobre la concentración y deposición de contaminantes atmosféricos, estimar la importancia del transporte a gran distancia de los contaminantes y establecer sus flujos a través de las fronteras de las diferentes naciones. El programa EMEP se basa en redes nacionales de vigilancia que están coordinadas por tres centros: el Centro meteorológico del Oeste, con sede en Oslo, el del Este, con sede en Moscú y el Centro Coordinador Químico, con sede en el Norwegian Institute for Aire Research situado en Lillestrom (Noruega). Son estos Centros Coordinadores quienes establecen los métodos de muestreo y análisis, control de calidad y tratamiento y análisis de datos. Las estaciones de medida integradas en la red EMEP son las señaladas en la Figura 15.2
Redes a escala nacional (autonómica y/o local) Están constituidas por estaciones que miden los niveles de contaminación urbana y/o por las ubicadas en las proximidades de ciertas grandes instalaciones industriales. En España, las diferentes Comunidades Autónomas y también algunos Ayuntamientos tienen sus propias redes, compuestas por estaciones manuales o automatizadas que aportan datos medios diarios u horarios, respectivamente. El número de estaciones supera ampliamente el centenar y en la actualidad estamos asistiendo a un proceso de mejora y automatización de las mismas. La Directiva 1999/30/CE de 22 de Abril establece criterios para la ubicación de los puntos de muestreo.
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Los residuos Introducción. Normativa. Residuos urbanos. Tratamiento de residuos urbanos. Residuos industriales. Residuos agrarios. Residuos sanitarios. Residuos radiactivos. Contaminación del suelo.
Capítulo
16
Introducción El aumento de población y el desarrollo de las sociedades industrializadas han activado la degradación del medio ambiente, debido, entre otros factores, a la gran cantidad de residuos generados, que han alterado el equilibrio de la naturaleza. El concepto de residuo está definido de distintas formas. Así, encontramos que la C.E., en su Directiva 75/442, especifica que se entenderá por residuo «cualquier sustancia u objeto del cual se desprenda su poseedor o tenga obligación de desprenderse, en virtud de las disposiciones nacionales vigentes». Por su parte, la O.C.D.E. los define como «aquellas materias generadas en las actividades de producción y consumo que no han alcanzado un valor económico en el contexto en que fueron producidas, debido tanto a la inexistencia de tecnología adecuada para su aprovechamiento, como a la inexistencia de mercado para los productos recuperados». El uso de nuevas tecnologías en la producción permite la reutilización, con rentabilidad económica, de una gran parte de los residuos que hasta hace poco tenían una difícil o imposible comercialización. Además, cada vez se potencian más los métodos de producción que utilizan menos recursos y que por tanto generan una cantidad inferior de residuos. En España, la Ley 1011998 de Residuos, de 21 de abril, los define como «cualquier sustancia u objeto perteneciente a alguna de las categorías que figuran en la Tabla 1 del Anexo I de esta Ley, del cual su poseedor se desprenda o del que tenga la intención u obligación de desprenderse. En todo caso, tendrán esta consideración los que figuren en el Catálogo Europeo de Residuos (CER), aprobado por las Instituciones Comunitarias». Los residuos a los que hace referencia esta Ley están clasificados en 16 categorías y a cada una de ellas se le asigna un código Q, como se indica posteriormente en el Capítulo 17 de esta Parte, dedicada al estudio de la Normativa sobre residuos. No hace muchos años, los problemas ambientales derivados de la generación de residuos no eran muy importantes, debido a que se reutilizaban gran parte de los mismos, sin llegar a modificar el equilibrio de la naturaleza. El bajo nivel de vida llevaba a prolongar al máximo la vida de los productos, así como a su aprovechamiento para otros fines (abono, combustibles, materia reciclada, etc.). El desarrollo industrial producido en la segunda mitad del siglo XX cambió la situación, fomentando la compra de multitud de objetos que, en muchas ocasiones, no son necesarios, imponiéndose la cultura de «Usar y tirar». Este cambio en la forma de vida de la población ha sido el responsable del incremento en la cantidad de residuos generados y de los problemas ambientales derivados de los mismos, pero también ha impulsado el desarrollo de políticas ambientales para la búsqueda de un desarrollo sostenible, que se suelen simplificar con el lema de las «tres erres»: reducir, reutilizar y reciclar. · Los factores que han contribuido al incremento en la generación de residuos son fundamentalmente los siguientes: © Ediciones Para ninfo
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Introducción
1. Crecimiento de la población mundial. La población mundial en los últimos 50 años prácticamente se ha duplicado, originando un aumento exponencial en la producción de residuos, sobre todo en los países industrializados. 2. Concentración de la población en núcleos urbanos. La acumulación de numerosas personas en espacios reducidos lleva consigo un aumento en la generación de residuos en áreas limitadas geográficamente, creando un medio ambiente urbano con problemas nuevos. Además, la sustitución de una forma de vida rural dispersa por una agricultura intensiva, unida a la despoblación de grandes extensiones de terreno, produce un aumento de los riesgos de desertización e incendios en muchas zonas. 3. Uso de envases para muchos productos. La utilización cada vez más generalizada de los llamados «envases sin retorno» ha producido un aumento importante de residuos de plástico, papel, cartón, vidrio, metales, etc. El consumo por habitante de este tipo de productos aumenta de forma significativa en proporción al grado de desarrollo económico de cada país. 4. Temprana obsolescencia para muchos artículos. El hecho de que gran cantidad de artículos de uso normal (electrodomésticos, muebles, automóviles, etc.), queden obsoletos en pocos años de uso, produce una gran cantidad de materiales de desecho. Este fenómeno es observable fundamentalmente, al igual que ocurre con los anteriores factores citados, en los países de elevado grado de desarrollo económico. No todos los residuos producen el mismo daño en el medio ambiente. Así, una parte importante de los mismos no crea problemas ambientales especiales, ya que se producen en zonas rurales que suelen volver a utilizarlos en sus explotaciones. El resto de los residuos es el que ha llegado a constituir un serio problema, tanto desde el punto de vista sanitario y ecológico como desde el económico, puesto que los costes de recogida, transformación y eliminación son cada vez mayores. Por sectores, la mayor cantidad de residuos se generan en la agricultura, la minería, la industria y la obtención de energía. Los problemas derivados de la existencia de residuos y de una gestión inapropiada de los mismos son muy importantes, porque pueden producir la contaminación del aire, del agua y del suelo. Aunque la naturaleza tiene la capacidad de reducir el impacto de los residuos en la atmósfera, en las vías fluviales y en la Tierra, se han observado desequilibrios ecológicos importantes en las zonas en las que se ha superado la capacidad de asimilación natural de los contaminantes. Entre las consecuencias negativas que se pueden producir en el medio ambiente derivadas de la gran cantidad de residuos generados y de una mala gestión de los mismos, destacan las siguientes: • Contaminación de la tierra y de los acuíferos. • Emisiones de metano en los vertederos, que pueden ocasionar incendios o explosiones. • Impacto visual de los vertederos en el paisaje. • Riesgos provocados por deslizamientos o derrumbes de masas de residuos. • Contaminación atmosférica por posible emisión de dioxinas o cenizas cuando las plantas incineradoras de residuos no utilizan la tecnología adecuada.
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Introducción
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• Extensión de terrenos contaminados. • Disminución de recursos naturales utilizables. Como la mejor solución a un problema es la prevención, la estrategia para la gestión adecuada de los residuos debe ser la minimización, cuyo objetivo final es alcanzar lo que se conoce como «residuo cero», es decir, conseguir no producir residuos. Esta prevención o minimización puede conseguirse mediante: • Cambios en los hábitos de consumo. • Desarrollo de tecnologías limpias. • Mejora en el diseño de los productos. • Sustitución de materiales. • Desarrollo de técnicas apropiadas para eliminar sustancias peligrosas en los residuos antes de su tratamiento o recogida final. La gran cantidad y variedad de residuos generados hace que se recurra a clasificarlos para facilitar su estudio y optar por el sistema de gestión más adecuado de los mismos. Una amplia clasificación, basada en las actividades que los generan se recoge en la Tabla 16.1, en la que también están reflejados los principales componentes de cada categoría. En esta parte del libro se estudian fundamentalmente los residuos sólidos y sólo algunos líquidos, porque los clasificados como gaseosos y los incorporados a aguas residuales que aparecen en la Tabla han sido tratados en partes anteriores.
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Introducción
TABLA 16.1. Clasificación de los residuos y componentes principales en los mismos. CATEGORÍA PRINCIPAL CLASIFICACIÓN Gaseosos No contaminantes
COMPONENTES PRINCIPALES Dióxido de carbono, vapor de agua, nitrógeno, etc. Contaminantes Gases clorados, monóxido de carbono, óxidos de azufre, óxidos de nitrógeno, etc. Líquidos Industriales Aguas de proceso Urbanos Aguas residuales urbanas Energéticos Aguas de refrigeración y de producción de energía Depuración de aguas Sólidos, líquidos y pastosos Lodos Sólidos urbanos Domiciliarios Materia orgánica, papeles, plásticos, metales, vidrios, etc. Voluminosos Muebles, enseres, vehículos abandonados, animales muertos Viarios Restos de limpieza viaria, zonas verdes, playas, etc. Inertes Restos de pequeñas reparaciones y obras menores en viviendas , Inertes Industriales Cenizas, arenas, virutas metálicas, etc. Asimilables a urbanos Plásticos, papeles, cartones, vidrios, etc. Peligrosos Aceites industriales, cianuros, baños ácidos o alcalinos, baños de cromados, baños de sales metálicas, líquidos y lodos halogenados, etc. Inertes Construcción y reforma de viales Tierras, rocas, restos de vegetales Construcción en general Tierras, escombros, etc. Mineros Estériles Rocas, minerales, polvo Tratamiento de menas Sólidos, lodos y líquidos Agrícolas y pecuarios Cultivos Cereales, frutales, etc. Estiércol Deyecciones de animales Purines Deyecciones de animales Agrícolas industriales Vinazas, alpechines, frutos secos, conservas Forestales Entresacas Ramas, hojas, malezas Corte de madera Serrín, virutas, ramas, hojas, cortezas Restos de incendios Madera quemada Hospitalarios Asimilables a urbanos Papeles, plásticos, restos de comida, envases de bebidas, etc. Sanitarios específicos Agujas, ampollas, gasas, fármacos, jeringas, etc. Radiactivos Alta actividad Neptunio-237, Plutonio-239, Americio-241, etc. Media y baja actividad Estroncio.-90, Cesio-137, Cobalto-60, etc.
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Capítulo
Normativa
17
(Ver actualización en ANEXO)
Los problemas relacionados con la gestión de residuos han ocupado un lugar destacado en la actividad ambiental de la Comunidad Europea. El V Programa de actuación de la Unión Europea en materia de medio ambiente, aprobado en 1993, considera que los residuos no son sólo un foco potencial de contaminación, sino que, bien gestionados, pueden llegar a ser una importante fuente de materias primas secundarias. Señala también que, para la gestión de residuos, se pueden aplicar instrumentos económicos y fiscales, llevando a la práctica el principio «quien contamina paga», estableciendo, además, el objetivo de detener e invertir la tendencia actual de generar cada vez más residuos. En la jerarquía de opciones de gestión, se plantean las siguientes: • Tomar medidas que tiendan a evitar que se generen residuos (minimización). • Fomentar la valorización y reutilización de los residuos. • Optimizar los métodos de eliminación definitiva de los residuos no reutilizados o valorizados. Por su parte, la Estrategia Comunitaria para la Gestión de Residuos, formulada ya en 1990, había esbozado tres grandes líneas de actuación: • La prevención de la producción de residuos, mediante el empleo de tecnologías limpias y el fomento del uso de productos que generen menos desechos (etiquetado ecológico). • El reciclado y la reutilización de los residuos, mejorando al máximo los sistemas de recogida y selección para cada tipología específica (plásticos, materiales metálicos, etc.). • La eliminación segura de aquellos no recuperables mediante el estudio de cualquier posibilidad de tratamiento previo al vertido, para reducir el volumen y el potencial carácter nocivo de los desechos, recurriendo al vertedero como solución última para este tipo de sustancias. Los principios de esta Estrategia Comunitaria impulsaron una revisión de la normativa, en la que destaca la Directiva 911156/CEE, o «Directiva marco» sobre residuos. No serían ya simplemente las sustancias u objetos de los que su poseedor se desprenda o tenga la obligación de desprenderse, como definía la Directiva 75/442, sino que además tienen que figurar en una lista aprobada en la Comunidad Europea (Catálogo Europeo de Residuos, Decisión de la Comisión 94/3/CEE, de 20 de diciembre). Esta Directiva marco establece la necesidad de que los residuos se tengan que valorizar o eliminar sin poner en peligro la salud humana ni perjudicar al medio ambiente, en particular sin crear riesgos para el agua, el aire, el suelo, la fauna o la flora, sin provocar problemas derivados de ruidos u olores y sin atentar contra los paisajes o lugares de especial interés. © Ediciones Paraninfo
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Desde la incorporación de España a la Comunidad Europea se ha debido adaptar la legislación nacional a las disposiciones jurídicas europeas en materia ambiental, especialmente a la Directiva marco de residuos. Otras Directivas anteriores sobre residuos sólidos urbanos o residuos tóxicos y peligrosos fueron incorporadas mediante Reales Decretos, o con leyes como la Ley 20/1986, de 14 de mayo, Básica de Residuos Tóxicos y Peligrosos. Actualmente, la gestión de los residuos está regulada mediante las siguientes normas españolas: • Ley 1111997, de 24 de abril, de Envases y Residuos de Envases que traspone la Directiva comunitaria 94/62/CEE del Consejo, de 29 de diciembre de 1994. • Ley 10/1998, de 21 de abril, de Residuos, que deriva de la Directiva comunitaria 91/156/CEE del Consejo, de 18 de marzo de 1991. • Real Decreto 952/1997, de 20 de junio, sobre Residuos Peligrosos, que modifica el Real Decreto 833/1988 por el que se aprobaba el Reglamento de la Ley 20/1986, Básica de Residuos Tóxicos y Peligrosos. • Real Decreto 1.217/1997, de 18 de julio, sobre Incineración de Residuos Peligrosos y de modificación del Real Decreto 1.088/1992, de 11 de septiembre, relativo a las instalaciones de incineración municipales. • Real Decreto 1.481/2001, de 27 de diciembre, por el que se regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertedero, que deriva de la Directiva comunitaria 1999/31/CE del Consejo, de 26 de abril de 1999.
Normativa aplicable a envases y residuos de envases La Ley 11/1997 de 24 de abril, de Envases y Residuos de Envases, que transpone la Directiva 94/62/CE del Parlamento y el Consejo europeos, puede considerarse, junto con la Ley Básica de Residuos, la principal norma que regula el tratamiento y la gestión de este tipo de residuos. Tiene por objeto prevenir y reducir el impacto sobre el medio ambiente de los residuos de envases a lo largo de todo su ciclo de vida, garantizando además el mercado interior y evitando falseamientos de la competencia dentro de la Comunidad. Para conseguir estos objetivos, se establecen las siguientes medidas: • Prioridad absoluta a las políticas preventivas para reducir tanto la cantidad de envases como la toxicidad de los materiales empleados. • Las prioridades para el tratamiento de envases y residuos de envases son, en este orden, la reutilización, el reciclado y, como última opción, la valorización energética. Se atribuye un carácter excepcional a la eliminación en vertedero. Para cumplir con los objetivos que se pretenden alcanzar, abre dos posibilidades a los envasadores y comerciantes: participar en los sistemas integrados de ges. tión (SIG) de residuos de envases y envases usados o en el sistema de depósito, devolución y retorno de envases. La primera opción la constituyen los sistemas integrados de gestión de residuos de envases y envases usados que nacen de acuerdos voluntarios entre los agentes económicos, autorizados por las Comunidades Autónomas en las que se implanten. Los SIG deben garantizar la recogida periódica y selectiva, en el domicilio del consumidor o en sus proximidades, de los residuos de envases y su traslado a los centros de separación y clasificación. Si los envasadores y comerciantes optan por el segundo procedimiento, están
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Normativa
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obligados a cobrar a los clientes una cantidad individualizada fijada por el Ministerio de Medio Ambiente y deben aceptar de los mismos la devolución o retorno de los envases vendidos, abonándoles la cantidad cobrada. Estos sistemas se financiarán mediante una aportación que realizarán los envasadores por cada unidad de productos envasados que pongan en el mercado, y se identificarán mediante un símbolo establecido por el propio sistema integrado. Se excluyen dentro de estos dos sistemas los residuos de envases industriales o comerciales y los envases reutilizables de bebidas, así como los envases reutilizables para los que se hayan implantado sistemas propios de devolución y retorno. Desde la entrada en vigor de la Ley, sólo pueden ponerse en el mercado los envases que cumplan unos determinados requisitos técnicos, que se van exigiendo de manera progresiva (niveles de concentración de metales pesados, requisitos específicos sobre fabricación y composición de los envases, etc.). La Ley de Envases y Residuos de Envases ha sido desarrollada por el Reglamento aprobado por Real Decreto 782/1998, de 30 de abril, y completada por la Orden de 27 de abril de 1998, por la que se establecen las cantidades individualizadas a cobrar en concepto de depósito y el símbolo identificativo de los envases que se pongan en el mercado a través del sistema de depósito, devolución y retorno.
Normativa aplicable a todo tipo de residuos La Ley 10/1998 de 21 de abril, que transpone al derecho español la Directiva marco 91/156/CEE sobre Residuos, tiene como principales objetivos prevenir la producción de residuos, establecer el régimen jurídico de su producción y gestión y fomentar, por este orden, la minimización en origen del creciente volumen de los residuos, la reutilización de todos los materiales posibles, el reciclado de los que sean aprovechables, el compostaje de la materia orgánica y la valorización energética del resto de los residuos, para reducir al máximo la cantidad de los que se deben depositar en los vertederos. La Ley también regula los suelos contaminados, con la finalidad de proteger el medio ambiente y la salud de las personas. Es aplicable a las siguientes categorías de residuos que figuran en la Tabla 1 del Anexo I de dicha Ley: Residuos de producción o de consumo no especificados a continuación. Q1 Q2 Productos que no respondan a las normas. Q3 Productos caducados. Q4 Materias que se hayan vertido por accidente, que se hayan perdido o que hayan sufrido cualquier otro incidente, con inclusión del material, del equipo, etc., que se haya contaminado a causa del accidente en cuestión. QS Materias contaminantes o ensuciadas a causa de actividades voluntarias (por ejemplo, residuos de operaciones de limpieza, materiales de embalaje, contenedores, etc.). Elementos inutilizados (por ejemplo, baterías fuera de uso, catalizadoQ6 res gastados, etc.). Sustancias que hayan pasado a ser inutilizables (por ejemplo, ácidos Q7 contaminados, disolventes contaminados, sales de temple agotadas, etc.). © Ediciones Paraninfo
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Residuos de procesos industriales (por ejemplo, escorias, posos de destilación, etc.). Residuos de procesos anticontaminación (por ejemplo, barros de lavado de gas, polvo de filtros de aire, filtros gastados, etc.). Residuos de mecanización/acabado (por ejemplo, virutas de torneado o fresado, etc.). Residuos de extracción y preparación de materias primas (por ejemplo, residuos de explotación minera o petrolera, etc.). Materia contaminada (por ejemplo, aceite contaminado con PCB, etc.). Toda materia, sustancia o producto cuya utilización esté prohibida por la Ley. Productos que no son de utilidad o que ya no tienen utilidad para el poseedor (por ejemplo, artículos desechados por la agricultura, los hogares, las oficinas, los almacenes, los talleres, etc.). Materias, sustancias o productos contaminados procedentes de actividades de regeneración de suelos. Toda sustancia, materia o producto que no esté incluido en las categorias anteriores.
La citada Ley es aplicable a todo tipo de residuos, con las siguientes exclusiones: a) Las emisiones a la atmósfera reguladas en la Ley 38/1972, de 22 de diciembre, de Protección del Ambiente atmosférico. b) Los residuos radiactivos regulados por la Ley 25/1964, de 29 de abril, de Energía Nuclear. c) Los vertidos de efluentes líquidos a las aguas continentales regulados por la Ley 29/1985, de 2 de agosto, de Aguas; los vertidos desde tierra al mar regulados por la Ley 22/1988, de 28 de julio, de Costas, y los vertidos desde buques y aeronaves al mar regulados por los tratados internacionales de los que España sea parte. Con respecto a los residuos mineros, la eliminación de animales muertos y otros desperdicios de origen animal, los residuos producidos en las explotaciones agricolas y ganaderas que no sean peligrosos y se utilicen exclusivamente en el marco de dichas explotaciones y los explosivos desclasificados, la Ley sólo será de aplicación en los aspectos no regulados expresamente por su normativa específica. En la citada Ley se definen, además, una serie de términos que, aunque se van a volver a utilizar en los distintos capítulos de esta parte, es necesario que queden perfectamente fijados desde el principio. Se pueden agrupar en tres bloques relacionados con:
Personas que generan y tratan los residuos • Gestor: persona o entidad pública o privada que realice cualquiera de las operaciones que componen la gestión de los residuos, sea o no el productor de los mismos. • Poseedor: el productor de los residuos o la persona física o juridica que los tenga en su poder y que no tenga la condición de gestor de residuos. 460 © Ediciones Paraninfo
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• Productor: cualquier persona, física o jurídica, cuya actividad, excluida la derivada del consumo doméstico, produzca residuos o que efectúe operaciones de tratamiento previo, de mezcla, o de otro tipo, que ocasionen un cambio de naturaleza o composición de esos residuos. Acciones a realizar con los residuos
• Almacenamiento: depósito temporal de residuos, con carácter previo a su valorización o eliminación, por tiempo inferior a dos años o a seis meses si se trata de residuos peligrosos, a menos que reglamentariamente se establezcan plazos inferiores. • Eliminación: todo procedimiento dirigido bien al vertido de los residuos o bien a su destrucción, total o parcial, realizado sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al medio ambiente. En todo caso, estarán incluidos en este concepto los procedimientos enumerados en el Anexo II.A de la Decisión de la Comisión (96/350/CE) de 24 de mayo de 1996, así como los que figuren en una lista que, en su caso, apruebe el Gobierno. • Gestión: recogida, almacenamiento, transporte, valorización y eliminación de los residuos, incluida la vigilancia de estas actividades, así como la vigilancia de los lugares de depósito o vertido después de su cierre. • Prevención: conjunto de medidas destinadas a evitar la generación de residuos o a conseguir su reducción, o la de la cantidad de sustancias peligrosas o contaminantes presentes en ellos. • Reciclado: transformación de los residuos, dentro de un proceso de producción, para su fin inicial o para otros fines, incluido el compostaje y la biometanización, pero no la incineración con recuperación de energía. • Recogida: toda operación consistente en recoger, clasificar, agrupar o preparar residuos para su transporte. • Recogida selectiva: sistema de recogida diferenciada de materiales orgánicos fermentables y de materias reciclables, así como cualquier otro sistema de recogida diferenciada que permita la separación de los materiales valorizables contenidos en los residuos. • Reutilización: empleo de un producto usado para el mismo fin para el que fue diseñado. • Valorización: todo procedimiento que permita el aprovechamiento de los recursos contenidos en los residuos sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar daños al medio ambiente. En todo caso, estarán incluidos en este concepto los procedimientos enumerados en el Anexo II.B de la Decisión de la Comisión (96/350/CE) de 24 de mayo de 1996, así como los que figuren en una lista que, en su caso, apruebe el Gobierno. Lugares
• Estación de transferencia: instalación en la cual se descargan y almacenan los residuos para poder transportarlos posteriormente a otro lugar para su valorización o eliminación, con o sin agrupamiento previo. © Ediciones Paraninfo
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Normativa
• Suelo contaminado: todo aquel cuyas características físicas, químicas o biológicas han sido alteradas negativamente por la presencia de componentes de carácter peligroso de origen humano, en concentración tal que comporte un riesgo para la salud humana o el medio ambiente, de acuerdo con los criterios y estándares que se determinen por el Gobierno. • Vertedero: instalación de eliminación que se destine al depósito de residuos en la superficie o bajo tierra. La Ley 10/1998 establece el común denominador normativo que se va a aplicar en todo el Estado en materia de residuos, y puede ser completada, en su caso, por la Comunidades Autónomas, sólo estableciendo mayores niveles de protección. Esta Ley involucra a todos los agentes económicos, promoviendo la aplicación de los principios «quien contamina paga» y de «responsabilidad compartida». Por otro lado, la Ley 10/1998 respeta el reparto constitucional de competencias entre el Estado y las Comunidades Autónomas, al tiempo que garantiza las competencias que han venido ejerciendo las Entidades locales en materia de residuos urbanos. Se deberán elaborar Planes Nacionales para cada tipo de residuos que tendrán que ser aprobados por el Consejo de Ministros, previo análisis de la Conferencia Sectorial, incluyéndose un trámite de información pública. Serán revisados cada cuatro años y podrán articularse mediante convenios de colaboración con las Comunidades Autónomas. Los Planes Autonómicos deberán incluir la cantidad de residuos producidos, la estimación de los costes de la prevención, valorización y eliminación, así como los lugares adecuados para la eliminación de los residuos. En relación con la participación de las Entidades locales en este tema, la Ley de Residuos incorpora dos importantes novedades: en primer lugar, se reconoce la posibilidad de que puedan elaborar sus propios planes de gestión de residuos y, en segundo lugar, se les otorga directamente la competencia sancionadora en el caso de abandono incontrolado de residuos urbanos. Algunas de las obligaciones que la Ley impone a las Entidades locales en materia de residuos suponen una modificación del régimen general establecido en la Ley 7/1985, reguladora de las Bases de Régimen Local. Así, se atribuye a dichas Administraciones la obligación de recoger, transportar y eliminar los residuos urbanos, mientras que antes de la aprobación de la Ley 10/1998, sólo existía esta obligación para municipios de más de 5.000 habitantes. Se obliga también a implantar sistemas de recogida selectiva de residuos a partir del año 2001 a los municipios de más de 5.000 habitantes. Para conseguir los objetivos de reducción, reutilización, reciclado y valorización de residuos, así como para promover las tecnologías menos contaminantes en la eliminación de residuos, la Ley prevé que las Administraciones Públicas, en el ámbito de sus competencias, puedan establecer instrumentos de carácter económico y medidas de incentivación. La citada Ley no se limita a la regulación separada de los residuos una vez generados, sino que también los contempla en la fase previa a su generación, regulando las actividades de los productores, importadores y adquirientes intercomunitarios y, en general, de cualquier persona que ponga en el mercado productos generadores de residuos. Por eso, en algunos casos se cargan sobre el pro-
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Normativa
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dueto mismo, en el momento de su puesta en el mercado, los costes de la gestión adecuada de los residuos que genera y de sus envases y embalajes. La Ley de Residuos regula también la forma en que habrá de hacerse la recogida de los residuos sólidos urbanos por las Entidades locales, el traslado interno y externo de los residuos dentro del margen de limitación de movimientos que a los Estados miembros de la Unión Europea permite el Reglamento 259/93, relativo a la vigilancia y control de residuos en el interior y a la entrada y salida de la Comunidad Europea, tomándose como básico el principio de la proximidad. Se regulan además los supuestos en los que las Comunidades Autónomas pueden limitar el movimiento de residuos dentro del territorio nacional. La Ley prohíbe el abandono, vertido o eliminación incontrolada de residuos en todo el territorio nacional y toda mezcla o dilución de residuos que dificulte su posible valorización. Se regula la responsabilidad administrativa derivada del incumplimiento de la Ley, tipificándose tanto las conductas que constituyen infracción como las sanciones, que pueden llegar hasta un máximo de doscientos millones de pesetas. Una de las novedades más importantes de esta norma es el establecimiento de una regulación específica para los suelos contaminados. Las Comunidades Autónomas declararán, delimitarán y harán un inventario de los suelos que tengan la calificación de contaminados. La calificación de un suelo como contaminado obligará a realizar las actuaciones necesarias de limpieza y recuperación . Los causantes de la contaminación y, subsidiariamente, los poseedores de los suelos calificados como contaminados, estarán obligados a realizar las operaciones de limpieza y recuperación. Con respecto a la gestión de residuos, el Real Decreto 1.481/2001 regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertederos, para prevenir o reducir en lo posible los efectos negativos sobre el medio ambiente de los vertidos de todo tipo de residuos durante todo el ciclo de vida del vertedero. Para ello, se clasifican los vertederos en tres categorías según se trate de residuos urbanos, peligrosos o inertes, se definen los tipos de residuos aceptables en cada una de dichas categorías, se establecen una serie de requisitos técnicos exigibles a las instalaciones y se establece también la obligación de gestionar los vertederos después de su clausura. En relación con la incineración de residuos, la norma española vigente está constituida por el Real Decreto 1.217/1997, sobre incineración de residuos peligrosos y de modificación del Real Decreto 1.088/1992, relativo a las instalaciones de incineración municipales. Recientemente, la Unión Europea ha aprobado la Directiva 2.000/76/CE, del Parlamento Europeo y del Consejo, sobre incineración de residuos, con objeto de prevenir o reducir en lo posible los efectos negativos sobre el medio ambiente que pueda ocasionar este tipo de tratamiento. Esta nueva Directiva deberá transponerse a la normativa española antes del 28 de diciembre de 2002.
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18 Residuos urbanos o o o o
18.1 .
Definición y características.
18.2.
Composición. Propiedades físicas, químicas y biológicas. Gestión.
18.3. 18.4.
18.1. DEFINICIÓN YCARACTERÍSTICAS La Ley 10/1998 de Residuos, de 21 de abril, define los residuos urbanos o municipales como los generados en los domicilios particulares, comercios, oficinas y servicios, así como todos aquellos que no tengan la calificación de peligrosos y que por su naturaleza o composición puedan asimilarse a los producidos en los anteriores lugares o actividades. Tendrán también la consideración de residuos urbanos los siguientes: • Residuos procedentes de la limpieza de vías públicas, zonas verdes, áreas recreativas y playas. • Animales domésticos muertos, así como muebles, enseres y vehículos abandonados. • Residuos y escombros procedentes de obras menores de construcción y reparación domiciliaria. El conocimiento de los orígenes y los tipos de residuos urbanos, así como la composición y las tasas de generación, es fundamental para optar por el tipo de gestión más adecuado. Así, por ejemplo, la cantidad de residuos producidos en un núcleo urbano es muy variable, porque depende de un gran número de factores económicos, sociales y culturales, entre los que destacan los siguientes: • Nivel de vida de la población (crece con éste en una proporción muy importante) . • Época del año (suele ser menor en verano para el mismo número de habitantes). • Modo de vida de la población y situación respecto a los centros de trabajo. • Movimiento de la población durante las vacaciones, fines de semana o festivos. En los países desarrollados, la producción de residuos urbanos oscila entre O, 95 y 1,45 kg por habitante y día. En España, la producción media es de 1,2 kg/hab-día, lo que supone un total de más de 17.000.000 t/año. En la Tabla 18.1 se recoge la información sobre la producción de residuos urbanos durante 1998 en las distintas © Ediciones Paraninfo
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Comunidades Autónomas, según el Informe de Medio Ambiente del año 1999. En dicha Tabla se observa que la producción de residuos es variable en las distintas Comunidades y que la máxima generación de residuos urbanos (en kg/hab-día) corresponde a Baleares y Canarias, mientras que la mínima corresponde a Galicia. TABLA 18.1. Generación de residuos urbanos en España (1998)
COMUNIDAD AUTÓNOMA ANDALUCÍA ARAGÓN ASTURIAS BALEARES CANARIAS CANTABRIA CASTILLA Y LEÓN CASTILLA-LA MANCHA CATALUÑA EXTREMADURA GALICIA LA RIOJA MADRID MURCIA NAVARRA PAÍS VASCO VALENCIA CE UTA MELILLA TOTALES
GENERACIÓN (t/año) 2.809.735 416.116 436.786 499.569 1.008.582 241.798 964.128 612.572 3.000.867 414.077 820.867 101 .536 2.529.727 408.506 243.212 804.080 2.048.767 26.366 30.878
17.418.169
GENERACIÓN (%) 16,13 2,39 2,51 2,87 5,79 1,39 5,53 3,52 17,23 2,38 4,71 0,58 14,52 2,34 1,40 4,62 11,76 0,15 0,18
100,00
kg/hab-día 1,06 0,96 1,10 1,80 1,72 1,26 1,05 0,98 1,35 1,06 0,82 1,05 1,38 1,02 1,28 1,05 1,40 1,05 1,42
1,20
Hay que tener en cuenta, además, que los residuos urbanos a gestionar no proceden sólo de los hogares, sino también de las actividades productivas o de servicios que se encuentran en un núcleo urbano (comercios, educación, hostelería, hospitales, etc.). El conocimiento de la procedencia de los residuos aporta información sobre su composición y características, por lo que para llevar a cabo una correcta gestión de los mismos, se suelen clasificar en función de sus orígenes en los siguientes tipos: • Domésticos. • Comerciales. • Institucionales. • Residuos de construcción y demolición. • Residuos procedentes de servicios municipales. • Residuos originados en zonas de plantas de tratamiento. • Industriales. • Agrícolas.
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Residuos urbanos
18.2.
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COMPOSICIÓN
El término composición se utiliza para describir los componentes individuales que constituyen el flujo de residuos y su distribución relativa (generalmente en porcentajes en peso). Los residuos urbanos engloban distintos productos o materiales de diferente naturaleza (orgánicos e inorgánicos), que deben conocerse adecuadamente para poder ser gestionados de forma correcta. Dentro de este tipo de residuos se encuentran materiales muy diversos: fermentables, inertes, metálicos, peligrosos, combustibles y sanitarios, que hay que cuantificar. Los componentes más habituales presentes en los residuos urbanos son los siguientes: • Restos de comidas: formados por materiales fermentables y que constituyen los principales componentes de los residuos. • Papel y cartón: periódicos, cajas, envases en general. • Plásticos: bolsas y envases de bebidas, de productos alimentarios y de productos de limpieza. • Vidrio: botellas y envases de bebidas y de alimentos. • Metales (aleaciones de hierro y aluminio principalmente): envases de conservas y de refrescos. • Tetrabricks: envases de leche y productos alimentarios. • Pilas (salinas, alcalinas y de botón) y baterías. • Otros componentes: cenizas, tierras, textiles, medicamentos caducados y fuera de uso, fluorescentes y bombillas, madera, .etc. La composición de los residuos urbanos puede ser muy variable en función de la forma de vida de la población objeto de estudio, por lo que la información sobre la misma es fundamental para diseñar la mejor gestión de los mismos. Así, en la Tabla 18.2 se recogen los datos de la composición media de los residuos urbanos en los países desarrollados y en los que están en vías de desarrollo, en la que puede observarse que la composición varía considerablemente. De la comparación de los valores indicados, se puede afirmar que a medida que asciende el nivel de vida de la población, desciende el porcentaje de materia orgánica procedente de la alimentación, aumentando el de productos elaborados como papel, plásticos, metales y vidrio. TABLA
18.2. Composición de los residuos urbanos en países desarrollados y en países en vías de desarrollo
COMPONENTES Materia orgánica Papel Plásticos Vidrio Cartón Metales Textiles Tierras y cenizas Gomas y cuero Madera
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PAÍSES DESARROLLADOS 40,00-55,00 % 14,00-32,00 % 10,00-16,00 % 6,50-16,70 % 5,00-10,00 % 3,60-8,00 % 3,25-6,50 % 0,20-5,00 % 0,30-1,20 % 0,20-1,20 %
PAÍSES EN VÍAS DE DESARROLLO 58,00-80,20 % 2,60-5,00 % 3,80-7,40 % 1,00-3,80 % 1,00-4,80 % 0,70-1,60 % 2,00-4,10 % 6,00-16,00 % 0,20-1,40 % 0,10-1,00 %
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Esta misma tendencia se observa también al analizar las diferencias entre las grandes ciudades y las poblaciones más pequeñas. Se debe tener en cuenta además que en los países en vías de desarrollo importantes sectores de la población aprovechan materiales en una recolección personal selectiva de residuos urbanos, lo que hace que las cifras indicadas, a la hora de analizar los residuos al llegar al punto de tratamiento, puedan ser inferiores en algunos productos, incrementándose entonces el porcentaje de los materiales que no han sido aprovechados. Por tanto, se puede asegurar que la generación de residuos domésticos está directamente relacionada con cuestiones económicas, sociológicas y culturales, por lo que el análisis de su composición es un índice de la realidad social de una población. En España, la composición media ponderada sobre el total nacional de los residuos urbanos, obtenida de los análisis de composición y caracterización de los residuos efectuada por la Dirección General de Política Ambiental y según datos del Informe de Medio Ambiente en España en 1999, es la siguiente: • Materia Orgánica: 44,06% • Papel/Cartón: 21, 18% • Plásticos: 10,59% • Vidrio: 6,93% • Textiles: 4,81% • Metales férreos: 3 ,43% • Madera: 0,96% • Gomas y caucho: 1,01 % • Metales no férreos: 0,68% • Pilas y baterías: 0,2% • Varios: 6,15% Dentro de los residuos urbanos, se encuentran los residuos especiales de origen doméstico y comercial que incluyen artículos voluminosos (muebles, lámparas, librerías ... ), productos de línea blanca (frigoríficos, lavavajillas, lavadoras ... ) y otros electrodomésticos (radios, televisores ... ), baterías y pilas, aceite, neumáticos, residuos de jardín, etc. Estos tipos de residuos pueden producir problemas graves de contaminación, porque resulta inviable plantear su recogida mediante servicios regulares y programados, debido a que no se generan con una periodicidad regular. Para evitar que estos residuos, que en algunos casos tienen la consideración de peligrosos, se depositen con el resto de los residuos urbanos, deben recogerse selectivamente en lugares denominados «puntos limpios». Estos lugares son recintos cerrados y vigilados ubicados en el entorno de las ciudades, que permiten a los ciudadanos depositar aquellos residuos domésticos que, por su naturaleza o composición, son muy perjudiciales para el medio ambiente cuando son eliminados junto con el resto de residuos que se generan en los domicilios. También pueden depositarse residuos urbanos que, por su tamaño o cantidad, no son recogidos por los servicios de recogida habituales. Los puntos limpios han sido creados para servir a los ciudadanos corno centros de aportación voluntaria para la recogida selectiva de residuos, porque pueden depositarse en distintos contenedores diversos materiales corno: • Baterías de coche. • Aceites de motor. • Filtros de aceite.
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• • • • • • • • • • • • • • • • • •
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Aceites vegetales. Fluorescentes. Disolventes y pinturas. Medicamentos . Radiografías. Vidrio de envases. Vidrio plano. Plásticos. Papel y cartón. Textil. Electrodomésticos (televisores, ordenadores, impresoras, lavadoras, lavavajillas, frigoríficos, etc.). Muebles y maderas. Escombros de pequeñas obras. Neumáticos. Envases tóxicos. Cartuchos de tinta. Podas de jardín. Metales.
Los puntos limpios se crean con los siguientes objetivos: • Recuperar los materiales contenidos en los residuos para su reciclaje directo, con el consiguiente ahorro de energía y materias primas. La cantidad de subproductos recuperados en puntos limpios en España durante 1998, según datos del Ministerio de Medio Ambiente, son los siguientes: - Papel/cartón: 5.401 t 4.109 t - Vidrio: 2.077 t - Metales: - Plásticos: 730 t - Pilas: 158 t 4.075 unidades - Baterías: • Evitar el vertido incontrolado de residuos voluminosos que no pueden ser eliminados por los servicios de recogida de basura. • Separar los residuos peligrosos generados en el hogar y cuya eliminación conjunta con el resto de las basuras urbanas, o mediante su vertido a la red de saneamiento, representaría un riesgo para el medio ambiente y la salud pública. • Reducir el volumen de residuos a tratar o eliminar en los vertederos controlados.
18.3.
PROPIEDADES FÍSICAS, QUÍMICAS Y BIOLÓGICAS
Además de la composición de los residuos urbanos se deben determinar algunas propiedades físicas, químicas y biológicas de los mismos, para tomar decisiones sobre el sistema de tratamiento o eliminación a seguir. Algunas de las propiedades físicas más características que suelen analizarse son: densidad, porcentaje de humedad, tamaño de partícula y distribución del tamaño. © Ediciones Paraninfo
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• La densidad se define como el peso de un material por unidad de volumen (kg/m3). Se suele determinar el valor de este parámetro para el conjunto de residuos urbanos porque la densidad de cada producto no indica que su mezcla tenga un valor global proporcional al de sus componentes. Aunque este valor sufre grandes variaciones según el grado de compactación a que estén sometidos los residuos (la reducción de volumen tiene lugar en todas las fases de su gestión), es un factor importante a determinar, porque marca los volúmenes de los equipos de recogida y transporte, el tamaño de los depósitos de recepción, la capacidad de los vertederos, etc. • El porcentaje de humedad (H). Suele calcularse en porcentaje en peso y dependerá de la composición de los residuos, de la estación del año y de las condiciones metereológicas, por lo que se obtienen valores muy variables. Los datos de este parámetro son necesarios para evaluar la masa y el volumen total de los residuos que tienen que ser gestionados, así como por su importancia en los procesos de compresión y transformación, producción de lixiviados, tratamientos de incineración, etc. Se calcula mediante la siguiente fórmula: H=(w-d)lOO/w H: contenido de humedad(%) w: peso inicial de la muestra (kg) d: peso de la muestra después de secarse a 1OSºC (kg) • El análisis del tamaño de partícula en un residuo y la distribución del mismo es importante para la recuperación de algunos de los componentes de los residuos urbanos. Este proceso se realiza normalmente con medios mecánicos, como cribas, tromeles y separadores magnéticos. Los valores de estas propiedades son también variables, ya que las operaciones de recogida afectan al tamaño por efecto de la compresión de los residuos o por el uso de trituradoras. Además de estos parámetros físicos, es importante obtener información sobre la composición química de los diversos materiales que constituyen los residuos urbanos, para evaluar las opciones de tratamiento y recuperación. Algunos ensayos a los que suelen someterse son, por ejemplo, los siguientes: • Materia volátil combustible: pérdida de peso de la muestra con la ignición a 950ºC en un crisol cubierto. • Carbono fijo: rechazo combustible que queda después de retirar la materia volátil. • Ceniza: peso del rechazo después de la incineración en un crisol abierto. • Temperatura de fusión de las cenizas: temperatura a la que la ceniza resultante de la incineración de residuos se transforma en sólido (escoria). • Análisis elemental de los componentes de los residuos: determinación del porcentaje de carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno, azufre y cenizas. Se puede incluir la determinación de halógenos debido a la preocupación acerca de la posible emisión de compuestos dorados durante la combustión. Los datos obtenidos del análisis elemental se pueden utilizar para caracterizar la composición química de la materia orgánica en los residuos urbanos y para definir, por ejemplo, la mezcla correcta de materiales residuales necesaria para obtener relaciones C/N adecuadas para los procesos de transformación biológica. En la Tabla 18.3 se recogen los datos representativos en porcentaje en 470 © Ediciones Paraninfo
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peso (base seca) para los componentes típicos de los residuos urbanos. Cuando la fracción orgánica de los residuos se va a someter a un proceso de compostaje o se va a utilizar para la elaboración de otros productos de conversión biológica, no sólo será importante tener información sobre los elementos mayoritarios que componen los residuos, sino también sobre los elementos en cantidades traza que se puedan encontrar en los mismos y que puedan resultar peligrosos para la salud humana y el medio ambiente.
TABLA
18.3. Análisis elemental de los componentes de los residuos urbanos en porcentaje
COMPONENTES Residuos de comida Papel Cartón Plásticos Textiles Goma Cuero Residuos de jardín Madera Vidrio Metales Suciedad, cen izas, etc.
c 48,0 43,5 44,0 60,0 55,0 78,0 60,0 47,8 49,5 0,5 4,5 26,3
H 6,4 6,0 5,9 7,2 6,6 10,0 8,0 6,0 6,0 0,1 0,6 3,0
o 37,6 44,0 44,6 22,8 31,2
11,6 38,0 42,7 0,4 4,3 2,0
s
N 2,6 0,3 0,3
0,4 0,2 0,2
-
-
4,6 2,0 10,0 3,4 0,2 <0,1 <0,1 0,5
0,15
0,4 0,3 0,1
-
0,2
Cenizas 5,0 6,0 5,0 10,0 2,5 10,0 10,0 4,5 1,5 98,9 90,5 68,0
• Poder calorífico: medida del calor desprendido en la combustión de los residuos urbanos. Se puede determinar utilizando un calorímetro, o por cálculo teórico si se conoce la composición elemental. La determinación de las propiedades energéticas de los residuos se suele realizar cuando se opta por un tratamiento de incineración y de recuperación energética de los mismos. El poder calorífico de los residuos urbanos suele estar comprendido entre 1.500 y 2.200 kcal/kg. Con respecto a las propiedades biológicas, éstas sólo afectan a las fracciones orgánicas de los residuos urbanos y no a las fracciones inertes, que también son componentes de los mismos. La fracción orgánica de la mayoría de los residuos urbanos contiene, entre otras especies, compuestos solubles en agua (azúcares, féculas, aminoácidos y ácidos orgánicos), hemicelulosa y celulosa, grasas y aceites, proteínas, lignina, etc. La mayoría de estos componentes orgánicos son biodegradables y pueden ser transformados en sustancias sólidas y gaseosas de carácter orgánico e inorgánico, relativamente inertes, mediante una conversión biológica. Según el tipo de microorganismos y las condiciones en las que se realicen las transformaciones biológicas, los productos resultantes serán diferentes. Por ejemplo, si el proceso de fermentación de la materia orgánica se realiza en condiciones anaerobias, se pueden originar sustancias responsables de olores desagradables, como el sulfuro de hidrógeno. Pero, también, los iones sulfuro © Ediciones Paraninfo
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puede combinarse con sales metálicas para formar sulfuros metálicos, que son los responsables del tono negro que presentan los residuos que han sufrido una descomposición en estas condiciones. Los datos obtenidos para estos parámetros físicos, químicos y biológicos de los residuos urbanos son muy variables para las distintas Comunidades Autónomas. Los límites de variación para algunos de los parámetros analizados se indican a continuación: • Densidad (t/m 3 ): 0,135 (Andalucía) a 0,193 (Valencia). • Humedad(%): 41,41 (Castilla-La Mancha) a 52,10 (Cantabria). • Poder calorífico inferior (kcal/kg): 1.258 (Extremadura) a 2.161,57 (CastillaLa Mancha). • Relación C/N: 12,10 (Canarias) a 27,10 (Andalucía). • Nitrógeno: 1,12 (Extremadura) a 2,40 (Castilla-La Mancha).
18.4. GESTIÓN La gestión de residuos urbanos comprende todas las operaciones realizadas desde su generación hasta su destino final más adecuado desde el punto de vista ambiental y sanitario, de acuerdo con sus características, volumen, procedencia, costes, posibilidades de recuperación y comercialización y directrices administrativas. Por tanto, puede ser definida como la disciplina asociada al control de la generación, almacenamiento, recogida, transferencia, transporte, procesamiento y evacuación de los residuos de acuerdo con los mejores principios de la salud pública, de la economía, de la ingeniería, de la conservación, de la estética y de otras consideraciones ambientales. La gestión incluye todas las operaciones administrativas, financieras, legales, de planificación y de ingeniería involucradas en las soluciones de todo tipo de problemas que pueden ocasionar los residuos. Estas soluciones implican la existencia de relaciones entre distintas disciplinas como la política, el urbanismo, la planificación regional, la geografía, la economía, la salud pública, la demografía, las comunicaciones y la conservación, así como la ingeniería y la ciencia de los materiales. En la gestión de residuos puede establecerse una jerarquía que permita clasificar las acciones a llevar a cabo en la implantación de programas de actuación, que estaría formada por los siguientes elementos: • Reducción en origen: consiste en reducir la cantidad y/o peligrosidad de los residuos que son generados en la actualidad. Está en primer lugar en la jerarquía de gestión, porque es la forma más eficaz de reducir la cantidad de residuos a tratar, los impactos ambientales derivados de la existencia de los mismos y el coste asociado a su manipulación. • Reciclaje: implica la separación y la recogida de materiales residuales contenidos en los residuos urbanos, para ser transformados dentro de un proceso de producción y ser utilizados posteriormente para su fin inicial o para otros fines. • Transformación de residuos: consiste en una alteración física, química y/o biológica de los residuos para mejorar la eficacia de las operaciones de su gestión, para recuperar materiales reutilizables y reciclables, para obtener 472 ©Ediciones Paraninfo
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productos de conversión y para conseguir energía térmica y biogás combustible. • Vertido: implica la evacuación controlada de residuos en un emplazamiento adecuado. Aunque es el método más común para la evacuación final de residuos, dentro de la jerarquía de acción se sitúa en el último lugar. Los poseedores de residuos urbanos están obligados a entregarlos a las Entidades locales para su reciclado, valorización o eliminación, en las condiciones en que determinen las ordenanzas municipales. Desde que se produce dicha entrega, los poseedores quedan exentos de responsabilidad por los daños que puedan causar tales residuos y pasan a ser las Entidades locales las responsables de su gestión. La gestión de los residuos urbanos consta de las fases de pre-recogida, recogida, transporte y tratamiento de los mismos.
Pre-recogida Esta fase consiste en depositar los residuos en el lugar de generación y presentarlos para ser recogidos por los servicios municipales. Cada Ayuntamiento debe establecer ordenanzas que contengan las prescripciones técnicas que obliguen a presentar los residuos en las condiciones higiénicas más idóneas, y en los lugares y horarios establecidos. Los residuos urbanos suelen recogerse en bolsas que se depositan en contenedores que actúan como receptores de las bolsas. Cada día se utilizan más los contenedores para recogida selectiva (vidrio, papel, materia orgánica, plásticos y envases), que utilizan los ciudadanos para la recuperación de materias primas mediante la puesta en marcha del reciclaje de residuos.
Recogida Esta etapa comprende las operaciones de carga de los contenedores de los residuos urbanos de la fase anterior sobre vehículos específicos, que recorren los distintos puntos de carga de los contenedores establecidos en las ordenanzas municipales. El coste de esta fase de la gestión representa un porcentaje elevado (entre el 60 y el 80%) de los costes globales, por lo que es muy importante el estudio de los siguientes parámetros: rutas y frecuencias de recogida, horarios, equipos y personal que realiza el servicio. La recogida puede realizarse tanto de las basuras en bruto, en las que no se ha separado ningún componente de los residuos, o de forma selectiva cuando se separan en el origen los recursos o materias primas contenidas en los mismos. Para que la recogida selectiva funcione correctamente es importante llevar a cabo una campaña informativa de sensibilización del ciudadano y lograr que colabore en la misma de forma activa. Las distintas posibilidades de llevar a cabo esta fase de gestión son: • Recogida tradicional: consiste en recoger la basura depositada en bolsas de plástico o cubos. Aunque es el método más utilizado, tiene como inconveniente la producción de olores, la dispersión de los residuos y el impacto ambiental negativo. © Ediciones Paraninfo
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• Recogida hermética: consiste en recoger contenedores de dos o cuatro ruedas en donde previamente se depositaron las bolsas de basura. Los recoge el camión de forma automática, por lo que el servicio es más rápido. • Recogida neumática: todavía con escasa implantación, consiste en que las basuras en bruto o seleccionadas se vierten desde los propios domicilios y por medio de tuberías conductoras instaladas en los mismos, llegan hasta un lugar receptor donde serán tratadas. El funcionamiento de este sistema es totalmente automático y puede instalarse en barrios o ciudades como una infraestructura más.
Transporte Esta etapa de la gestión comprende el recorrido del vehículo cargado con los residuos urbanos hasta su punto de destino final. El transporte hasta los centros de tratamiento puede realizarse en los propios camiones de recogida utilizados en la fase anterior o bien en otros camiones o contenedores de mayor volumen preparados para la realización de rutas con la máxima carga, mediante un trasvase de las basuras en las estaciones de transferencia. En estas estaciones se acumulan temporalmente los residuos y su misión fundamental es reducir el alto coste que supone el transporte de las basuras a larga distancia con los vehículos de recogida tradicionales. Según el sistema de tratamiento que reciban los residuos para su posterior traslado, las estaciones de transferencia pueden ser de distintos tipos: • Estación de transferencia sin compactación: cuando los residuos no reciben ningún tipo de tratamiento y la carga de un tipo de vehículo a otro se realiza directamente o por medio de una pala cargadora. • Estación de transferencia con compactación: cuando los residuos que llegan en los camiones de recogida domiciliaria son sometidos a un proceso de compactación para reducir su volumen. En ella, los residuos son descargados en un foso receptor, en cuyo fondo se coloca un compactador, al que se le acopla el contenedor que posteriormente será cargado al chasis.
Tratamiento La última fase de la gestión de los residuos urbanos comprende el conjunto de operaciones tendentes a la eliminación de los residuos o al aprovechamiento de los recursos contenidos en los mismos. Los métodos de tratamiento más utilizados son: • Reciclaje. Es un proceso que tiene por objeto la recuperación, de forma directa o indirecta, de los componentes que contienen los residuos urbanos para poder ser rentabilizados en el ciclo de producción-consumo. El reciclado de la materia orgánica contenida en los residuos urbanos se denomina compostaje. • Incineración. Es un proceso de combustión controlada que transforma los residuos urbanos en materiales inertes y gases que deben ser adecuadamente gestionados. Aunque no es un sistema de eliminación total de los residuos urbanos, con este tratamiento se consigue una reducción importante del peso y del volumen de los mismos. La incineración debe realizarse 474 ©Ediciones Paraninfo
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con recuperación de energía para la producción de energía eléctrica y aprovechamiento térmico. • Vertedero controlado. Es el método más utilizado actualmente para tratar los residuos urbanos, aunque según la legislación vigente, es el menos recomendado. Consiste en depositar los residuos en un lugar adecuado desde el punto de vista medioambiental, donde las basuras son clasificadas, trituradas y colocadas en capas regulares que se cubren periódicamente con materiales apropiados. • Otros tratamientos. Aunque los tratamientos anteriores descritos suponen el 95% del total, existen otros que actualmente están menos implantados, como son: biogasificación, pirólisis, gasificación, estabilización, etc. En España, la distribución territorial por Comunidades Autónomas de los sistemas de eliminación y tratamiento de residuos urbanos (en toneladas/año) según el Informe del Medio Ambiente de 1999, se refleja en la Tabla 18.4. Estos datos indican que, aunque dentro de la jerarquía de gestión de los residuos urbanos el vertido controlado es la peor opción, sigue siendo el sistema mayoritario utilizado actualmente. Se observa también que hay varias Comunidades Autónomas en las que el vertido de residuos sin ningún tipo de control sigue siendo muy significativo. TABLA 18.4.
COMUNIDAD Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla-La Mancha Cataluña Extremadura Galicia La Rioja Madrid Murcia Navarra País Vasco Valencia Ce uta Malilla TOTAL
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Eliminación y tratamiento de residuos urbanos en España (1998)
V. incontrolado V. controlado Incineración Compostaje R. selectiva 46.409 1.835.375 867.655 60.296 348.331 23.881 43.904 408.234 28.466 86 21 .807 60.881 352.874 48.763 15.244 693.285 10.051 247.787 45.000 12.459 166.166 10.666 64.966 641.742 295.202 27.184 231 .560 311.521 57.539 11.952 2.023.142 695.363 176.090 6.973 99.299 23.297 386.384 4.396 279.328 15.340 526.199 96.134 4.593 809 1.691.845 649.895 175.799 6.094 227.873 11 .629 134.017 34.987 16.800 29.000 15 193.397 4.000 5.725 713.686 84.669 880.935 123.864 1.000.886 43.082 26.366 30.878 10.014.396 1.093.166 3.013.710 734.746 2.562.151
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CURIOSIDADES ACERCA DE LA BIODEGRADABILIDAD DE ALGUNOS RESIDUOS URBANOS la biodegradación es un proceso nalural por el que delerminadas suslancias pueden ser descompuestas con cierta rapidez en sus ingredienles básicos, debido a la acción de bacterias, levaduras y otros hongos microscópicos existenles en el suelo y las aguas. En cada gramo de fierra puede haber hasla diez millones de estas invisibles crialuras capaces de digerir los desechos orgánicos: El tiempo de descomposición depende del lipo de residuo: - 3 meses: la lignina, el componenle más imporlante del papel, no es fácilmenle biodegradable, ya que eslá formada por unas moléculas giganles, mucho más grandes que las bacterias encargadas de desinlegrarla. En un silio húmedo larda tres meses en descomponerse; si es seco, el proceso es más largo. Pero también depende del tipo de papel: un kleenex, por ejemplo, dura varios meses y los periódicos depositados en los vertederos pueden permanecer inlactos duranle varias décadas. 3·4 meses: cuando tiramos un billete de melro o de autobús al pavimento su descomposición puede comenzar con la lluvia, antes de que sea complelamenle degradado por las bacterias ylos hongos en un plazo de tres o cuatro meses. Pero si el billete liene una banda magnética su longevidad será aún mayor. 6 meses: el deterioro de una cerilla de madera de chopo, por ejemplo, comienza con la invasión de la lignina (su principal componente) por mohos e insectos xilófagos, que son comedores de madera. De todas formas el proceso es lenlo, e incluso en un ambiente húmedo, un fósforo no se degrada hasta pasados unos seis meses. 6· 12 meses: la maleria orgánica generalmenle es lransformada de forma eficaz por los microorganismos, insectos y olros seres invertebrados. El corazón de una manzana, que suele descomponerse enunos seis meses en un clima cálido, puede manle~erse hasla un año en un lugar frío, que la escarcha del suelo dificulta la proliferación de los microorganismos y ralentiza su capacida devoradora. 1-2 años: un cigarrillo con filtro tarda de uno a dos años en consumirse. Las enzimas de las baclerias y los hongos tienen muchas dificultades para digerir el acetato de celulosa, un compuesto de sínlesis con el que se fabrican las boquillas. Arrojar una colilla sin filtro es menos nocivo pues, al eslar compuesta sólo de tabaco y celulosa, tarda unos cualro meses en degradarse. S años: un chicle lirado al suelo empieza a deslruirse por la luz y el oxígeno del aire, que le hacen perder su elaslicidad yviscosidad. Sin embargo, como contiene gomas, resinas nalurales extraídas de árboles exóticos, resinas sintéticas, azúcar y otros ingredientes, el proceso puede durar hasla cinco años. 1Oaños: los metales son esencialmente no biodegradables. Una lata de acero se desinlegra en unos l Oaños, convirtiéndose en óxido de hierro: hacen faifa dos veranos lluviosos para que el oxígeno del agua comience a oxidar las 21 Omicras de espesor de acero recubierlo de estaño y barniz. En cambio, una lata de aluminio no se corroe (debido a la capa protectora de óxido de aluminio que la recubre), lo cual es grave, porque eslos envases acaparan la mayor parte del mercado de bebidas refrescanles. 100 años: de lodos los ulensilios del fumador, el mechero de pláslico es el más resislenle a la biodegradación. Si a una allilud de 1.800 melros arrojásemos al suelo uno de estos encendedores desechables, el acero no empezaría apenas a oxidarse hasta pasados dos años, mientras que el pláslico permanecería aún inlaclo. Más de 100 años: las buenas cualidades del plástico, su durabilidad y resistencia a la humedad y a los productos químicos, son las que impiden su descomposición. Debido a que este material existe desde hace apenas un siglo no es posible determinar exactamente su biodegradobilidad, aunque se estima que una botella de plástico tardaría cientos de años en desaparecer.
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4.000 años: el vidrio no se biodegrada jamás. Tal es su dureza que los arqueólogos han encontrado utensilios de vidrio del año 2000 antes de Cristo. Al estar compuesto de arena (sílice), sosa, cal y varios aditivos, resulta un material no apto para los microorganismos. Un recipiente de vidrio tardaría unos 4.000 años en desintegrarse por acción de fenómenos como la erosión y los agentes químicos.
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Capítulo
19
Tratamiento de residuos urbanos o o o o o
19.1. 19.2. 19.3. 19.4. 19.5.
Reciclaje. Incineración. Vertederos. Otros tratamientos. Plan nacional de residuos urbanos.
19.1. RECICLAJE El reciclaje consiste en la transformación de los residuos, dentro de un proceso de producción, para su fin inicial o para otros fines, incluido el compostaje y la biometanización, pero no la incineración con recuperación de energía. Este sistema de tratamiento viene impuesto por el nuevo concepto de gestión de los residuos sólidos, que debe tender a lograr los objetivos siguientes: • Conservación o ahorro de energía. • Conservación o ahorro de recursos naturales. • Disminución del volumen de residuos que hay que eliminar. • Protección del medio ambiente. Tradicionalmente, la identificación de las posibilidades para la recuperación de materiales se había dejado en manos de la industria privada y ha faltado la coordinación y planificación de las agencias públicas. Una buena perspectiva para considerar las inquietudes en la recuperación de materiales es tener en cuenta el mercado que usará el material. Los detalles específicos sobre pureza del producto, densidad y condiciones de transporte deben tratarse con el comprador potencial. Hay dos categorías amplias de mercado para los materiales reciclados: materias primas para la industria y materias primas para la producción de energía y combustible, como se recogen a continuación:
Materias primas para la industria • • • • •
Periódicos: papel para periódicos. Cartón: tableros aglomerados y material de tejados. Metal férreo: barras de armazón. Neumáticos: pavimento. Aceite: aceite refinado.
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• • • • •
Botellas de bebidas: botellas de bebidas rellenadas. Textiles: trapos. Latas de aluminio: aluminio nuevo. Residuos orgánicos: compost, productos químicos. Rechazos de incineradora: hormigón, carreteras.
Materias primas para la producción de energía o combustible • Residuos orgánicos: producción de vapor y producción de combustible (metano, metanol, etc.). • Neumáticos: combustible.
19.1.1. Reciclaje de la materia orgánica: compostaje El compostaje se puede considerar como un proceso de reciclaje que supone la recuperación de los materiales orgánicos fermentables contenidos en los residuos urbanos, para su empleo en la agricultura, lo que implica una vuelta a la naturaleza de las sustancias extraídas de ella. Consiste básicamente en convertir la fracción orgánica de los residuos urbanos en un compuesto de gran utilidad para la regeneración del suelo, un «abono orgánico» denominado compost, mediante una transformación biológica en condiciones aerobias, por medio de algunos microorganismos presentes en las basuras. Para realizar el compostaje de la fracción orgánica de los residuos urbanos, se necesita una planta de tratamiento en la que se separan previamente, de forma manual o mecanizada, los componentes no fermentables (vidrio, metales, plásticos, etc.) contenidos en los residuos. Éstos deben ser tratados por otros sistemas, consiguiendo así una importante reducción del volumen de los residuos que van a ser sometidos a este tratamiento de descomposición biológica y eliminando algunos componentes no deseables en el producto final. El tiempo necesario para que se produzca la fermentación va a depender de cómo se realice la misma. Si es al aire libre (fermentación natural), el tiempo va a ser de 3 o 4 semanas, mientras que si se lleva a cabo en sistemas cerrados (fermentación acelerada), el tiempo va a estar en torno a 1 o 2 semanas. El compostaje se desarrolla a temperaturas comprendidas entre 50 y 70ºC, lo que produce la eliminación de los organismos patógenos, asegurando así la inocuidad del producto. Es muy importante la aireación para mantener condiciones aerobias durante todo el proceso, la cual puede conseguirse mediante el volteo de la masa a fermentar o por medio de sistemas mecánicos de ventilación interior. Los objetivos fundamentales del compostaje son: • Elaborar un producto que se pueda utilizar para soportar el crecimiento de plantas y como enmienda del suelo, porque se sueltan los suelos compactos, se mejora la textura de suelos arenosos y se incrementa la capacidad de retención del agua en la mayoría de los suelos. • Transformar materiales orgánicos biodegradables en un material biológicamente estable, y en el proceso reducir el volumen original de los residuos. • Destruir patógenos que puedan estar presentes en los residuos urbanos. • Retener el máximo contenido nutricional (N, P y K). 480 ©Ediciones Paraninfo
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El aprovechamiento del compost tiene una importancia fundamental para nuestro país, por la deficiencia de materia orgánica casi generalizada en el suelo. La mayor parte de las instalaciones de compostaje (aproximadamente el 80%) se encuentran en el levante y en el sur de España, pero están proyectadas varias plantas en otras zonas. En 1998 se trataron mediante este procedimiento 3.013.710 toneladas de residuos domésticos, y se obtuvieron 415.385 toneladas de compost, lo que supuso un rendimiento del 15, 71 %, y se recuperaron además los siguientes materiales como subproductos: • Vidrio: 15.153,10 t/año. • Plástico: 9.631 t/año. • Cartón: 48.398 t/año. • Chatarra férrica: 33.355 t/año. • Chatarra no férrica: 934,66 t/año.
19.1.1.1.
Operaciones a realizar en una planta de compostaje
En el proceso de compostaje hay tres pasos básicos: l. Preprocesamiento de los residuos. Esta etapa incluye la recepción de los residuos, la separación de todos los materiales reciclables, la reducción de tamaño y el ajuste de algunas propiedades, como la relación carbono-nitrógeno (C/N), contenido de humedad y nutrientes en función de los requisitos que deba cumplir el compost a obtener y del proceso específico de compostaje empleado. 2. Degradación de la fracción orgánica. La fracción orgánica de los residuos urbanos, en la que se encuentran presentes sustancias como proteínas, aminoácidos, lípidos, hidratos de carbono, celulosa o lignina, se descompone mediante microorganismos que utilizan la materia orgánica como fuente de alimentación. El proceso puede representarse, de forma simplificada, por la siguiente ecuación: Materia orgánica+ 0 2 +Nutrientes+ Microorganismos -- Nuevas células +Materia orgánica resistente (celulosa, lignina, etc.)+ C0 2 + H 2 0 + N0 3- +SO/+ Calor. La actividad metabólica de los microorganismos altera la composición química de la materia orgánica inicial, reduce el volumen y el peso de los residuos e incrementa la temperatura del material que es fermentado. Cuando se agota la materia orgánica fácilmente biodegradable, se reduce la actividad bacteriana, por lo que la temperatura empieza a bajar. El material fermentado normalmente se madura durante unas semanas más para asegurar su total estabilización. 3. Preparación y venta del producto final. Una vez curado y estabilizado el compost, puede ser sometido a diversas operaciones para su comercialización (trituración, cribado, clasificación neumática, dosificación de aditivos, granulado, etc.), en función de las especificaciones que se pretendan conseguir para el compost final. En la Figura 19.1 se muestra un diagrama de flujos del tratamiento por compostaje de los residuos urbanos. Las instalaciones que suelen encontrarse en una planta de compostaje son las siguientes: • Zona de recepción, con caseta de control y báscula para registrar la entrada de residuos a la instalación. © Ediciones Paraninfo
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1 ZONA DE RECEPCIÓN 1
1
+ +
NAVE DE DESCARGA Y ALMACENAMIENTO 1
11 SELECCIÓN MANUAL Artículos ,______ Voluminosos DE MATERIALES '
1
APERTURA DE BOLSAS
•
1
SEPARACIÓN MANUAL DE MATERIALES RECICLABLES
r--------.
Papel/Cartón Vidrio Plásticos Metales no férreos
....
CRIBADO O TROMEL
Fracción gruesa
Fracción ligera
SEPARACIÓN MAGNÉTICA
SEPARACIÓN MAGNÉTICA
L:.._ __.:._.:..._,_
__:__
_.:.___¡--~
Metales Férreos 'SEPARACIÓN PAPEUCARTÓN
MATERIA ORGÁNICA
TRITURACIÓN
FERMENTACIÓN
H
Metales Férreos
Papel/Cartón)
l SEPARACIÓN PLÁSTICOS,______ Plásticos
SEPARACIÓN METALES NO MAGNÉTICOS
1----.i
Metales
MADURACIÓN
1
AFLI i
FIGURA 19.1. Diagrama de flujos en una planta de compostaje.
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• Nave de recepción, donde se descargan y se almacenan los residuos que van a ser procesados. • Nave de selección, donde se realizan los procesos de separación de los materiales recuperables y su prensado y preparación para llevarlos a su destino más. adecuado. En esta nave se realiza una preselección manual de los artículos voluminosos y se separan también los materiales reciclables como papel, cartón, vidrio, plásticos y metales no férreos, que son depositados en sus respectivas tolvas de almacenamiento o en las empacadoras. Una vez realizada esta separación, los residuos son sometidos a un cribado. A la fracción más gruesa se le realizan una serie de procesos para separar las distintas fracciones aprovechables, mientras que a la fracción que pasa por la malla del tromel, después de una separación magnética y una trituración, se la lleva a la línea de compostaje. • Zona de fermentación de la materia orgánica. Una vez molidas las basuras, la degradación de la fracción orgánica puede realizarse de varias formas: 1. Almacenar las basuras molidas sobre parques de fermentación, sin dispositivos especiales para su aireación correcta. En estos parques, la mayor parte de la materia orgánica fermentará en condiciones anaerobias con una serie de inconvenientes, como son: producción de gases, malos olores, fermentación no homogénea, variaciones grandes en la temperatura, con zonas de bajas temperaturas en la que permanecerán los microorganismos patógenos, etc. Se trata por lo tanto de un tratamiento no adecuado, ni técnica, ni higiénicamente. 2. Depositar el producto procedente de la molienda en parques de fermentación que dispongan de las instalaciones adecuadas para la aireación lo más uniforme posible de toda la masa, asegurando así que la descomposición de la materia orgánica tenga lugar en condiciones aerobias. 3. Llevar el producto saliente del molino hacia unos túneles de fermentación (higienizadores) donde, además de conseguir una aceleración del proceso, se puedan regular parámetros importantes como son la temperatura, la humedad y la cantidad de aire, para asegurar que el proceso tenga lugar en condiciones óptimas y conseguir un compost adecuado. • Nave de maduración, donde se estabiliza el compost. • Nave de afino, donde se reprocesa el compost madurado para conseguir mayor calidad en el producto final. Para ello, la masa es transportada a un tamiz donde son eliminadas las partículas de gran tamaño que no hayan sido fermentadas adecuadamente, así como los trozos de papel, plásticos e impurezas que pueden estar presentes en el compost. • Balsa de lixiviados, en la que se recogen los líquidos procedentes de todo el proceso, que deberán ser tratados adecuadamente. • Biofiltros para depurar el aire en varias de las naves donde se trabaja con los residuos.
19.1.1.2. Parámetros a controlar durante el proceso Para que el compostaje se realice adecuadamente se debe controlar, entre otros parámetros, la temperatura. Este parámetro afecta a los valores de otros parámetros importantes que se comentarán luego, como pH, eliminación de patógenos, grado de estabilización, etc. Durante la degradación de la materia © Ediciones Paraninfo
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orgánica la temperatura va variando en función de las reacciones biológicas que se estén produciendo. La actividad metabólica de los microorganismos, además de alterar la composición química de la materia orgánica original y reducir el volumen de los residuos, aumenta la temperatura del material que está fermentando por las reacciones exotérmicas asociadas con el metabolismo respiratorio. Las instalaciones de compostaje deben disponer de instrumentación adecuada para regular la temperatura, supervisando el valor de la misma y controlando la corriente de aire durante el proceso. Se requieren temperaturas comprendidas entre 50-70ºC para eliminar los microorganismos patógenos e higienizar el compost. En la descomposición del compost se forman determinadas sustancias intermedias que son tóxicas para la vegetación. Sin embargo, a esas temperaturas se produce una aceleración en la descomposición de estas sustancias tóxicas, favoreciendo la estabilización de la materia orgánica. A medida que se va agotando la fracción orgánica fácilmente degradable por los microorganismos, la temperatura comienza a bajar, por lo que la última etapa del compostaje se realiza a una temperatura inferior. En esta etapa, los microorganismos presentes en los residuos terminan por degradar todos los productos tóxicos e inertizan totalmente la materia orgánica. Transcurridas unas 3 o 4 semanas, que es lo que por término medio tarda un compost en secarse y estabilizarse completamente, se pasa éste por un tamiz con el fin de separar los trozos de vidrio, madera, arena y otros materiales presentes. La calidad final del compost depende en gran parte de la humedad, por lo que es un factor a controlar durante todo el proceso de compostaje. Así, se debe mantener un grado de humedad que, normalmente, debe estar comprendido entre un 40 y un 60% para trabajar en condiciones idóneas. Si la humedad es superior, el compostaje se lleva a cabo en medio anaerobio, con lo cual se forman gases reductores (CH4 , H 2S, NH3 , etc.). Por el contrario, si la humedad es inferior, entonces el proceso de descomposición se hace más lento. Para conseguir una humedad adecuada, puede adicionarse agua o mezclar componentes. En algunas ocasiones, se puede añadir una cierta cantidad de lodos procedentes de estaciones depuradoras de aguas residuales, que contribuyen a mantener la humedad en los valores adecuados y que contienen más microorganismos especializados en la degradación de la materia orgánica, logrando así acelerar el proceso de compostaje. Otro parámetro crucial para el control del compostaje aerobio es la relación C/N, que debe tener un valor inicial comprendido entre 25 y 50, para que las condiciones bioquímicas del proceso sean óptimas. Este intervalo asegura la existencia de una cantidad adecuada de nitrógeno para la síntesis de las células y de carbono como fuente de energía. Si las relaciones C/N son más bajas, se emite amoniaco y si son más altas, el nitrógeno puede ser un nutriente limitante, porque no habría suficiente para sintetizar las células microbianas. El contenido en nitrógeno del compost es mínimo, por lo que no tiene propiedades fertilizantes. Este hecho se debe a la temperatura y a la aireación existentes durante el proceso, originando la oxidación del nitrógeno contenido en la materia orgánica, por lo que se produce la pérdida del mismo, fundamentalmente en forma de óxidos gaseosos. Por otra parte, el contenido de carbono en el 484 © Ediciones Paraninfo
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compost disminuye a mayor velocidad de como lo hace el nitrógeno, porque gran parte del mismo sirve como fuente de energía para los microorganismos, expulsándose en forma de dióxido de carbono. En consecuencia, la relación C/N disminuye con el tiempo, lo que favorece la estabilización del compost. La aplicación a un suelo de un compost aún inmaduro, con un alto valor de la relación C/N, puede dar lugar a una inmovilización del nitrógeno, y por lo tanto a su deficiencia en el suelo. Por el contrario, un valor C/N excesivamente bajo origina unos niveles altos de NH3 , que afecta al crecimiento de la vegetación. Por otra parte, un compost no suficientemente maduro se degrada, consumiendo oxígeno y empobreciendo el suelo en este elemento. Ello da lugar a un medio reductor, que favorece la movilidad de metales, puesto que éstos en general son más solubles en el estado reducido que en el oxidado. Además, puede haber problemas de fitotoxicidad por la presencia de ácidos como el acético, propiónico y butírico en composts inmaduros. En las instalaciones donde se va a llevar a cabo el proceso de compostaje, se deben controlar eficazmente, además de la temperatura, del contenido en humedad y de la relación C/N, los siguientes factores: • Tamaño de partículas: para reducir la irregularidad de los distintos componentes de naturaleza orgánica contenidos en los residuos y conseguir un tamaño de partículas inferior a 5 cm, se les suele someter a trituración antes del proceso de fermentación. Este tamaño del material a compostar estará controlado en gran parte por los requisitos del producto final. • Población microbiana: las bacterias responsables de la fermentación aerobia se encuentran en los residuos urbanos y en los vertederos en número suficiente. Puede adicionarse un volumen de cultivo microbiano lo suficientemente grande para conseguir que el periodo de descomposición se reduzca, mediante la siembra con residuos sólidos parcialmente descompuestos o con fangos procedentes de la depuración de aguas residuales. • pH: el valor de este parámetro varía con el tiempo durante el proceso de compostaje. El pH inicial de la fracción orgánica suele estar comprendido entre 5 y 7. Si no es así, es necesario modificarlo añadiendo acidificantes o alcalinizantes. En los primeros días del proceso, el pH puede tener un valor inferior a 5, debido a la formación de ácidos orgánicos de bajo peso molecular por la acción de los microorganismos mesofílicos. Después de tres días, comienza la etapa termofílica y el pH empieza a subir, pudiendo llegar hasta 8,5, valor que se mantiene durante el resto del proceso. En la etapa de enfriamiento disminuye el valor de pH, llegando a un valor de 7 en el compost maduro. Si el grado de aireación no es adecuado, se producirán condiciones anaerobias, disminuyendo el pH hasta un valor de 4,5 y retrasándose el proceso de compostaje. • Aireación: la mineralización y la cantidad de compuestos húmicos aumentan con la buena aireación. Los niveles óptimos de oxígeno, para que la degradación tenga lugar en condiciones aerobias, son del 15 al 20% en volumen. Para mantener estos valores, se debe ventilar adecuadamente el compost, asegurando que el oxígeno llegue a ,todas las partes del material que está compostándose. Los residuos frescos necesitan 284 mm 3/g/hora y los que están en fase de estabilización 9 mm 3/g/hora. © Ediciones Paraninfo
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• Control de microorganismos patógenos: la destrucción de organismos patógenos es un elemento importante del proceso, porque afectará al perfil de temperatura y al proceso de aireación. La tasa de mortalidad de los patógenos está en función del tiempo y de la temperatura (por ejemplo, la salmonela puede ser destruida en 15 o 20 minutos a una temperatura de 60ºC, o en una hora a 55ºC). Se pueden eliminar todos los microorganismos dejando que el material que está en proceso de fermentación esté sometido a 70ºC durante 1 o 2 horas. • Grado de estabilización: sólo el compost maduro es adecuado para el abonado. Se alcanza después de llegar a los 70ºC y descender posteriormente hasta los 40 o 50ºC, siendo la relación C/N entre 15 y 18. Se han propuesto varias metodologías para medir el grado de estabilización, como caída final de temperatura, cantidad de materia orgánica descomponible y resistente en el material fermentado, etc.
19.1.1.3.
Modificaciones producidas en los suelos por el compost
El compost se usa en agricultura como abono, comportándose como un regenerador orgánico del terreno, por lo que se le denomina «abono orgánico», ahorrando fertilizantes, pero no excluyéndolos. Esta acción es fundamental en los suelos de nuestro país, cuyo déficit en materia orgánica es enorme (tienen un contenido medio estimado de un 1%, siendo el óptimo el 3%). Además del C y del N, en un compost también se encuentran presentes otros elementos, como el fósforo, calcio, sodio, magnesio, hierro y azufre en pequeñas proporciones, y en menor concentración pueden encontrarse también cobre, manganeso, zinc, níquel, boro, plomo, cadmio y cromo. El compost favorece los procesos de mineralización del suelo y, en general, mejora todas las características ecológicas del mismo. El compost debe aplicarse de forma controlada, conociendo de antemano su calidad, la naturaleza del suelo al que se va a aplicar (niveles de N y contenido en minerales, composición química) y las especies que se quieren cultivar. La aplicación de este producto en un suelo, altera favorablemente algunas de sus propiedades. Por ejemplo, disminuye su densidad al disolver parte de la fracción mineral del suelo, a la vez que aumentan su capacidad de retención de agua, la estabilidad de los agregados presentes y su porosidad. En concreto, la materia orgánica ligera presente en el compost puede disolver parte de los componentes minerales de los suelos, mientras que la presencia de polisacáridos y otros biopolímeros contribuye a aumentar la retención del agua y la porosidad de los mismos. Las propiedades microbiológicas del suelo también resultan mejoradas tras la aplicación del compost. Por ejemplo, aumenta la población de bacterias, hongos y actinomicetos. Otros efectos son los cambios en la actividad microbiológica. En particular, aumentan los procesos de nitrificación, si bien la intensidad y duración de esta actividad depende de la naturaleza, madurez y de la dosis de producto aplicado. Así, cuanto más inmaduro es el compost y mayor es la dosis aplicada, el cambio que se observa es más pronunciado. También tienen lugar importantes cambios químicos en el suelo una vez aplicado el compost. Como ya se ha indicado con anterioridad, el más evidente es el aumento en el contenido de materia orgánica, pero además se producen aumentos de los valores del pH del
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suelo (sobre todo en los suelos áridos) y cambios en la capacidad de intercambio iónico. Como efectos negativos, deben incluirse el aumento de la biodisponibilidad de metales, el aumento de la concentración de sales y la posible presencia de contaminantes orgánicos, como PCBs, hidrocarburos aromáticos policíclicos, ácidos orgánicos, etc. Uno de los problemas que existen en relación con la calidad del compost es que, debido a la reducción de volumen que ocurre durante el compostaje, los elementos tóxicos (como metales pesados), existentes inicialmente en las basuras, se concentran en el producto final, lo cual puede conllevar problemas de toxicidad en su aplicación. Es por ello que se debe proceder a un control cuidadoso de la composición química de las basuras, antes de que éstas entren en la planta de compostaje, evitando la presencia de pilas, compuestos metálicos, etc. Otro aspecto negativo del compost es la presencia de un exceso de iones metálicos ligeros como los iones sodio, calcio y magnesio, que a pesar de que son nutrientes, si se encuentran en exceso pueden acarrear problemas a las plantas más jóvenes. Para evitar esto, se hace un lavado con agua, con lo que se separan por disolución en la misma. Otra alternativa es llevar a cabo la mezcla del compost con turba en proporciones adecuadas. Por otra parte, la utilización de compost es una alternativa al uso de plaguicidas químicos en una agricultura sostenible. Aunque hoy por hoy no puede ser utilizado por sí solo, debido a que su acción frente a los patógenos no es completa, se puede utilizar en combinación con plaguicidas químicos tradicionales, disminuyendo la cantidad utilizada y por tanto sus posibles efectos frente al medio ambiente. Las causas por las que el compost puede actuar en el control biológico de plagas hay que buscarlas en diversos factores interrelacionados entre sí, siendo difícil separar unos de otros, aunque podemos agruparlos en dos grandes grupos: • Factores biológicos. El compost es un sustrato idóneo para microorganismos con capacidad de actuar como agentes de biocontrol de microorganismos patógenos: hongos del género Trichoderma, Penicillium, Gliocadium, capaces de crecer y desarrollarse en todo tipo de ambientes, fundamentalmente en aquellos ricos en compuestos difíciles de ser utilizados por otros microorganismos, como los residuos lignocelulolíticos. En algunos casos, la supresión de la enfermedad se correlacionó con el aumento en la actividad microbiana, al incorporar el compost al suelo, ya sea por los microorganismos aportados por el material o por la incorporación de compuestos fácilmente biodegradables que activen la biomasa microbiana ya existente en el suelo. • Factores físico-químicos. Factores del compost como tamaño de partícula, contenido en celulosa y lignina, conductividad eléctrica y pH, son decisivos en la acción biocontroladora de este producto. La variación de los valores de estos parámetros al incorporar un compost al suelo puede ser un factor decisivo para impedir el desarrollo de microorganismos patógenos. El control biológico del compost se debe a la combinación de varios mecanismos de acción: microparasitismo, competencia por los nutrientes y producción de antibióticos: • El microparasitismo conlleva un ataque directo a la pared del patógeno y la consiguiente utilización de sus estructuras como alimento. © Ediciones Paraninfo
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• Otro mecanismo de acción es la competencia por los nutrientes, si bien es menos específica que la primera. La falta de nutrientes es considerada la causa más común de muerte de microorganismos. La adición de compost a un suelo produce aumento de nutrientes, que se ve traducido en un incremento de microorganismos, de tal forma que si un patógeno pretendiese instalarse encontraría una competencia por los nutrientes. • La producción de antibióticos o compuestos de bajo peso molecular con capacidad de inhibir el crecimiento de otros microorganismos también es un mecanismo de acción descrito para el control biológico de plagas. Otro aspecto interesante a la hora de utilizar compost para el control biológico de plagas es su acción a largo plazo. Una vez adicionado el compost al suelo, su acción es duradera durante largos periodos de tiempo. Este hecho supone un ahorro para el agricultor, pues con una única enmienda, a la vez que aporta materia orgánica y nutrientes, prepararía al suelo frente al ataque de algunos patógenos, reduciendo el uso continuado de plaguicidas químicos. De todas formas, en todos los casos, el compost será utilizado siempre como un elemento preventivo en el ataque de plagas, pues en el supuesto de la implantación de un patógeno en un cultivo habría que recurrir a medios más drásticos. A pesar de todas las ventajas citadas del compost, la comercialización del producto no es fácil, porque su baja densidad encarece el transporte y por la desconfianza que algunos agricultores muestran a 1a hora de utilizar este producto en sus cultivos.
19.1.2. Reciclaje de otros componentes En los residuos urbanos se encuentran presentes diversos componentes no biodegradables y que, por tanto, no pueden someterse a un proceso de descomposición biológica, pero que pueden ser fácilmente recuperados. El reciclado de estos componentes se traduciría en un uso racional de los recursos naturales. Sin embargo, y en base a la composición estimada de las basuras, se puede afirmar que en España no se están tratando adecuadamente estos materiales (aunque la gestión de este tipo de productos ha mejorado considerablemente en los últimos años) y se están tirando anualmente en las basuras muchas toneladas de metales, vidrio, papel, plásticos, etc., que podrían ser recicladas. Al no hacer uso de la industria de la recuperación, el consumo de materias primas y energía va en constante aumento, con el consiguiente efecto sobre la economía nacional. Como ejemplos, se pueden citar los siguientes: para conseguir 1 t de pasta para la fabricación de papel, son necesarios 14 árboles y cada uno tarda en crecer unos 20 años; con la recuperación de 2 t de plásticos se ahorra 1 t de crudo importado para su síntesis; para la producción de 1 t de acero, si se utiliza material reciclado, se ahorra un barril y medio de petróleo; en la fabricación de 1 t de aluminio se invierten 29 barriles de crudo que igualmente se podrían ahorrar; si se incluye material recuperado en la producción de 1 t de cobre se ahorran 7 barriles y medio de petróleo; para fabricar 1 t de vidrio se consumen 0,5 t de fuel-oil, pero aportando calcín, el consumo se puede reducir en un 20%, a la vez que se disminuye el consumo de materias primas generadoras de contaminantes. En la Tabla 19 .1 se recogen algunos datos que demuestran el ahorro energético que supone para algunas industrias fabricar determinados productos a partir de materiales reciclados. 488 ©Ediciones Paraninfo
Tratamiento de residuos urbanos TABLA 19.1.
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Comparación de las energías necesarias para la elaboración de productos a partir de materias vírgenes y de materias recuperadas
PRODUCTO
Vidrio Hierro Papel Polietileno Aluminio
Energía necesaria en la producción (kcal/kg) MATERIAS RECUPERADAS %AHORRO MATERIAS VÍRGENES 1.200 800 35 10.300 5.100 50 3.700 1.100 70 4.500 500 89 47.000 1.400 97
Aunque el reciclaje es, sin duda, una de las mejores opciones para el tratamiento de los residuos por las numerosas ventajas que ya se han comentado, sin embargo, en numerosas ocasiones, se da más importancia a los factores económicos que a los ecológicos. Por ello, se constata que, para conseguir que un programa de reciclaje funcione con éxito, debe existir una fuerte demanda para los materiales recuperados y un valor en el mercado que sea suficiente como para cubrir los costes de energía y transporte. Los mercados para los materiales recuperados existen solamente cuando los fabricantes o procesadores necesiten estos materiales o cuando pueden usarlos como sustitutos rentables de materias primas. El reciclaje de los materiales encontrados en los residuos urbanos implica: • La recuperación de materiales del flujo de residuos. • Un procesamiento intermedio, como puede ser la selección y la compactación. • El transporte. • El procesamiento final, para proporcionar materia prima para los fabricantes o bien un producto final. · El reciclado puede efectuarse de dos formas. La primera consiste en la separación de los componentes presentes en las basuras, para su recuperación directa, dando así origen a lo que se conoce como recogida selectiva. Para la efectividad de este sistema se necesita, por un lado, la participación ciudadana, al tener que depositar en recipientes distintos los diferentes componentes de los residuos que intentan recuperarse, y por otro lado, la recogida de dichos componentes ha de realizarse por separado, bien en vehículos distintos o en vehículos especiales con distintos compartimentos. La recogida selectiva no sólo fomenta el reciclaje y la valorización de los residuos sólidos urbanos, sino que también sirve para separar de los mismos los residuos peligrosos que puedan contener. La segunda forma de realizar el reciclado es partiendo de las basuras brutas, o sea, efectuando un tratamiento global de los residuos sólidos urbanos mediante técnicas comunes utilizadas en la industria minera y metalúrgica, tales como la trituración, cribado y clasificación neumática para lo concerniente a la preparación del residuo y separación de las fracciones ligeras; y sistemas de clasificación por vía húmeda, electromagnética, electrostáticos, ópticos y flotación por espumas para la obtención y depuración de metales y vidrio. Los materiales más comunes que actualmente se separan de los residuos urbanos para el reciclaje son: vidrio, papel y cartón, plásticos, aluminio, metales férreos, etc. © Ediciones Paraninfo
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19.1.2.1.
Reciclaje de vidrio
El vidrio es uno de los materiales que habitualmente se reciclan. Los tres tipos principales encontrados en los residuos urbanos proceden de: vidrio de recipientes de comida y bebidas, vidrio plano (por ejemplo de ventanas), y el vidrio prensado ámbar o verde. La separación del vidrio se puede realizar por colores, siendo los tres básicos blanco, verde y ámbar. El vidrio es un elemento idóneo para ser reutilizado, ya que una de sus principales cualidades es que no pierde ninguna de sus propiedades con el uso. El vidrio procedente de la recogida selectiva se transporta a centros de recepción que las industrias recuperadoras suelen tener en las proximidades de los núcleos de población. En dichos centros se realizan las operaciones previas a la recuperación del vidrio, como separación de las fracciones extrañas (entre un 4 y un 8% en peso), molienda y limpieza. Las principales etapas en el reciclaje del vidrio son: • Limpieza inicial y separación por colores. En esta etapa se separan los elementos distintos al vidrio en una cinta transportadora que suele ir seguida de un separador magnético para retirar los componentes férreos. • Rotura y trituración del vidrio. Se realiza habitualmente con un molino de impactos. • Cribado. El vidrio triturado se pasa por una criba adecuada para obtener el tamaño granulométrico deseado. • Procesamiento final. La última etapa del proceso consiste en mezclar el vidrio con las materias primas utilizadas en su fabricación y fundir la mezcla en un horno a una temperatura de unos 1.500ºC. Posteriormente se moldea el vidrio fundido a la forma deseada y los envases se enfrían en un túnel de recogida. Entre las ventajas de reciclar vidrio se incluyen: la reutilización del material, ahorro de energía, un uso reducido del espacio de los vertederos y, en algunos casos, un compost más limpio o un mejor combustible derivado de residuos. Por ejemplo, por cada 3.000 botellas de vidrio que se vuelven a fundir, se consigue: • Ahorrar más de una tonelada de materia prima, que no se tiene que extraer de las canteras. • Disminuir la basura doméstica generada en unos 1.000 kg. • Reducir la contaminación del aire en un 20%, al no quemar nuevos combustibles para fabricar nuevos envases. El reciclaje de envases de vidrio en España alcanzó en 1996 una tasa de recuperación del 35%, con 456.000 toneladas, cifra que se elevó al 37,3% en 1997. El total de vidrio recuperado en 1998 fue de 56 7.171 toneladas, de las cuales 304.209 proceden de vidrio doméstico recogido en contenedores específicos y en puntos limpios situados en los distintos municipios de España y 262. 962 tienen origen industrial. Casi todo el vidrio reciclado se utiliza para producir nuevos recipientes y botellas de vidrio, y el resto para producir lana de vidrio o aislamiento de fibra de vidrio, material de pavimentación (mezcla vidrio-betún) y productos de construcción como ladrillos, azulejos y hormigón ligero espumado. Los fabricantes de recipientes de vidrio prefieren incluir vidrio triturado junto con materias primas (arena, ceniza y cal), porque se pueden reducir las temperaturas de los hornos significativamente. 490 ©Ediciones Paraninfo
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19.1.2.2. Reciclaje de papel y cartón Es la fracción de los residuos urbanos que más volumen y peso aporta tras la fracción orgánica. Provienen fundamentalmente de revistas y periódicos, envases de productos alimenticios, cajas de cartón, papel de alta calidad (de informática y de reproducción) y papel mezclado. Se estima que es posible recuperar hasta el 70% del papel presente en los residuos urbanos, aunque actualmente no se está consiguiendo llegar a esta cifra. Para obtener papel reciclado, se procede a la pulpación de los residuos, introduciéndolos en un tanque lleno de agua (pulpero tina de mezcla), con unas paletas en su interior que remueven constantemente la mezcla. Con ello, se logra obtener una pasta a la que es más fácil efectuar el destintado. Este proceso se lleva a cabo añadiendo ciertos reactivos químicos que disuelven la tinta de forma selectiva. En este punto, la suspensión contiene solamente un 1% de fibra. A continuación, la suspensión se pasa a través de distintos filtros con el fin de eliminar las pequeñas partículas de tinta y suciedad y se lava con agua, que después es tratada en una planta depuradora. Posteriormente, se rocía la suspensión entre dos cintas transportadoras y se le obliga a pasar por un sistema de cilindros contiguos, que giran alrededor de su eje. A continuación, se lleva a cabo un prensado de la pasta que conduce a una eliminación del agua. Se logra así obtener una pasta con un 42% de fibra. Finalmente, se seca la pasta a unos 120ºC, al mismo tiempo que se prensa y se estira para dar la forma y textura final. Con este procedimiento para obtener papel reciclado se consumen grandes cantidades de agua, por lo que una alternativa es la flotación, que consiste en mantener los residuos de papel y derivados en un tanque lleno de agua donde se someten a la acción del oxígeno, mediante el constante burbujeo de aire. Éste separa las pequeñas partículas de tinta adheridas en el papel, formando una suspensión coloidal. Para mejorar este efecto se pueden añadir surfactantes, consiguiendo que la espuma flote junto con la tinta, por lo que se puede separar mecánicamente. La fabricación de la pasta de papel a partir de papel usado presenta muchas ventajas, entre las que pueden destacarse las siguientes: • Importante ahorro de energía (en torno al 70%) y agua (algo más del 85%) en el proceso. • Mejora el aprovechamiento de las materias primas. • Reduce el uso de reactivos químicos. • Disminuye la producción de emisiones contaminantes de todo tipo y de residuos. Según datos de la Asociación Nacional de Fabricantes de Pastas, Papel y Cartón, en el año 1996 se réciclaron 2.125.000 toneladas de papel y cartón, lo que supuso una tasa global de recuperación (cantidad recogida sobre el consumo total) del 41,1%. En la Tabla 19.2 se recogen estas cantidades según su origen. En 1997 las cifras fueron similares, con una tasa de recuperación del 42,1% y 2.354.000 toneladas recicladas, manteniéndose en los resultados obtenidos en la última década. En 1998, el 44% de la materia prima utilizada por la industria papelera en España era papel recuperado; de esas toneladas, 2,6 millones procedían de España y 815.000 toneladas de importación. Parte del papel reciclado procede de recogidas selectivas. En los últimos años, las cantidades de papel pro© Ediciones Paraninfo
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cedentes de este tipo de recogidas van aumentando lentamente (en 1997 se recogieron por este sistema 307. 700 toneladas y en 1998 llegaron a 348.000).
TABLA 19.2.
Reciclado de papel y cartón en España según su origen (1996)
ORIGEN Papeles Gráficos Envases
Doméstico Comercial/Industrial Doméstico Comercial/Industrial Otros no recuperables TOTALES
CONSUMO (t!año) (AJ 1.650.000 600.000 1.400.000 750.000 770.000 5.170.000
RECICLADO (t/año) (8) 950.000 675.000 500.000
o 2.125.000
TASA DE RECICLAJE
(B/A) 42% 48% 67% 0% 41%
19.1.2.3. Reciclaje de plásticos Los plásticos encontrados en los residuos urbanos proceden fundamentalmente del envasado de productos alimenticios, de bebidas y de productos de limpieza. Aunque los plásticos se vienen utilizando desde hace más de 50 años, su presencia en los residuos urbanos ha aumentado en gran medida, ya que su uso se ha incrementado considerablemente durante los últimos 20 años, sobre todo en los productos de consumo. La razón fundamental es que los plásticos han sustituido, en gran parte, a los metales y al vidrio como materiales para recipientes y al papel como material de embalaje. A pesar de que los materiales plásticos constituyen un bajo porcentaje del peso de los residuos urbanos, el porcentaje en base al volumen supone una cifra mayor. El incremento del uso de los plásticos se debe a que presentan diversas ventajas: son ligeros, y por tanto se reducen los costes de transporte, son duraderos, pueden presentarse en diversas formas y pueden ser fabricados para que sean flexibles o rígidos, son buenos aislantes y son aptos para ser usados con microondas. El nombre genérico de plásticos engloba una gran variedad de familias de homopolímeros y copolímeros que difieren en su composición química y en su estructura molecular, con características muy distintas y que, por tanto, no pueden recuperarse conjuntamente. A pesar de ello, desde el punto de vista de su reciclaje, los materiales plásticos pueden clasificarse en termoestables y termoplásticos. Los primeros tienen una estructura compleja, en la que las moléculas forman enlaces químicos en tres dimensiones, lo que hace que sean materiales resistentes que con el calor se endurecen, por lo que se utilizan como componentes en distintas aplicaciones de ingeniería. No obstante, este tipo de plásticos actualmente no son reciclables, aunque pueden trocearse y utilizarse como materiales de relleno en la construcción o en otros usos. Por el contrario, los materiales termoplásticos, que son los que más se consumen, poseen una estructura bidimensional, en la que las moléculas se unen en una sola dirección preferencial, formando largas cadenas de polímero. Estos plásticos pueden ser ablandados por el calor, lo cual limita su aplicabilidad, aunque por otra parte los hace más fácilmente reciclables.
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Con el fin de que el reciclaje del material plástico sea efectivo, es necesario que se proceda a separar los diferentes componentes según su naturaleza química, quitando los termoestables, que deberán tratarse posteriormente. La separación de los plásticos en las plantas de tratamiento suele ser manual, entrenando a los operarios para distinguirlos. Los plásticos que se separan son, fundamentalmente: el polietileno tereftálico (PET), el polietileno de alta y baja densidad (PE), el policloruro de vinilo (PVC), el polipropileno (PP) y el poliestireno (PS). El PET (polietileno tereftálico) se recicla principalmente en fibras de poliéster utilizadas para fabricar ropa de invierno, edredones, almohadas, sacos de dormir, envases de comida y plásticos manejables en general. El PE-HD (polietileno de alta densidad) tiene distintas propiedades según el producto fabricado. Los artículos de consumo más frecuentemente elaborados a partir de este plástico usado son botellas de detergentes y recipientes para aceites de motor, bolsas de plástico, tuberías y productos moldeados como juguetes y cubos. El PE-LD (polietileno de baja densidad) se utiliza fundamentalmente para empaquetamiento de comida y para bolsas de basura y pañales desechables. Se recicla principalmente para rollos de película fina para envolturas y para bolsas de limpieza. El PVC (policloruro de vinilo) se usa principalmente en el recubrimiento de cables eléctricos, molduras, decoración, mobiliario y perfiles. Se recicla fundamentalmente para recipientes que no estén en contacto con comidas, cortinas de duchas, azulejos de suelo, tiestos para plantas, tuberías y juguetes. El PP (polipropileno) se utiliza para cajas de baterías de automóviles, tapas de recipientes, tapones, etiquetas de botellas y bidones, y en menor medida para envases de comida. El PP reciclado se usa solamente para productos de bajas especificaciones, como muebles de jardín, postes, vallas y para reutilizarlo en nuevas baterías. El PS (poliestireno) se utiliza fundamentalmente para el empaquetamiento de comida en forma de espuma, como bandejas y material rígido de embalajes. El PS reciclado se utiliza para fabricar tablas de espuma aislante de cimentación, accesorios de oficina, bandejas para servir comida, recipientes de aislamiento y recipientes para basuras. Aunque habitualmente la selección de los materiales se hace manualmente, podría separarse el PVC del resto de los materiales plásticos mediante la detección de los átomos de cloro de la molécula. Para ello, se hace pasar el flujo de materiales a través de Rayos X, los cuales son sensibles a este tipo de átomos. El procesamiento de los distintos materiales plásticos que se encuentran en los residuos urbanos también puede realizarse siguiendo los pasos indicados en la Figura 19.2. Para separar los diferentes tipos de polímeros, podría recurrirse a un proceso físico muy sencillo, basado en la distinta densidad de los mismos, que consiste en verterlos en una piscina llena de agua. Los polímeros de densidad inferior a la del agua (PE y PP) flotan, mientras que los más pesados, como el PVC y el PS se hunden. En otra unidad de separación, consistente en un contenedor donde hay una mezcla de agua y etanol de densidad 0,93 gil, se separan el PP y el PE. Por último, en una piscina de agua salada de densidad 1,2 gil, se puede separar el PVC del PS, el cual flota. © Ediciones Paraninfo
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SEPARACIÓN
TRITURACIÓN
DEMATERIALES
YLAVADO
CENTRIFUGACIÓN
DIFERENTES USOS
FIGURA 19.2. Esquema de los procesos a realizar en el reciclaje de plásticos usados.
Una vez separados los distintos materiales, lo que normalmente se hace es granular el plástico mediante un triturador, al mismo tiempo que se lavan los gránulos que se forman rociándolos con agua. Seguidamente, se secan las partículas de plástico mediante una centrifugación. Posteriormente, el material plástico se somete a extrusión, es decir, se fuerza al plástico a pasar por una matriz, para moldearlo. Por último, se somete al material a una peletización para formar pequeñas bolas. Un método sencillo de recuperar los plásticos es el proceso Kolbe, que consiste en fundirlos en moldes con el fin de producir piezas rígidas, como tablones, planchas, tubos, etc. El problema que existe cuando se tratan de reciclar al mismo tiempo plásticos de naturaleza química distinta, reside en el hecho de que, aunque se fundan, no se enlazan entre ellos a nivel molecular, obteniendo materiales muy deficientes, cuyas propiedades no se pueden predecir. Para evitarlo, se están introduciendo unos compuestos denominados compatibilizadores, que son sustancias que actúan de intermedios en el enlace entre los distintos polímeros. Estas sustancias están constituidas por moléculas con grupos funcionales diferentes, que favorecen su unión simultánea con polímeros distintos, dando lugar a una mezcla homogénea. Se obtiene así un plástico muy resistente con propiedades muy definidas y con una mayor potencialidad para ser reutilizado. En la Tabla 19.3 se reflejan los datos de generación y recuperación y reciclado de residuos plásticos en España durante 1998, en la que se observa que el porcentaje total de recuperación de estos componentes es de tan solo el 7%. TABLA 19.3. Recuperación y reciclado de residuos plásticos en España (1998)
ORIGEN RESIDUOS PLÁSTICOS Agricultura Construcción Automoción Eléctrico y electrónico Comercial e industrial Doméstico TOTAL
GENERACIÓN (t) 50.000 35.000 79.000 61.000 319.000 1.422.000 1.966.000
RECICLADO (t) 29.000 5.000 3.000
o 74.000 27.000 138.000
% RECUPERACIÓN
58 14,3 3,8
o 23,2 1,9 7
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19.1.2.4. Reciclaje de aluminio El aluminio que se recicla procede fundamentalmente de latas de aluminio y de aluminio secundario que incluye marcos de ventanas, contrapuertas, paneles y canalones. Como los materiales secundarios son de distintos tipos, es necesario comprobar las especificaciones de aluminio reciclado para obtener el máximo valor en la venta a los comerciantes de los materiales separados. La demanda para las latas de aluminio recicladas es alta, porque para producir una lata de aluminio a partir de una ya existente, se necesita una energía inferior al 5% de la que se precisaría para producirla a partir de materias primas. El aluminio se obtiene de la bauxita (Al2 0 3 ) que es un mineral muy estable y que requiere temperaturas muy elevadas para su fusión y por tanto un aporte de energía muy alto, necesitándose 4 kg de bauxita para producir 1 kg de metal. El reciclaje de aluminio permite a los fabricantes reducir costes y poder competir con productores de otro tipo de envases. El sistema más común para el reciclaje del aluminio se representa en la Figura 19.3. Consiste en la separación de las latas en un separador magnético (para aquellas latas que contengan una fina banda magnética) o en separadores de Foucault (para las que no contengan dicha banda). Estos separadores generan corrientes inducidas que repelen los materiales no ferromagnéticos, como el aluminio. Una vez separadas, las latas se aplastan y se someten al proceso de reciclaje en sí: trituración, deslacamiento (para eliminar revestimientos), fundición (se forman lingotes de unos 1.500 kg) y laminación de los lingotes. A partir de dichas láminas se fabrican los nuevos recipientes. Durante el año 1998 se reciclaron en España 5.200 toneladas de envases de aluminio de las 31.600 toneladas de este tipo de residuos generados, lo que supone un porcentaje de reciclaje del 16,5%.
19.1.2.5. Reciclaje de metales férreos Los residuos sólidos urbanos contienen un porcentaje importante de envases de hojalata (acero recubierto con estaño para evitar la corrosión) y de otros productos de acero. Actualmente, este porcentaje está disminuyendo, porque los envases de acero para bebidas están siendo sustituidos por recipientes de aluminio y de plásticos. Las principales fuentes de acero, son: aparatos domésticos e industriales (bienes de línea blanca), electrodomésticos rotos o viejos, automóvi-
SEPARADORES
TRITURACIÓN
DESLACAMIENTO
FUNDICIÓN
LAMINACIÓN
NUEVAS LATAS
MAGNÉTICOS O DE FOUCAULT
FIGURA 19.3. © Ediciones Paraninfo
Esquema de los procesos a realizar en el reciclaje de latas de aluminio usadas. 495
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les, tuberías cortadas o viejas, materiales desechados de la construcción, bicicletas, estanterías, etc. El primer paso en el proceso de reciclaje es la separación de materiales útiles o peligrosos. Posteriormente se compactan y se mandan a una trituradora para incrementar la densidad y rentabilizar más el transporte. La demanda de chatarra de acero está relacionada con la economía global y con la demanda de coches nuevos, de máquinas-herramientas y de equipamiento pesado de construcción. Se utiliza casi el 100% de la chatarra. Los metales férreos son los más susceptibles de ser reciclados, no solamente desde el punto de vista económico sino porque se separan con facilidad del resto de los residuos mediante una simple separación magnética. Una de las dificultades existentes en el proceso de reciclaje de las latas es la de su limpieza previa, porque requiere tiempo y energía, a fin de liberar los restos orgánicos adheridos en sus paredes interiores. Una forma de operar consiste en trocear las latas en partes pequeñas, que se mantienen en constante movimiento. Los choques producidos entre las pequeñas piezas ayudan no sólo a eliminar los restos orgánicos adheridos, sino que también quitan pintura. Finalmente, un fuerte chorro de aire termina por eliminar los restos que quedan. Después de la limpieza, se procede a la recuperación del estaño, que se puede realizar por medio de una disolución con un disolvente selectivo adecuado. Cuando el estaño está disuelto, se recupera electroquímicamente por medio de una reducción a estaño metálico en el cátodo de la célula electroquímica y se recupera en forma de lingotes, obteniéndose de 2,5 a 3 kg de estaño por cada tonelada de latas. El acero, sin el estaño separado químicamente, se utiliza principalmente en la producción de acero nuevo. La recuperación de envases de acero en España está aumentando considerablemente en los últimos años, pasando de 46.994 toneladas en el año 1995 a un total de 73.941 toneladas durante 1998. Los envases de acero usados proceden mayoritariamente de plantas de incineración y compostaje.
19.1.2.6. Recicla/e de otros materiales En la composición de los residuos urbanos se encuentran algunos metales (distintos al hierro y al aluminio) que aunque están en cantidades muy pequeñas, pueden ser reciclados. Estos materiales pueden ser recuperados de artículos domésticos corrientes (muebles de jardín, baterías y electrodomésticos de cocina, escaleras, herramientas, ferretería), de proyectos de construcción y demolición (alambre de cobre, tubería y suministros de fontanería, artículos de instalaciones de luz, canalones y bajadas, puertas y ventanas) y de grandes productos comerciales, industriales y de consumo (electrodomésticos, automóviles, barcos, camiones, aviones, maquinaria). Se pueden reciclar casi todos los metales no férreos si están seleccionados y libres de elementos extraños como plásticos, telas y goma. Los metales se seleccionan según el tipo de aleación, si se conoce, y según el proceso de fabricación. Los artículos bien seleccionados pueden ser consolidados y empacados directamente. Los metales no férreos, una vez separados de los férreos, se pueden recuperar mediante fundición, separándose los distintos metales en función de sus puntos de fusión. Otro procedimiento es mediante flotación en tanques que contiene 496 © Ediciones Paraninfo
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magnetita (Fe 30 4 ) en estado líquido, separándose los metales en función de la distinta densidad de cada uno. El reciclaje de los metales constituyentes de pilas y baterías merece una mención especial, no solamente por el posible valor económico de su recuperación, sino también para evitar la diseminación de los componentes metálicos, que se produce cuando las pilas son vertidas sin ningún tipo de control. Esto último puede originar un grave problema ambiental, puesto que en el ambiente corrosivo del vertedero ocurre la oxidación de la carcasa de la pila, liberándose los compuestos metálicos contenidos en ella. Con respecto a las pilas, las que producen mayor impacto ambiental son las denominadas «pilas botón» debido a la elevada toxicidad del mercurio. Para la recuperación de los metales contenidos en las pilas se sigue el mismo procedimiento que para los demás casos, es decir, troceado y fusión controlada, aunque en el caso del mercurio no es necesario aplicar temperaturas demasiado altas para su recuperación. Un método para su reciclado consiste en trocear las pilas, formando trozos de diámetro inferior a 2 mm. De esta forma, los vapores de mercurio originados al calentar encuentran una salida fácil hacia el exterior, con lo que la recogida de los gases se facilita. Seguidamente, se calienta la mezcla a 600ºC en ausencia de oxígeno, con destilación simultánea del metal en un reactor aislado del exterior. De esta operación aún queda un residuo sólido que se calienta a 1.200ºC, fundiéndose y formando una capa vítrea que aísla del exterior los componentes tóxicos que puedan haber quedado. Este residuo puede depositarse en un depósito de seguridad o vertedero de residuos peligrosos. Otro ejemplo de recuperación de metales corresponde al reciclaje de plomo de las baterías usadas de los coches. Existen procedimientos mediante los cuales no sólo se recupera el plomo, sino también el ácido sulfúrico que contienen. El plomo es separado mecánicamente de los otros componentes de la batería y es fundido en un horno rotatorio. El ácido se recupera, así como también el plástico (polipropileno) que constituye la carcasa de la batería. También pueden reciclarse los denominados residuos de construcción y demolición. Están constituidos por un 40-50% de escombros (hormigón, asfalto, ladrillos, bloques), un 20-30% de madera y productos relacionados y un 20-30% de metales, productos de alquitrán, yeso, vidrio, amianto, piezas de fontanería, calefacción e instalaciones eléctricas. Actualmente se recupera un porcentaje relativamente bajo de estos residuos y algunos vertederos utilizan escombros para la construcción de carreteras y la cubrición diaria. Otros materiales reciclables de los residuos urbanos son: los neumáticos usados, cuyas principales posibilidades de recuperación son el recauchutado y reparación, producción de combustible derivado de neumáticos y el uso como aglomerantes de las mezclas betún-caucho; la madera, que se genera principalmente por las actividades de gestión forestal, por rechazos de fábricas de pulpa y tablas y por fabricación de muebles y cuyos usos finales son como combustible para calderas, paisajismo, alimentación de fábricas de pulpa y papel, cubrición intermedia de vertederos y para compostaje; los residuos de jardín, que pueden procesarse para producir compost, o ser utilizados como combustibles biomasa o como material de cubrición en vertederos. © Ediciones Paraninfo
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19.2.
INCINERACIÓN
La incineración puede definirse como el procesamiento térmico de los residuos sólidos mediante oxidación química con cantidades estequiométricas o en exceso de oxígeno. Los productos finales incluyen gases calientes de combustión y rechazos no combustibles (cenizas). Se puede recuperar energía mediante el intercambio del calor procedente de los gases calientes de combustión. No se eliminan totalmente los residuos, pero se consigue reducir el volumen original de la fracción combustible entre un 85 y un 95%. Este sistema de procesamiento de los residuos urbanos presenta una serie de ventajas frente a otras técnicas de tratamiento, como son: • Posibilidad de recuperación de energía. • Posibilidad de tratamiento de numerosos tipos de residuos si su poder calorífico es adecuado. • Posibilidad de implantación cerca del núcleo urbano. • Escasa utilización de terrenos. Sin embargo, presenta también una serie de inconvenientes, por lo que no es un sistema mayoritariamente utilizado para el tratamiento de estos residuos. Entre estos inconvenientes, se pueden citar los siguientes: • No es un sistema de eliminación total de los residuos urbanos, por lo que se necesita un vertedero para el depósito de los rechazos procedentes de la incineración. • Se generan gases que deben ser gestionados adecuadamente. • Precisan (en mayor o menor grado) aporte de energía exterior para su funcionamiento. • Baja flexibilidad para adaptarse a variaciones estacionales de la generación de residuos. • Requiere una alta inversión económica y los costes operacionales son elevados. • Posibilidad de paros y averías, por lo que se precisa un sistema alternativo de tratamiento. Durante 1998, y según datos del Informe del Medio Ambiente de 1999, se trataron 1.093.166 toneladas de residuos urbanos en España en las plantas de incineración que figuran en la Tabla 19.4, en la que se recogen también los sistemas de depuración de gases utilizados en cada una de ellas. Puede observarse que la mayor parte de estas incineradoras se encuentran en Cataluña, donde se trataron por este sistema el 63 ,61 % del total de residuos incinerados en todo el país. Para conseguir una combustión completa de los residuos urbanos y una minimización de los gases contaminantes, se deben controlar los siguientes parámetros: • El tiempo de residencia de los residuos en contacto con el oxígeno dentro de la cámara de incineración. • La relación entre las cantidades de oxígeno y de residuos que se mezclan. • La temperatura. Estos tres parámetros son interdependientes. Así, por ejemplo, si se reduce el tiempo de residencia de los residuos, se debe aumentar el aporte de oxígeno o bien aumentar la temperatura, con el fin de conseguir rendimientos equivalentes. Sin embargo, no se pueden variar mucho estos parámetros.
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Tabla 19.4. Plantas incineradoras de residuos urbanos en España (1998), con indicación de los métodos de tratamiento de los gases de combustión COMUNIDAD BALEARES CANARIAS CATALUÑA
MADRID MELILLA NAVARRA
MUNICIPIO
Tratamiento actual Depuración de gases {t/año) 352.874 Son Reus Lavado semiseco y filtro de mangas. Carbón activo El Paso 10.051 Lavado seco y filtro de mangas Monteada i Reixach 48.000 Lavado semiseco con filtro de mangas Sant Adriá del Besós 275.000 Lavado semiseco con filtro de mangas Matará 157.477 Lavado semiseco y electrofiltros 3.859 Lavado seco y filtro de mangas Malla Girona 33.090 Lavado semiseco con filtro de mangas Vielha 5.781 Lavado seco y electrofiltros Tarragona 172.156 Lavado semiseco con filtro de mangas Madrid 268.830 Lavado semihúmedo y filtro de mangas. Carbón activo 30.878 Lavado semiseco y filtro de mangas. Malilla Carbón activo Labayen 2.500 1.500 Batzan 1.093.166 TOTAL
Los elementos principales que se encuentran en los residuos urbanos son carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno y azufre; también están presentes pequeñas cantidades de otros elementos como metales, halógenos, etc. Bajo condiciones ideales, los productos gaseosos derivados de la incineración de residuos con cantidades estequiométricas de aire estarían constituidos por C0 2 , H 2 0, N 2 y S0 2 en menor cantidad. Las reacciones de combustión (oxidación) que se producirán entre el carbono, el hidrógeno y el azufre contenidos en los residuos y el oxígeno del aire, serían básicamente las siguientes: C(12) + 0 2 (32) .....,. C0 2 2H 2 (2x2) + 0 2 (32) .....,. 2H 20 S(32,1) + 0 2 (32).....,. S02 Sabiendo que los pesos atómicos y moleculares aproximados de las sustancias reaccionantes son los reflejados entre paréntesis en las ecuaciones, y suponiendo que el aire seco contiene un 23,15% de 0 2 en peso, la cantidad de aire necesario para la combustión de 1 kg de C sería: Cantidad necesaria aire= (32 kg 0/12 kg C)x(l kg aire/0,2315 kg 0 2) = 11,52 kg aire/kg C. De la misma forma, las cantidades de aire correspondientes para H y S serían 34,56 kg y 4,31 kg respectivamente. Sin embargo, dada la naturaleza heterogénea de los residuos urbanos, es casi imposible incinerarlos con cantidades estequiométricas de aire. En la práctica se © Ediciones Paraninfo
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usa 0 2 adicional para aumentar la mezcla y las turbulencias, asegurando así que el aire pueda acceder a la totalidad de los residuos. Al aumentar el porcentaje de aire, el contenido en 0 2 y N 2 de los gases de chimenea también se incrementa y la temperatura de combustión disminuye, por lo que el aire de la combustión puede usarse para controlar la temperatura. Por otra parte, la temperatura de los gases de chimenea es importante desde el punto de vista del control de olores. Cuando las temperaturas de combustión son menores de 790ºC, puede producirse la emisión de compuestos olorosos. Se ha comprobado también que con temperaturas superiores a 980ºC se minimiza la emisión de dioxinas, furanos, compuestos orgánicos volátiles (COV) y otros compuestos potencialmente peligrosos en los gases de chimenea.
19.2.1. Componentes de una planta incineradora de residuos urbanos Las incineradoras de residuos urbanos se pueden diseñar para operar con dos tipos de residuos sólidos como combustible: residuos en bruto no seleccionados (incineración en masa), cuando no existe un procesamiento antes de colocarlos en la tolva de alimentación de la incineradora y residuos urbanos procesados, conocidos como combustible derivado de residuos, que permite un mejor control de la combustión por la naturaleza más homogénea del combustible. Las operaciones básicas implicadas en la incineración de residuos urbanos no seleccionados se representan en la Figura 19.4. La mayoría de las incineradoras utilizadas actualmente consisten en un horno rotatorio, necesario para producir una mezcla lo más homogénea posible, construido de material refractario, en el cual se queman los residuos a una temperatura comprendida entre 950ºC y l .200ºC. El residuo que queda de la combustión se recoge por la parte inferior del horno, mientras que los gases generados son conducidos a una cámara secundaria de combustión. Esta cámara se utiliza para asegurar una mezcla eficiente del aire de combustión con el combustible extra que en ocasiones se añada y también la de proporcionar el tiempo de residencia necesario para homogeneizar el caudal de aire. En la cámara secundaria, que trabaja a unos 1.000ºC, los gases se terminan de quemar. El tiempo de residencia en esta cámara suele ser de unos 2 a 4 segundos. Los gases de salida, además de poseer una temperatura baja, deben estar exentos de contaminantes. Para paliar la generación de contaminantes, es importante controlar los gases de la parte superior del horno de la incineradora, que es donde se producen el monóxido de carbono, los óxidos de nitrógeno y otros compuestos de oxidación parcial de la materia orgánica. Los óxidos de nitrógeno se forman en los puntos donde hay más exceso de oxígeno y las temperaturas son más elevadas. Por el contrario, el monóxido de carbono se genera en las zonas más frías y donde hay defecto de oxígeno. Para evitar la generación de estos contaminantes, se puede proceder a la incineración en varias etapas. Por ejemplo, los gases procedentes del horno rotatorio se queman en una atmósfera pobre en oxígeno y a altas temperaturas (1.000-1.200 ºC). Con ello se minimiza la formación de los óxidos de nitrógeno. Posteriormente se introduce aire a una menor temperatura (unos 850ºC), de forma tangencial al flujo de gases de salida; el oxígeno incorporado con el aire asegura la oxidación del CO generado, y se favorece la mezcla, evitando la producción de óxidos de nitrógeno al trabajar a temperaturas bajas. Se tra500 ©Ediciones Paraninfo
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ta de un sistema de control de la emisión de contaminantes gaseosos, ya estudiado en el Apartado 11 .2.2 de la Parte dedicada al estudio del Aire, aplicado al caso concreto de una incineradora de residuos urbanos. Un esquema del funcionamiento de una planta incineradora de residuos urbanos con recuperación energética se representa en la Figura 19.5. El proceso comienza con la descarga de los residuos en un foso de almacenamiento desde los vehículos de recogida. Una grúa puente descarga los residuos en el conducto de alimentación que dirige los residuos al horno de combustión. Éstos caen sobre las parrillas de incineración, donde son quemados en bruto. Se puede introducir aire desde el fondo de las parrillas mediante un ventilador de aire forzado o desde la parte superior, para controlar la velocidad de incineración y la temperatura del horno. Como la mayoría de los residuos orgánicos son térmicamente inestables, se emiten varios gases desde el horno durante el proceso de combustión. Estos gases, y también pequeñas partículas orgánicas, suben a la cámara secundaria de combustión, donde se queman a temperaturas altas. De esta cámara, los gases calientes de combustión son conducidos a una caldera, con el fin de recuperar el calor
· ~ Chimenea Vapor a caldera de recuperación Inyección de amoniaco
Control de emisiones
Inyección de lechada de cal
I E! tracción residuos depuración
FIGURA 19.5.
Esquema de una planta de incineración de residuos urbanos con recuperación energética.
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generado. Con todo ello, se reduce significativamente la temperatura de los gases de salida (siendo en general de unos 200ºC). La caldera produce un vapor sobrecalentado a unas 36 atmósferas de presión y a 360ºC de temperatura, el cual puede, por ejemplo, alimentar una turbina de condensación acoplada a un alternador de una potencia de algunos miles de kilowatios. Para controlar la contaminación atmosférica, la planta incineradora puede incluir, por ejemplo, la inyección de amoniaco en la propia zona de combustión para controlar los óxidos de nitrógeno, una depuradora seca o húmeda (por ejemplo, con lechada de cal) para controlar los óxidos de azufre y un filtro de mangas para separar partículas. Los gases limpios se conducen a la chimenea para salir a la atmósfera. Las escorias procedentes de la combustión caen desde las parrillas en una tolva de rechazos localizada debajo de las mismas, para ser gestionadas junto con las cenizas formadas en la cámara de post-combustión y las cenizas volantes procedentes del filtro de mangas. Si los gases han sido depurados por vía húmeda, los líquidos procedentes de ese lavado deben ser también recogidos y tratados. Las principales cuestiones asociadas con el uso de incineradoras para la transformación de residuos urbanos serían: Localización: para minimizar el impacto de estas operaciones de incineración, deberían localizarse en lugares alejados de la ciudad, donde se puedan mantener zonas de seguridad alrededor de la instalación, evaluando si van a ser medioambientalmente y estéticamente aceptables. Emisiones atmosféricas: la incineración de residuos produce diversos gases y partículas, algunas de las cuales pueden tener graves impactos atmosféricos. Por ello, el diseño correcto para el control de estas emisiones es una parte muy importante a tener en cuenta y en algunos casos, el coste y la complejidad de los sistemas de control ambiental son iguales, o incluso mayores, que los propios de la planta de incineración. Evacuación de rechazos: las plantas de incineración producen varios rechazos sólidos como escorias, cenizas de fondo, cenizas volantes y productos de depuración. La gestión de estos residuos sólidos es una parte integral del diseño y operación de una planta de incineración. Normalmente las cenizas de fondo se evacuan al vertedero de residuos urbanos. Sin embargo, las cenizas pueden llevar incorporadas en su matriz o en su superficie sustancias tóxicas, principalmente metales pesados y dioxinas, por lo que su vertido puede ser muy problemático desde el punto de vista ambiental. En este sentido, se pueden inertizar y depositar los residuos en vertederos de seguridad o a grandes profundidades, como por ejemplo en minas abandonadas. También se está tratando últimamente de encontrar una salida a estos materiales sólidos de desecho, utilizándolos como materiales de relleno en la construcción. Emisiones líquidas: surgen de los efluentes procedentes de depuración de emisiones gaseosas por vía húmeda, aguas residuales de instalaciones para separación de cenizas, de aguas residuales de limpieza y de actividades de mantenimiento en general, de aguas residuales procedentes de los sistemas de tratamiento utilizados para producir agua de caldera de alta calidad y de purgas de torres de refrigeración. Toda planta incineradora debe disponer de los medios adecuados para el tratamiento de estos efluentes líquidos. Economia: las cuestiones económicas para implantar y gestionar un sistema de incineración deben evaluarse cuidadosamente, con el fin de permitir una elec© Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de residuos urbanos ción entre sistemas alternativos. La mejor forma de comparar sistemas alternativos es mediante el cálculo del coste del ciclo de vida, que tiene en cuenta los costes de operación y de mantenimiento durante el periodo activo del mismo.
19.2.2. Contaminantes atmosféricos procedentes de la incineración de residuos urbanos La utilización de incineradoras para la recuperación térmica de residuos urbanos produce diversos impactos sobre el ambiente, incluyendo emisiones gaseosas y de partículas, rechazos sólidos y efluentes líquidos. Algunos de estos contaminantes atmosféricos, que se han tratado con mayor extensión en el Capítulo 10 de contaminación atmosférica en la Parte dedicada al estudio del Aire, son: Óxidos de nitrógeno (NOJ. Los más importantes son NO y N0 2 • Los óxidos de nitrógeno son precursores de la formación de ozono (0 3 ) y nitratos de peroxiacilo (NPA), oxidantes fotoquímicos constituyentes del «smog» (niebla con humo), y contribuyen a la formación de aerosoles nítricos que causan lluvia ácida y niebla. Dióxido de azufre (SOJ. Se forma por la combustión de materiales que contienen azufre. El S02 es un gas irritante para los ojos, nariz y garganta, y en altas concentraciones puede producir enfermedades o la muerte en personas afectadas de problemas respiratorios. El S02 es el principal responsable de la producción de lluvia ácida. Monóxido de carbono (CO). Se forma cuando la combustión de materiales carbonosos es incompleta. Reacciona con la hemoglobina de la sangre para formar carboxihemoglobina (HbCO), que sustituye a la oxihemoglobina (Hb0 2) que transfiere el oxígeno a los tejidos vivos. La falta de oxígeno puede causar dolores de cabeza, náuseas e incluso la muerte a concentraciones altas y durante un tiempo elevado. Partículas. Se forman por combustión incompleta del combustible y por arrastre físico de los materiales no combustibles. Las emisiones de partículas causan reducciones en la visibilidad y efectos sobre la salud que dependen del tamaño y de la composición de las mismas. Metales. Como ya se ha comentado anteriormente, los residuos urbanos están constituidos por una mezcla heterogénea de componentes. Muchos artículos como plásticos, revistas, pilas, etc., contienen elementos metálicos, por lo que otros contaminantes que pueden permanecer en las cenizas o ser emitidos por una incineradora son ciertos compuestos metálicos, cuya presencia en los residuos es relativamente habitual. En concreto, se ha observado la presencia de Cd, Zn, Sb, Ag, In y Sn en los efluentes gaseosos de salida, así como también de Hg en menores concentraciones. La posibilidad de que un compuesto metálico se volatilice o bien forme partículas sólidas dependerá de su naturaleza química. En principio se pueden distinguir tres grupos diferentes de metales: • Grupo 1. Incluye los siguientes metales: Al, Ba, Be, Ca, Co, Fe, K, Mg, Mn, Si (semimetal), Sr y Ti. Estos elementos poseen elevados puntos de ebullición y, en consecuencia, no se volatilizan en la cámara de combustión de la incineradora. Forman parte de la misma matriz de las cenizas. 504 © Ediciones Paraninfo
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• Grupo 2. Incluye el As, Cd, Cu, Pb, Zn, Sb y Se (los dos últimos son semimetales), los cuales se volatilizan durante la combustión, pero condensan rápidamente cuando los gases de salida se enfrían, por lo que normalmente se encuentran en la superficie de las cenizas. • Grupo 3. Está formado por el Hg que se volatiliza y no condensa, por lo que este elemento tiene más probabilidad de escapar hacia la atmósfera. La localización de los metales (en la matriz o superficie de las cenizas, o en el efluente gaseoso), además de depender de su naturaleza química, tal como queda reflejado en esta última clasificación, depende también de la constitución de los gases de salida. En efecto, la presencia de óxidos de azufre y de nitrógeno y/o de cloruro de hidrógeno, puede dar lugar a la formación de compuestos volátiles (sulfatos, nitratos o cloruros metálicos), que alteran la volatilidad de los metales. Debido a la posible toxicidad de los efluentes vertidos durante la incineración, el control que se debe realizar ha de ser exhaustivo. Gases ácidos. La incineración de residuos que contienen flúor y cloro genera gases ácidos, como el fluoruro y el cloruro de hidrógeno. Se encuentran cantidades traza de flúor en muchos productos, mientras que el cloro se localiza en los plásticos, sobre todo en el policloruro de vinilo, y en el poliestireno y el polietileno, que suelen llevar aditivos que contienen cloro. Dioxinas y furanos. La emisión de compuestos orgánicos de la familia de las dioxinas y furanos (que pueden emitirse en forma gaseosa y/o adsorbidas sobre las partículas), se ha convertido en uno de los asuntos más complejos y controvertidos del procesamiento térmico de los residuos urbanos. Como ya se vio en el Apartado 4.5.2 de la Parte de Agua, las llamadas dioxinas son unos compuestos orgánicos dorados pertenecientes a la familia de las policlorodibenzodioxinas (PCDD). Su molécula está formada por una estructura de triple anillo en la que dos anillos de benceno están unidos por un par de átomos de oxígeno. Un furano es un miembro de la familia de los policlorodibenzofuranos (PCDF), con una estructura química similar, excepto que los dos anillos de benceno están unidos por un solo átomo de oxígeno. La importancia de las familias PCDD y PCDF de compuestos orgánicos radica en que algunos de sus isómeros se encuentran entre las sustancias más tóxicas que existen. Se sabe que los PCDD y PCDF son emitidos en bajas concentraciones desde los sistemas de incineración que queman residuos urbanos. Existe un importante debate acerca de la fuente de estas emisiones, pero hay algunas evidencias que demuestran que estas sustancias se producen en todos los procesos de combustión, incluso en los hogares domésticos y en estufas que queman madera. Se han propuesto tres fuentes de dioxinas y furanos en las emisiones procedentes de la incineración de residuos urbanos: 1. Presencia en los residuos. 2. Formación durante la combustión debido a los compuestos aromáticos dorados que actúan de precursores. 3. Formación durante la combustión por la presencia de compuestos hidrocarbonados y cloro. En cualquier caso, una de las causas más probables de la generación de dioxinas y furanos en la incineración es la formación a partir de sus precursores orgánicos en las zonas más frías de la post-combustión, por la acción del cloruro de hidrógeno que se genera durante el proceso. Ello favorece la formación de un agente clorante que, en contacto con los compuestos aromáticos presentes, dan © Ediciones Paraninfo
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lugar a este tipo de compuestos. A partir de estudios de laboratorio, se ha concluido que el rango de temperaturas en el cual se forman las dioxinas en la superficie de las partículas de ceniza es de 250 a 400ºC, con un máximo a 300ºC. Por esta razón se aconseja que, en las zonas de post-combustión, la temperatura disminuya bruscamente, con el fin de no dar tiempo a la formación de dioxinas. Para evitar la emisión a la atmósfera de las dioxinas que hayan podido formarse durante la incineración se suele inyectar carbón activo en polvo, que es un buen adsorbente de este tipo de compuestos. Además de la incineración de residuos urbanos y peligrosos, existen otras fuentes generadoras de estas familias tan peligrosas de dioxinas y furanos, como:
1. Fuentes industriales • • • • •
Procesos industriales químicos diversos. Industria papelera. Procesos metalúrgicos. Procesos de reactivación de carbón granular. Limpieza en seco.
2. Procesos de combustión 2.1. Fuentes estacionarias • • • • •
Incineración de residuos municipales. Incineración de residuos peligrosos. Incineración de residuos sanitarios. Combustión de fangos de aguas restduales. Reciclado de residuos metálicos.
2.2. Fuentes difusas • • • •
Tráfico rodado. Calefacciones domésticas. Incendios forestales. Humo de cigarrillos.
2.3. Fuentes accidentales • Incendios de policlorobifenilos (PCB). • Incendios de policloruros de vinilo (PVC).
19.3. VERTEDEROS Uno de los métodos más antiguos para deshacerse de los residuos domésticos ha sido, y sigue siendo en muchos casos, el del vertido libre de los mismos sin ningún tipo de control en lugares muy diversos que, en general, no están muy alejados del núcleo de población donde se generan (orillas de ríos, inmediaciones de 506 ©Ediciones Paraninfo
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bosques, proximidades de carreteras, excavaciones antiguas, canteras abandonadas, etc.). Este sistema de eliminación incontrolada de los residuos lleva asociados varios problemas, como: presencia de roedores e insectos, riesgo de incendios, presencia de olores desagradables, contaminación del agua y del aire, falta de estética y degradación del medio ambiente. El vertido controlado, que sí es considerado un método de tratamiento de los residuos, supone una mejora sustancial del vertido libre. Básicamente, consiste en colocar sobre un terreno adecuado los residuos en capas regulares que, en general, se cubren periódicamente con un manto de tierra. El Real Decreto 1.481/2001, por el que se regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertedero, clasifica los vertederos en tres categorías: • Vertedero para residuos no peligrosos. • Vertedero para residuos inertes. • Vertedero para residuos peligrosos. Los residuos urbanos deben ser depositados en los vertederos de residuos no peligrosos. En la Figura 19.6 se representa esquemáticamente un ejemplo de un vertedero de residuos urbanos. En él se producen una serie de reacciones entre los componentes de los residuos que originan diversos productos gaseosos y líquidos. El vertedero, por tanto, debe disponer de los medios adecuados para recoger y tratar correctamente todos los productos que se produzcan obtengan la evolución de los residuos en el mismo (recogida y tratamiento de gases y lixiviados), y de instalaciones de control en las proximidades (piezómetros). En la zona superior de la capa de basuras, la materia orgánica fermenta aeróbicamente, produciéndose fundamentalmente dióxido de carbono, agua y nitratos, mientras que en la zona
Zona de recog ida de gas
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Terreno impermeable Instalaciones de control (Piezómetros)
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FIGURA 19.6. Vertedero de residuos urbanos. © Ediciones Paraninfo
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inferior, la fermentación es anaerobia, generándose, entre otros compuestos, monóxido de carbono, metano, nitrógeno, compuestos amoniacales, agua, ácidos orgánicos, sulfuro de hidrógeno y sulfuros de hierro y manganeso. Un factor fundamental a tener en cuenta cuando se opta por este tipo de tratamiento es la elección del emplazamiento donde va a ubicarse el vertedero. Para ello es necesario realizar un estudio de viabilidad, desde el punto de vista hidrogeológico, que garantice que las aguas superficiales y subterráneas no van a sufrir ningún problema de contaminación. Los vertederos controlados se utilizan mucho para la eliminación de los residuos urbanos, porque tienen, &ente a otros sistemas de tratamiento, las siguientes ventajas: • Fácil implantación. • Costes reducidos de instalación y funcionamiento. • Capacidad de absorber variaciones de producción. • Posibilidad de reutilización del terreno tras la clausura. Entre los grandes inconvenientes de este tipo de tratamiento, se pueden destacar los siguientes: • No se aprovechan los recursos contenidos en las basuras. • Necesidad de una gran superficie de terreno. • Coste del transporte hasta el lugar de ubicación. Se debe tener en cuenta sin embargo que el vertido es necesario en cualquier otro tipo de tratamiento, puesto que en todos se producen rechazos que deben ser eliminados. Para conseguir que el material a verter sea mínimo y de una composición tal que no entrañe riesgos medioambientales, este sistema de gestión de los residuos urbanos debería ir acompañado de un proceso de reciclaje y compostaje, valorizando gran parte de los materiales contenidos en los mismos. El vertido de los residuos puede realizarse sin ningún tipo de tratamiento, con trituración previa de los mismos antes de ser depositados sobre el terreno o con trituración seguida de compactación. Las principales ventajas de una trituración previa son: • Mayor aprovechamiento de la capacidad del vertedero. • Reducción de la masa y rápida mineralización de la misma. • No es necesaria una cubrición diaria. • Disminución de los riesgos de incendios, porque se limitan las emisiones de metano. • Rápida recuperación del terreno debido al asentamiento. • Limitación de producción de gases. La compactación con trituración previa tiene un coste de operación elevado, porque se someten los residuos a dos manipulaciones consecutivas, pero presenta una serie de ventajas, entre las que se pueden destacar: • Aumento de la vida útil del vertedero porque se reduce el volumen de la masa a depositar y se aumenta la densidad de la misma. • Mayor homogeneización de los residuos. • Disminución del peligro de incendios al disminuir la porosidad de la masa. • Disminución de la percolación, debido a que los residuos compactados se hacen casi impermeables. 508 © Ediciones Paraninfo
Tratamiento de residuos urbanos D • La cubrición de los residuos puede ser más espaciada. • Dificulta la proliferación de ratas. Los vertederos se pueden clasificar en función de: Su forma de vertido: Zanja o celda: en desniveles del terreno o en excavaciones. Área o zona: en montones sobre una superficie preparada. Mixto: mezcla de zanja y de área. En la Figura 19.7 se representan los rasgos fundamentales de estos tipos de vertederos. Su compactación: Baja densidad: cuando los residuos son sometidos a una compactación ligera, obteniéndose una densidad media de 500-600 kg/m3 • En este tipo de vertedero, se realiza una cubrición diaria de los residuos. Media densidad: cuando los residuos son compactados hasta obtener una densidad media de 750-900 kg/m3 • La cubrición de los mismos se lleva a cabo con mayor periodicidad, por lo que es habitual la presencia de insectos, de roedores y de materiales ligeros en el entorno que han sido transportados por el viento. Se generan pocos gases y pocos lixiviados, porque la evaporación es muy alta. Alta densidad: cuando los residuos son tratados con maquinaria muy pesada que a la vez que los compacta los tritura, llegando a obtenerse densidades medias
VERTIDO EN ZANJA
VERTIDO EN ZONA O ÁREA
VERTIDO MIXTO
FIGURA 19.7. Métodos de vertido de residuos urbanos. © Ediciones Paraninfo
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de 1.100 kg/m3 • En este tipo de vertedero no hay necesidad de cubrición de los residuos, por lo que existen problemas derivados de la presencia de insectos y roedores, de olores y de materiales ligeros en el entorno. Para que el funcionamiento de un vertedero sea correcto, hay que tomar las debidas precauciones que eviten posibles molestias al entorno. Para ello se deben acometer una serie de etapas como las que se indican a continuación: • Preparación del terreno (eliminación de impedimentos, construcción de accesos, vallado periférico). • Acondicionamiento (báscula, servicios básicos, almacén y caseta del personal). • Construcción de una red de desviación de pluviales. • Impermeabilización del vaso receptor de los residuos. • Construcción de una red de recogida de lixiviados. • Construcción de una balsa para los lixiviados. • Tratamiento de los lixiviados producidos . • Sistema de control del medio hidrogeológico. • Pozos de captación de los gases generados en la fermentación. • Tratamiento de los gases producidos. • Limitar ruidos y olores. • Evitar al máximo el vuelo de plásticos y papeles al entorno. • Limitar la proliferación de roedores e insectos. • Impedir el acceso al vertedero a las personas no autorizadas.
19.3.1. Planificación, diseño y explotación Todo vertedero deberá estar situado y diseñado de forma que cumpla las condiciones necesarias para impedir la contaminación del suelo, d~ las aguas subterráneas o de las aguas superficiales y garantizar la recogida eficaz de los lixiviados. La protección del suelo, de las aguas subterráneas y de las aguas superficiales durante la fase activa o de explotación del vertedero se conseguirá mediante la combinación de una barrera geológica y de un revestimiento artificial impermeable bajo la masa de residuos. La base y los lados del vertedero dispondrán de una capa mineral con unas condiciones de permeabilidad y espesor cuyo efecto combinado en materia de protección sea por lo menos equivalente al derivado de los siguientes requisitos: Coeficiente de permeabilidad (k) s 1,0 X 10-9 mis Espesor
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• Gestión del lixiviado. • Supervisión ambiental (análisis de muestras de agua y aire). • Clausura del vertedero y mantenimiento postclausura . En la Figura 19.8 se representa un esquema de las operaciones y procesos que tienen lugar en un vertedero de residuos urbanos. El primer paso consiste en la preparación de la zona donde va a ubicarse el vertedero. Esta fase incluye la construcción de carreteras de acceso, la instalación de vallas y la canalización de la escorrentía fuera de la zona del vertedero. La siguiente etapa es la excavación y preparación del fondo y de las superficies laterales del vertedero, para proporcionar drenaje para el lixiviado y la colocación de un recubrimiento de baja permeabilidad. Las instalaciones para la recogida y extracción del lixiviado se localizan dentro o encima del recubrimiento. Normalmente, el recubrimiento se extiende por las paredes excavadas en los laterales del vertedero. Una vez preparada la zona de vertido, el siguiente paso consiste en la colocación de los residuos. Éstos son depositados por los vehículos de recogida en el lugar adecuado, se esparcen en capas, se compactan y se cubren con una capa de tierra o con otro material. Después de colocar uno o más niveles, suelen excavarse zanjas horizontales para la recogida de los gases que se produzcan en las zonas que están completas. En las zanjas se instalan tubos de plástico perforados por
DISEÑO Y EXPLOTACIÓN DEL VERTEDERO
RECEPCIÓN DE RESIDUOS
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Esquema de operaciones y procesos de un vertedero de residuos urbanos. ' 511
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los que se extrae el gas de vertedero y se rellenan con grava. Según la profundidad del vertedero, se pueden colocar instalaciones adicionales en distintos niveles para la recogida del lixiviado que se produzca. Los residuos se van colocando en capas sucesivas, hasta llegar al nivel final previsto en el proyecto. Cuando el vertedero está completo, se realiza una cubrición final para minimizar la filtración de la precipitación atmosférica y para conducir el drenaje fuera de la sección activa del vertedero. Se pueden instalar en este momento chimeneas verticales para la extracción del gas, y éste puede quemarse en una antorcha o en instalaciones para recuperación de energía. Cuando han finalizado todas las actividades propias del vertedero, se arregla la superficie, se restaura adecuadamente el lugar (paisajismo) y se prepara para otros usos.
19.3.2. Reacciones en un vertedero Un vertedero puede considerarse como un gran reactor químico, en el que están presentes una gran variedad de reactivos químicos sometidos a unas determinadas condiciones de presión y temperatura. Los componentes principales de este reactor son: • El conjunto de residuos depositados en el vertedero. • El oxígeno que se difunde a través de la capa superior. • El agua de hidratación de los residuos y de escorrentía. • Los microorganismos incorporados en los residuos, que pueden actuar como catalizadores en determinadas reacciones químicas. Aunque la composición de los residuos depositados en los vertederos es variable, puede considerarse que los compuestos químicos contenidos en los mismos se pueden clasificar en tres grandes grupos: • Compuestos orgánicos naturales. • Compuestos orgánicos de origen antropogénico. • Compuestos inorgánicos. Los compuestos orgánicos naturales son los componentes mayoritarios de los vertederos y están constituidos fundamentalmente por carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno, fósforo y azufre. Debido al carácter reductor de la materia orgánica, durante su degradación consumen el oxígeno presente, generando un medio anóxico. Estos compuestos sufren una rápida fermentación, dando lugar a la producción de gases. Los compuestos orgánicos de origen antropogénico son minoritarios y están constituidos, además de por los elementos presentes en los compuestos naturales, por la presencia de cloro y mayores cantidades de azufre, principalmente. Son sustancias que, aunque pueden participar en un número elevado de reacciones, se degradan muy lentamente. El tercer grupo está constituido por los compuestos inorgánicos. Se encuentran en una baja proporción en el vertedero, aunque pueden participar en distintos procesos químicos (redox, complejación, ácido-base, etc.), originando productos solubles que pueden incorporarse a los lixiviados. Además de los procesos bioquímicos correspondientes a la oxidación biológica de la materia orgánica, en un vertedero se puede desarrollar una gran variedad 512 © Ediciones Paraninfo
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de reacciones químicas en función de los siguientes factores: naturaleza de los reactivos que estén depositados en el mismo, humedad en el interior, pH, temperatura y presión. La actividad química y biológica es elevada inicialmente, para ir disminuyendo de forma progresiva a medida que descienda la cantidad de materia orgánica fácilmente biodegradable presente en los residuos depositados. Los principales tipos de reacciones que se producen en un vertedero de residuos urbanos son: • Reacciones bioquímicas: se refieren a los procesos de descomposición de la materia orgánica biodegradable de los residuos. Los microorganismos presentes en el medio pueden actuar en condiciones aerobias o anaerobias según los casos, originando especies oxidadas o reducidas, respectivamente. Estos procesos están favorecidos por la presencia de nutrientes en la composición de los propios residuos. Para mayor información sobre los procesos, se pueden consultar los Apartados 3.2.6 y 6.4.3 de la Parte correspondiente al estudio del Agua. • Reacciones de oxidación-reducción: aunque las reacciones bioquímicas de degradación de la materia orgánica son procesos redox, en este apartado se hace referencia a las reacciones de oxidación-reducción de carácter físico-químico. Los oxidantes principales presentes en el vertedero son el oxígeno y los iones nitrato y sulfato. Tanto en el caso de compuestos orgánicos como inorgánicos, se puede producir un aumento de la solubilidad de los compuestos en agua. Algunas reacciones redox suelen ser lentas y están influidas por diferentes factores, como el pH, la temperatura y la presión. En algunos casos pueden ser catalizadas por determinados microorganismos presentes en el medio, cuya presencia está condicionada, además, por la concentración de nutrientes y sales. • Reacciones de adsorción: por las que se establecen enlaces físico-químicos entre una especie química (moléculas o iones) y determinadas partículas sólidas o coloidales, de carácter adsorbente, presentes en los residuos o en el suelo del vertedero. • Reacciones de complejación: del mismo tipo que las estudiadas en el Apartado 2.2.2 de la Parte dedicada al estudio del Agua, y que en un vertedero permiten liberar algunas especies de su ligazón con las partículas sólidas o coloidales. • Reacciones ácido-base: afectan a la solubilidad de los componentes del vertedero y pueden influir en los tres tipos de reacciones anteriores.
19.3.3. Evolución de los procesos en un vertedero En un vertedero siempre se produce un lixiviado como resultado de la precipitación, de la escorrentía no controlada, del agua de irrigación que entra en el mismo y de la propia evolución de la materia orgánica de los residuos. Contiene diversos constituyentes derivados de la solubilización de los productos de las reacciones que se producen en su seno y de los materiales depositados en el vertedero. La composición del lixiviado producido cambia con el tiempo en función de la fase de descomposición en la que se encuentre el vertedero. Como los residuos urbanos están constituidos en gran parte por compuestos orgánicos biodegradables, éstos se degradarán inicialmente por medio de procesos aerobios, © Ediciones Paraninfo
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debido al oxígeno existente en la masa vertida. Posteriormente, la degradación se realiza en condiciones anaerobias, debido a que la infiltración de agua y las sucesivas compactaciones a las que se ven sometidos los residuos contribuyen a desplazar el aire atrapado. El tiempo necesario para el paso de un proceso a otro es variable en función del tipo de explotación del vertedero y de la altura a la que se encuentre el residuo dentro del mismo. En la evolución de los procesos bioquímicos en un vertedero se pueden distinguir las siguientes etapas: Fase inicial aerobia. Tiene una duración muy corta debida a la cantidad limitada de oxígeno presente y al contenido elevado de materia orgánica fácilmente degradable. En esta primera etapa, en la composición del lixiviado se encuentran sólidos arrastrados, sales disueltas y pequeñas cantidades de especies orgánicas procedentes de la degradación aerobia. Fase ácida inicial. Después de la etapa aerobia, comienza la conversión biológica de la fracción orgániCa de los residuos urbanos en condiciones anaerobias. En esta fase, cuya duración es variable, se observa inicialmente una gran actividad química en el vertedero, en la que se generan gases y compuestos volátiles. En los lixiviados están presentes fundamentalmente ácidos grasos de cadena corta, monosacáridos y aminoácidos procedentes de la hidrólisis enzimática de lípidos, polisacáridos y proteínas. Se encuentran, además, otros compuestos solubles (como iones acetato o formiato), y en algunos casos pueden estar presentes metales pesados. Fase metanogénica. Después de la etapa anterior, se observa que en el vertedero se produce un aumento del pH y una disminución de la concentración de compuestos orgánicos volátiles. Los compuestos orgánicos obtenidos en la etapa anterior son transformados básicamente a dióxido de carbono y metano mediante microorganismos denominados metanogénicos. Fase post-metanogénica. Después de la transformación de los residuos urbanos presentes en el vertedero hasta metano y dióxido de carbono fundamentalmente, se observa que la actividad química disminuye mucho. En esta fase tiene lugar una cierta re-oxigenación desde la superficie. La materia orgánica restante es en parte de tipo húmico y, por tanto, difícilmente degradable, con lo que el oxígeno se encuentra en un medio más favorable para su estabilidad. En esta etapa, el pH permanece prácticamente constante. La evolución química y bioquímica del vertedero puede medirse indirectamente mediante la medida de la temperatura. La velocidad de una reacción aumenta con la temperatura, de forma que un aumento de la misma indica una gran actividad química, mientras que si el valor es estacionario, la evolución química es mínima. El pH es también un parámetro muy útil para conocer el estado de reactividad biológica y química del vertedero. Como ya se ha comentado en la evolución de los procesos bioquímicos, el pH se modifica a lo largo de la vida activa del vertedero. Este pH se mide mediante una evolución ácido-base de una muestra homogeneizada de los residuos depositados en diferentes zonas del vertedero. El estado en que se encuentran las sustancias reaccionantes en el vertedero depende en gran parte de los procesos de adsorción y complejación. Los principales sustratos sobre los que se puede adsorber o complejar un compuesto son: 514 ©Ediciones Paraninfo
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partículas sólidas de tamaño superior a 1 mm, partículas coloidales (normalmente arcillas) con tamaño inferior a 1 mm, paredes celulares de microorganismos, partículas orgánicas procedentes de restos microbianos, óxidos de hierro (III) y manganeso (IV), que pueden estar en forma de coloides y macromoléculas orgánicas (compuestos húmicos, proteínas, polisacáridos, etc.). Mientras que las partículas grandes quedan retenidas en el vertedero, las coloidales pueden incorporarse a las aguas de lixiviado. En este último caso, estas partículas actúan de vehículo de transporte de la carga química que lleven consigo. Estas partículas son generalmente hidrófobas pero, dependiendo del medio en que se encuentren, pueden adquirir una cierta funcionalidad química en su superficie, haciéndola reactiva y favoreciendo procesos de adsorción química. La presencia de cargas electrostáticas en la superficie de las partículas minerales es un factor determinante para favorecer o dificultar la adsorción de determinadas especies químicas. Los compuestos orgánicos pueden adquirir también una cierta carga, dependiendo del pH del medio. Los principales equilibrios ácido-base en la superficie de las partículas orgánicas son los siguientes: Ácidos carboxílicos Fenoles Aminas Mercaptanos
R-COOH - R-coo- + w Ph-OH ++ Ph-o- + H+ R-NH3+ ++ R-NH2 + H+ R-SH - R-s- + H+
En la evolución química de un vertedero hay que tener en cuenta además el efecto combinado de los diferentes tipos de reacciones. Por ejemplo, el ión Cd2+ se mantiene libre y por tanto móvil a pH ácido y en un medio oxidante. Si el medio se vuelve reductor, los iones sulfato presentes se reducen a sulfuro, precipitando entonces el sulfuro de cadmio. El hierro también puede precipitar como hidróxido de hierro (III) en medios oxidantes y como sulfuro de hierro en medios reductores. Por último, la formación de complejos también depende mucho del pH del medio, porque un metal M puede estar complejado con un ligando, libre o adsorbido, por lo que podrá incorporarse a los lixiviados o permanecer en el vertedero. A valores ácidos de pH, el ligando, por lo general con carga negativa, tiende a adsorberse en la superficie de las partículas minerales, que habitualmente tiene carga positiva en estos medios. Ello favorece la descomposición del complejo y la liberación del metal, el cual, como está en forma de ión positivo, queda libre para ser arrastrado por las aguas de escorrentía. Por el contrario, en medios alcalinos, la superficie de las partículas tiene una carga negativa, lo que atrae a los iones metálicos positivos. Además, también se produce desorción de ligandos, por lo que los iones metálicos no adsorbidos tenderán a complejarse. En esta situación, la concentración de metales libres es mínima.
19.3.4.
Composición del lixiviado
El lixiviado se puede definir como el líquido que se filtra a través de los residuos sólidos y que extrae materiales disueltos o en suspensión. Está formado por el líquido que entra en el vertedero desde fuentes externas (lluvia, aguas subterráneas, dre© Ediciones Paraninfo
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D Tratamiento de residuos urbanos naje superficial, etc.) y el líquido producido por la descomposición de los residuos. La composición del lixiviado que se produce en un vertedero de residuos urbanos es un dato de gran interés, porque proporciona información sobre la actividad química y biológica que se está desarrollando en el mismo. Esta composición es variable y depende de muchos factores, entre los que pueden destacarse los siguientes: • Naturaleza del residuo. Es el factor de influencia más claro y más obvio, porque todos los contaminantes presentes en el lixiviado proceden de los residuos depositados en el vertedero. • Edad del depósito. La edad del vertedero marca la composición del lixiviado de acuerdo con las distintas etapas indicadas anteriormente, e incluso, se ha llegado a caracterizar el lixiviado según la relación DBO/DQO. • Tecnología del vertedero (alta, media o baja densidad). La tecnología empleada, el grado de compactación la frecuencia y la forma de la cubrición, condicionan significativamente tanto el lixiviado producido como su composición. • Otros factores. Clima, estación del año, hidrogeología del lugar, tratamiento previo del residuo, forma de explotación (recirculación del lixiviado, altura y tipo de relleno, etc.). Como ya se ha indicado anteriormente, la composición química de los lixiviados variará según la antigüedad del vertedero. En la Tabla 19.5 se reflejan los valores habituales de algunas de las características de los lixiviados en vertederos nuevos (menos de 2 años) y antiguos (más de 10 años). Por ejemplo, si se recoge una muestra de los lixiviados durante la fase ácida de la descomposición, el valor del pH será bajo y las concentraciones de DB05, DQO, COT, nutrientes y metales pesados serán altas. Por otro lado, si se recoge una muestra de los lixiviados durante la fase de fermentación metánica, el pH estará dentro del rango de 6,57,5 y los valores de concentraciones de DB05 , DQO, COT y de los nutrientes serán significativamente más bajos. El pH del lixiviado dependerá no sólo de la concentración de los ácidos presentes, sino también de la presión parcial del C02 en el gas de vertedero que está en contacto con el lixiviado. La biodegradabilidad del lixiviado que también variará con el tiempo se puede controlar mediante la relación DB05/DQO. Inicialmente, las relaciones estarán en el rango de 0,5 o más. Las relaciones en el rango de 0,4 a 0,6 se toman como un indicador de que la materia orgánica en los lixiviados es fácilmente biodegradable. En los vertederos antiguos la relación DBOsfDQO es inferior, debido a que los lixiviados procedentes de vertederos antiguos normalmente contienen ácidos húmicos y fúlvicos que no son fácilmente biodegradables. Para evitar que los lixiviados producidos por el depósito de los residuos, o que la percolación del agua de lluvia, entren en contacto con las aguas subterráneas, se debe realizar su recogida y tratamiento posterior. Las formas de evacuación de los lixiviados que suelen utilizarse son: • Recirculación al propio vertedero con objeto de disminuir su cantidad por evaporación y absorción. • Recogida del lixiviado en una balsa para someterlo a depuración en una planta de tratamiento propia del vertedero. • Conducción a la red de saneamiento urbano para su tratamiento en una planta depuradora de aguas residuales. 516 © Ediciones Paraninfo
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TABLA 19.5. Valores típicos de distintos parámetros analizados en los lixiviados PARÁMETRO* COT 0805 000 Alcalinidad (como CaC0 3) Dureza total (como CaC0 3) pH Total de sólidos en suspensión Nitrato Nitrógeno amoniacal Nitrógeno orgánico Fósforo total ortofosfato Calcio Cloro Hierro total Magnesio Potasio Sodio Sulfatos
VERTEDERO NUEVO
VERTEDERO ANTIGUO
6.000 10.000 18.000 3.000 3.500 6 500 25 200 200 30 20 1.000 500 60 250 300 500 300
80-160 100-200 100-500 200-1.000 200-500 6,6-7,5 100-400 5-10 20-40 80-120 5-10 4-8 100-400 100-400 20-200 50-200 50-400 100-200 20-50
* Las unidades de todos los parámetros son mg/I, salvo el pH.
Como las características de los lixiviados pueden variar tanto, se han utilizado varias opciones para el tratamiento del lixiviado. Las principales operaciones y procesos de tratamiento biológicos y físico-químicos utilizados para el tratamiento de lixiviados son del mismo tipo que los descritos en los Apartados 6.4.3 y 6.5, en los que se estudia la depuración biológica en la Parte dedicada al Agua:
Procesos biológicos • Fangos activados (eliminación de orgánicos). • Procesos de película fija como· filtros percoladores o contactores biológicos rotatorios (eliminación de orgánicos). • Estanques aireados de estabilización (eliminación de orgánicos). • Lagunas anaerobias (eliminación de orgánicos). • Procesos de nitrificación/desnitrificación (eliminación de nitrógeno).
Procesos físico-químicos • Arrastre por aire (eliminación de amoníaco y orgánicos volátiles). • Arrastre por vapor (eliminación de orgánicos volátiles). © Ediciones Paraninfo
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• • • • • • • • • •
Evaporación. Filtración (eliminación de materia en suspensión). Sedimentación/flotación (eliminación de materia en suspensión). Absorción (eliminación de orgánicos). Intercambio iónico (eliminación de iones disueltos). Ósmosis inversa (eliminación de bacterias, de orgánicos con alto peso molecular e iones inorgánicos en disolución). Ultrafiltración (eliminación de bacterias y de orgánicos con alto peso molecular). Oxidación (eliminación de orgánicos y detoxificación de algunas sustancias inorgánicas). Neutralización (control del pH). Precipitación (eliminación de metales y algunos aniones).
19.3.5. Composición del gas de vertedero A lo largo de la vida de un vertedero se generan gases, debido, principalmente, a la degradación de la materia orgánica depositada en el mismo. Algunos son inertes, mientras que otros son gases tóxicos, como el monóxido de carbono, y otros son explosivos, como el metano. Para evitar problemas, lo que se debe hacer es llevar a cabo una prospección de los puntos de salida de los gases y configurar una salida preferente controlada y, mediante conductos apropiados, dirigirlos a una torre de depuración. Esta salida puede servir, además, para llevar a cabo controles periódicos de la composición del gas evacuado. Los porcentajes típicos de los gases en base al volumen seco son los siguientes: • Metano 45-60% • Dióxido de carbono 40-60% • Nitrógeno 2-5% • Oxígeno 0,1-1% • Sulfuros, disulfuros, mercaptanos, etc. 0-1 % • Amoniaco 0,1-1% • Hidrógeno 0-0,2% • Monóxido de carbono 0-0,2% • Constituyentes en cantidades traza 0,01-0,6% El metano y el dióxido de carbono son, por tanto, los principales gases procedentes de la descomposición de los componentes biodegradables de los residuos. Además, se encuentran en cantidades traza otros muchos compuestos orgánicos volátiles (COVs) que pueden resultar tóxicos para la salud pública. Así, por ejemplo, los valores medios expresados en ppb, obtenidos en las muestras de los gases procedentes de 66 vertederos de residuos urbanos en California, para compuestos con concentraciones superiores a 1.000 ppb, son: • Acetato de vinilo 5.663 • Acetona 6.838 • Benceno 2.057 • Cloruro de vinilo 3.508 • 1,1-Dicloroetano 2.801 • Diclorometano 25.694 • Estireno 1.517 518 © Ediciones Paraninfo
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7.334 • Etilbenceno 3.092 • Metil-etil-cetona • Tetracloroetileno 5.244 • Tricloroetileno 2.079 34.907 • Tolueno • Xileno 2.651 Estos compuestos se encuentran también en el lixiviado, donde se disolverán en función de la ley de Henry de la solubilidad de un gas en un disolvente. La generación de los principales gases evoluciona en la misma forma que lo hace el vertedero. Así, la composición del gas varía en función de la fase en que se encuentre el mismo, como se refleja en la Figura 19.9. La duración de las fases de producción del gas de vertedero será distinta en función de varios factores, como: composición de los residuos, disponibilidad de nutrientes, contenido de humedad y grado de compactación inicial. El proceso de formación del biogás en los vertederos pasa por las siguientes fases: Fase inicial de ajuste (1). Al poco tiempo de colocar los residuos urbanos en el vertedero, comienza la descomposición biológica de los componentes orgánicos biodegradables, en condiciones aerobias. En esta fase se observa una gran concentración de nitrógeno, una ligera disminución de oxígeno y comienza 1a aparecer dióxido de carbono. · Fase de transición (11). Debido al gran descenso de oxígeno, comienzan a desarrollarse condiciones anaerobias en el vertedero. Esta fase se caracteriza por
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/ ................. 80
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Fases FIGURA 19.9.
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Composición del gas de vertedero en función de la evolución del mismo.
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un aumento considerable del dióxido de carbono, un descenso del nitrógeno y la aparición de hidrógeno. Fase ácida (111). En esta fase se acelera la actividad microbiana anaerobia iniciada en la fase anterior, produciéndose importantes cantidades de ácidos orgánicos y pequeñas de gas hidrógeno. En primer lugar, los compuestos de alto peso molecular (lípidos, polisacáridos, ácidos nucleicos y proteínas) son transformados mediante enzimas en compuestos más sencillos, que utilizan los microorganismos como fuentes de energía y de carbono celular. Posteriormente, estos compuestos son transformados mediante microorganismos en otros de peso molecular bajo, como el ácido acético. El gas del vertedero generado en esta etapa está constituido fundamentalmente por dióxido de carbono, reduciéndose el porcentaje de hidrógeno mientras comienza a aparecer metano en su composición. Fase de fermentación metánica (W). El ácido acético obtenido en la fase ácida se transforma ahora en metano y en dióxido de carbono mediante microorganismos metanogénicos que actúan en condiciones anaerobias, por lo que el gas generado está constituido casi exclusivamente por cantidades importantes de metano y dióxido de carbono. Fase de maduración (V). En esta última etapa la velocidad de generación del gas de vertedero disminuye significativamente, porque los componentes que quedan en el vertedero son de degradación lenta. Los principales gases que se encuentran en esta fase son metano y dióxido de carbono procedentes de la fase anterior. Pero, a la vez que se produce el descenso de la actividad biológica, el gas de vertedero (en función de las medidas de sellado), recupera la composición inicial en nitrógeno y oxígeno. Normalmente, los gases de vertedero o se queman o se .utilizan para la recuperación de energía en forma de electricidad, ya que el poder calorífico (PCI) del biogás es elevado, debido, fundamentalmente, a la gran concentración de metano. El tratamiento más generalizado es la destrucción térmica, produciéndose fundamentalmente dióxido de carbono, óxidos de nitrógeno y, en menor medida, dióxido de azufre. Las instalaciones en las que se lleva a cabo la combustión deben estar diseñadas para asegurar la destrucción total de los componentes minoritarios presentes en los gases como consecuencia de los procesos químicos que ocurren en el vertedero. Estos gases minoritarios proceden de la descomposición de papel, madera, tejidos, etc., cuyos constituyentes principales son hidrocarburos alifáticos de bajo peso molecular, terpenos (compuestos orgánicos derivados de la polimerización del isopreno (CH2=CH-C(CH3)=CH2), mercaptanos (compuestos orgánicos con átomos de azufre), aminas, etc. Además de estos compuestos, también pueden estar presentes restos de otros más tóxicos, como disolventes (benceno, tolueno, xilenos, etc.), plastificantes y otros productos intermedios en la degradación de la materia orgánica (fenoles, compuestos heterocíclicos, compuestos aromáticos dorados, etc.).
19.4. OTROS TRATAMIENTOS Los residuos urbanos son tratados mayoritariamente por los métodos anteriormente descritos, pero pueden utilizarse otros procesos que actualmente no están muy implantados. En este apartado se describen brevemente algunos de los más representativos. Como los residuos urbanos se generan de manera continuada en grandes cantidades a lo largo del tiempo y se concentran en puntos muy 520 © Ediciones Paraninfo
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localizados, pueden constituir una notable fuente de materia prima, permitiendo su utilización con fines energéticos. Por ello y por las características de su composición, pueden ser considerados como una fuente de «energía renovable». Los principales procesos que producen energía, bien en forma de calor o de compuestos de alto valor energético a partir de los residuos urbanos, además de la incineración con recuperación de energía ya descrita, son los siguientes: 1. Procesos microbiológicos: fermentación anaerobia o biogasificación. 2. Procesos térmicos: pirólisis y gasificación.
19.4.1. Fermentación anaerobia o biogasificación El objetivo de la biogasificación (también denominada biometanización, porque el componente mayoritario del biogás es el metano), es la transformación de la materia orgánica, por medio de bacterias y en ausencia de oxígeno, en un gas, conocido como biogás por su origen biológico, y una fracción sólida más pobre que el compost. El tratamiento de los residuos por biometanización puede realizarse por vía seca o por vía húmeda. El biogás es el nombre genérico de los gases producidos como consecuencia de la degradación anaerobia de los residuos orgánicos, con independencia de la materia prima y de la técnica empleada. Está constituido principalmente por metano y dióxido de carbono, pero además puede contener otros muchos gases en mínimas cantidades. Su composición media en porcentajes en volumen, es la siguiente: • 50-60% de CH 4 • • 30-40% de C0 2 • • <5% de H 2 0, H 2 , 0 2 , H 2S, N 2 , organohalogenados, hidrocarburos, etc. El biogás a partir de residuos urbanos se puede generar de forma natural, como ya hemos visto en los vertederos controlados, o de forma controlada introduciendo la fracción orgánica en digestores anaerobios. La propiedad más interesante del biogás es su valor energético, debido a su elevado contenido en metano. La composición afecta a las posibilidades de su aprovechamiento, ya que la concentración en metano determina su poder calorífico y una elevada concentración en determinados componentes traza puede hacerlo lo suficientemente corrosivo como para que resulte inviable su aprovechamiento en motores. Con respecto a su utilización, hay básicamente cuatro opciones para su aprovechamiento: • Producción de electricidad utilizando motores o turbinas a gas. • Producción de calor en calderas. • Adecuar el biogás a la calidad necesaria para que pueda ser introducido en la red de distribución. • Empleo como combustible para vehículos. La opción más difundida es la generación de energía eléctrica y calor a través de motores de cogeneración.
19.4.2. Pirólisis Consiste en la descomposición térmica de la materia orgánica en ausencia o con defecto de oxígeno. En ella se generan cantidades variables de gases, líquidos y un residuo carbonoso (char). Los rendimientos de los distintos productos generados en el proceso son variables, dependiendo de las condiciones en las que se lleve a © Ediciones Paraninfo
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cabo (fundamentalmente el tipo de reactor en que se realiza, tamaño del residuo alimentado y tiempo de residencia en el reactor). Este proceso se puede realizar en tres rangos de temperatura: baja (800ºC). La pirólisis genera: • Una mezcla de gases formada por diferentes hidrocarburos, CO, COz e Hz. • Unos líquidos formados por los hidrocarburos que se condensan al enfriarse. • Un sólido formado por carbón con incrustaciones de elementos inertes que no pirolizan. Los procesos de pirólisis generan, por tanto, aceites y alquitranes, así como una limitada cantidad de gas de potencia calorífica media, que tras su purificación puede almacenarse y transportarse a pequeñas distancias. Los líquidos producidos por condensación (aceites y alquitranes) generan problemas de polución y el residuo carbonoso obtenido es difícil de valorizar. En general, puede decirse que los procesos de pirólisis se complican por la necesidad de realizar un calentamiento indirecto del residuo y por los problemas de operación originados por la condensación de los alquitranes. El principal reto es lograr la homogeneización de cada uno de los productos generados. La heterogeneidad de los residuos urbanos hace esta misión casi imposible, con lo cual se dificulta cada uno de los procesos de aprovechamiento del subproducto originado.
19.4.3. Gasificación Consiste en un proceso de combustión parcial en el que el combustible es quemado con menos aire que el estequiométrico, convirtiendo el residuo en un gas combustible y reductor, por medio de su reacción con unos agentes gasificantes, aire u oxígeno y vapor de agua. Es una técnica eficaz para reducir el volumen de los residuos y recuperar energía. Se genera un combustible rico en gas con altos contenidos de CO, Hz, y algunos hidrocarburos saturados (principalmente CH4 ), un coque que contiene C y los inertes presentes originalmente en los residuos, y líquidos condensables parecidos a los pirolíticos. La cantidad, composición y potencia calorífica de los gases producidos depende de los agentes gasificantes utilizados. Cuando la gasificación se realiza con aire, se obtiene un gas de baja potencia calorífica (750-1.900 kcal/Nm 3 ) mientras que si se utiliza Üz se obtiene un gas de potencia calorífica media (1.800-3.600 kcaVNm 3). Los procesos de gasificación operan normalmente a temperaturas mayores (900-1.SOOºC) que los de pirólisis. Las temperaturas máximas se alcanzan en la zona de combustión del residuo carbonoso. Si se utilizan Üz o aire precalentado como agentes gasificantes, se puede operar con una extracción de las cenizas en forma fundida, lo cual simplifica en principio su eliminación. Existen diversas tecnologías para la gasificación en función de cómo se realice el calentamiento previo, tipo de agente gasificante o características del gasificador. El principal reto en este tratamiento es lograr una preparación barata del combustible y adaptar el proceso a los cambios impredecibles de los residuos que se van a gasificar.
19.4.4. Estabilización Además del aprovechamiento energético de los residuos urbanos por vía térmica o microbiológica, pueden someterse también a un proceso denominado
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estabilización, que tiene como objetivo revalorizar los residuos y obtener una fracción combustible sin compuestos nocivos. El coste de este proceso de tratamiento es inferior a los costes de explotación de una incineradora o el de los nuevos vertederos que cumplen con la Directiva de Vertido de Residuos. La estabilización se diferencia de los procesos clásicos de tratamiento de residuos por una característica propia a destacar: los residuos se deshidratan hasta un máximo del 15% de humedad, separando los diferentes materiales mecánicamente en un segundo paso. Gracias a ello, se obtienen con respecto a otros procesos de separación las siguientes ventajas: • Los residuos secos se pueden separar mucho mejor. • Los residuos secos se pueden almacenar y se pueden aprovechar mejor en caso de necesidad. • Una mejor separación conlleva una mayor pureza de las diferentes fracciones y por tanto un mejor aprovechamiento y una mejor comerciabilidad. • La suma de las fracciones aprovechables se incrementa por encima del 90%. La estabilización es un proceso biológico combinado con procesos mecánicos. La biomasa contenida en los residuos se aprovecha para generar calor en un reactor de compostaje intensivo. En combinación con una aireación intensiva (el aire se recircula y se deshidrata), se les extrae a los residuos, en un periodo de 7 días, el máximo de humedad. Una vez deshidratados a un máximo del 15% de humedad restante, se convierten en estables, es decir, se eliminan casi por completo los procesos biológicos o de generación de olores. El aire de proceso se recircula en su mayor parte, por lo que tan sólo el aire necesario para la oxidación sale al exterior tras su correspondiente filtrado. Como efluentes se generan condensados que se tratan en una depuradora biológica con ultrafiltración. El proceso consta de las siguientes etapas: • Área de recepción: esclusa para camiones, tolva de descarga y grúa. • Pretratamiento: pretrituración. • Alimentación/Transporte: automática con cintas encapsuladas. • Deshidratación al 15% de humedad: automática en reactores cerrados (balas de compostaje) en aproximadamente 7 días. • Reducción de masa en un 30% aproximadamente. • Valorización de productos: - Separación de metales férreos para venta (4%). Separación de metales no férreos para venta (1%). - Separación de pilas (1 kg/t de residuo). - Separación de inertes, lavado de los mismos para venta (15%). - Separación de una fracción combustible mejorada para aprovechamiento (50%). - Compactación (formación de balas) de la fracción combustible mejorada. Las propiedades del material estabilizado son las que se señalan a continuación: • Como consecuencia de la eliminación del agua y de la separación de metales, baterías y de inertes (piedras, cristal ... ), el material estabilizado representa sólo el 50% del inicial. • Poder calorífico: debido a la eliminación de la humedad y de las fracciones no combustibles, el PC duplica al de los residuos urbanos. © Ediciones Paraninfo
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• Concentración en sustanciai tóxicas: como consecuencia de la separación de pilas, metales no férreos y vidrio, la concentración en sustancias tóxicas se reduce sustancialmente. • Características para la comercialización: el material estabilizado se comercializa en balas. Gracias a un encintado plástico este material se mantiene impermeable durante largo tiempo, libre de olores y sin posibilidades de reaccionar con el exterior y además el transporte se simplifica mucho con este tipo de balas (pesan cerca de una tonelada). • Valorización: el mercado para la valorización del material estabilizado se encuentra fundamentalmente en el ámbito de las plantas de incineración para residuos de alto PC y en la industria cementera. Éstos son los campos fundamentales en donde los combustibles fósiles se pueden sustituir de una forma rentable por el material estabilizado. • Costes: la gestión de residuos urbanos es más rentable cuando se utilizan los procesos de estabilización, porque la fracción estabilizada representa el 50% de los residuos y cumple con las características de un combustible. Por tanto, se necesitarán menos subvenciones con respecto a los residuos urbanos no tratados y, a la larga, se obtendrán beneficios. La estabilización es un proceso muy reciente que funciona a escala industrial. Falta un precio de mercado establecido para el material estabilizado, porque el producto no ha sido suficientemente probado en el mercado.
19.5.
PLAN NACIONAL DE RESIDUOS URBANOS (2000-2006)
El Plan Nacional de Residuos Urbanos (PNRU), inspirado en los principios recogidos en el artículo 1.1 de la Ley 10/1998 de Residuos, y que incluye todos los residuos urbanos o municipales definidos en el artículo 3 de dicha Ley, tiene por objeto reducir la producción de residuos generada por los consumidores. Propone también el establecimiento de los mejores sistemas de gestión, ambientalmente correctos, adecuados a las distintas fracciones de residuos ya generados, a través de los sistemas de recic;:lado y valorización previsibles a adoptar por los distintos ámbitos geográficos en estudio. Se deja como opción menos deseable el depósito en vertedero controlado de las últimas cantidades de residuos no valorizables. Para conseguir una gestión optimizada de los residuos y de acuerdo con la política adoptada por la Unión Europea en este tema, el PNRU para el periodo 2000-2006 incluye los siguientes aspectos: • PREVENCIÓN (reducción en origen y reutilización). • VALORIZACIÓN (reciclado de materiales, compostaje y recuperación energética). • ELIMINACIÓN (vertido controlado). El PNRU prevé estabilizar la producción anual de los residuos urbanos a generar en el periodo objeto del Plan, implantar la recogida selectiva de distintas fracciones (vidrio, papel y cartón, envases ligeros: plásticos, metales y tetrabriks, voluminosos, enseres, muebles, electrodomésticos, pilas y otros residuos peligrosos del hogar RPdH), para recuperar, reciclar y/o compostar aquellos recursos renovables existentes en nuestras basuras y eliminar de forma segura las fracciones de desechos no valorizables generadas por los ciudadanos. Para conseguirlo, el PNRU determina una serie de actuaciones mediante programas específicos, con el compromiso de alcanzar unos objetivos concretos en cada uno de ellos en 524 ©Ediciones Paraninfo
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función de los costes asociados a éstos, a las inversiones necesarias y a la forma de financiación previsible. El PNRU surge para dar respuesta a la normativa europea vigente, atendiendo al principio de «responsabilidad compartida», con el interés mutuo de asegurar la protección y la mejora del medio ambiente para las generaciones futuras, en el compromiso de propiciar el Desarrollo Sostenible, sin descuidar los criterios de Biodiversidad en nuestro país. La participación social queda garantizada a través del Consejo Asesor de Medio Ambiente y de las organizaciones que lo integran. El Plan Nacional, además de inspirarse en las directrices, prioridades y criterios establecidos por la Unión Europea, incorpora otras recomendaciones y estrategias en la gestión de residuos. Entre ellas, las establecidas en la Conferencia de Estocolmo de 1972, la Conferencia de Río de 1992, el 5º Programa de Acción de la Unión Europea «Hacia un Desarrollo Sostenible», y la Resolución del Consejo, de 24 de febrero de 1997, sobre una estrategia comunitaria de gestión de residuos.
Objetivos del plan nacional de residuos urbanos {PNRUJ • Fomento de la reducción de la cantidad y peligrosidad de los residuos urbanos. • Aumento de la reutilización, reciclaje y valorización de los residuos urbanos. • Adaptación, antes del 31 de diciembre del año 2005, de las infraestructuras de gestión de residuos a la legislación actual y previsible a corto plazo. • Valorización de la materia orgánica contenida en los residuos urbanos. • Creación de una red de infraestructuras para la gestión de la totalidad de los residuos generados. • Limitación del vertido final o eliminación en vertedero controlado de la última fracción de residuos no valorizable. • Recuperación y restauración de los espacios degradados por vertidos incontrolados. • Establecimiento de un modelo de financiación. • Implantación de la recogida selectiva en todos los núcleos de población de más de 1.000 habitantes antes del 31 de diciembre de 2006. • Creación de un inventario de residuos urbanos a nivel autonómico y nacional. • Fomento de las campañas de información y sensibilización, mediante el acceso a los ciudadanos a la información sobre estos materiales de desecho. • Aplicación de las directrices que establece en el texto normativo la Ley 10/1998. Para conseguir estos objetivos se han desarrollado los siguientes programas de acción:
l. Programa Nacional de Prevención
Objetivo • Estabilizar la producción de los residuos urbanos generados a final de 2002, al nivel en que se encontraban en 1996, es decir, la reducción será del 6% en la generación de los residuos totales. © Ediciones Paraninfo
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Actuaciones previstas • Establecer acuerdos entre la Administración y los sectores productivos implicados. • Fomentar la prevención y la reutilización en origen, previo a la generación del residuo como tal. • Desarrollar normativas específicas para ciertos residuos urbanos especiales. • Promover experiencias piloto para la aplicación cuantitativa del principio «quien contamina paga». • Establecer los procedimientos y sistemas económicos que graven el exceso de generación de residuos. • Aplicar instrumentos económicos que incorporen a su importe todos los costes reales originados por su correcta gestión ambiental. • Fomentar las actuaciones de I+D tendentes a facilitar la reciclabilidad de los bienes cuando se conviertan en residuo. • Aplicar los sistemas de depósito, devolución y retorno (SDDR) para las diferentes fracciones de residuos de las bolsas de basura. • Desarrollar campañas educativas y publicitarias que promocionen las actuaciones que preconiza el PNRU. • Aplicar los incentivos económicos dirigidos a la reutilización. • Desarrollar los artículos 1.1 y 9 .2 de la Ley 1111997 de Envases y Residuos de Envases, acerca de los objetivos cuantitativos de prevención, reciclado y valorización de la totalidad de los envases puestos en el mercado nacional. 11. Programa Nacional de Recuperación y Reciclaje
Objetivos • Conseguir la máxima valorización, recuperación y reciclaje de las fracciones de materiales reciclables contenidos en los residuos urbanos, para incorporar al ciclo de consumo el máximo de aquellos materiales que, siendo recursos renovables, puedan formar parte de la cadena de comercialización y así disminuir el depósito de los mismos en los vertederos, contribuyendo a aumentar el índice de desviación de vertido (IDV). • Potenciar e implantar la recogida selectiva de los residuos específicos domésticos (vidrio, papel y cartón, plásticos, metales, tetrabriks, pilas), habilitando contenedores selectivos ubicados en la vía pública.
Actuaciones previstas • Promover las iniciativas que contemplen la separación en origen y la recuperación selectiva de las fracciones de desecho solicitadas, para el reciclaje de los residuos específicos domésticos. • Establecer acuerdos con las organizaciones empresariales, de profesionales, de consumidores y ciudadanos en general, para la promoción, desarrollo e implantación de los sistemas de gestión que permitan alcanzar los objetivos de cumplimiento normativo del PNRU. • Implantar los modelos de gestión optimizados para los ámbitos geográficos de implicación, que contemplen la recogida selectiva en origen de los
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tintos tipos de residuos (contenedores específicos, separación domiciliaria y puntos limpios). Proponer sistemas de recogida selectiva en municipios de más de 5.000 habitantes para el 1 de enero de 2001, y extensión a los restantes núcleos de más de 1.000 habitantes antes de finales del 2006. Implantar, desarrollar e impulsar los sistemas integrados de gestión (SIG) y los sistemas de depósito, devolución y retorno (SDDR). Instalar puntos limpios de aportación voluntaria, para las diferentes fracciones de residuos de origen domiciliario. Dotar de nuevos equipos complementarios a los ya existentes de recogida y transporte de residuos. Instalar las Plantas de Separación y Clasificación que sean necesarias para asegurar el cumplimiento de los objetivos cuantitativos que exige la Ley 1111997 de Envases y Residuos de Envases para junio de 2001. Incorporar las edificaciones de espacios e instalaciones destinadas a contener y recoger selectivamente los residuos urbanos. Implantar las medidas que penalicen económicamente el vertido de materiales que cuenten con alternativas de reciclaje técnica, económica y ambientalmente viables. Implantar los sistemas de tarifación de la generación de residuos, en aplicación del principio «quien contamina paga», por parte de las Administraciones Públicas. Fomentar las actuaciones de I+D. Fomentar los mercados de materiales procedentes de los residuos urbanos, nuevas Materias Primas Secundarias (MPS) de incorporación en los circuitos económicos de consumo de materiales.
111. Programa nacional de residuos de envases y envases usados
Objetivos • Potenciar la valorización, la recuperación y el reciclaje de las fracciones contenidas en los residuos de envases (vidrio, papel, cartón, plástico, metal, madera, complejos), así como evitar la presencia de productos que por sus características químicas pongan en peligro el medio ambiente. • Cumplimiento de la Ley 1111997 de Envases y Residuos de Envases que contempla la reducción del 10% en peso de la totalidad de los envases puestos en el mercado nacional, independientemente del destino de los mismos, ya sea doméstico, industrial o comercial. • Potenciar la aplicación de los mecanismos que permitan la reutilización de envases, con el fin de reducir el impacto de éstos sobre el medio. • Asegurar los objetivos de reciclaje y valorización que exige la Ley 1111997: - Reciclar un mínimo del 25% en peso y un máximo del 45% de los residuos de envases generados, antes del 26 de abril de 2001, y un mínimo del 50% en peso de éstos en 2006. - Valorizar un mínimo del 50% en peso y un máximo del 65% de los residuos de envases antes del 26 de abril de 2001, y un 70% como mínimo de éstos en2006. © Ediciones Paraninfo
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Reciclar un mínimo del 15% en peso de cada tipo de material de envasado antes del 26 de abril del año 2001 y de un 20% como mínimo en el año 2006.
Actuaciones previstas • Favorecer la información e investigación acerca de la composición de los residuos de envases que son destinados a desecho, atendiendo a los hábitos de consumo de los ciudadanos, a los ciclos de consumo y a los estudios de análisis de ciclo de vida (ACV) que se inicien para cada uno de los materiales de envasado. • Elaborar un sistema de información relativo a los residuos de envases, incluido el Inventario Nacional de Residuos de Envases. • Establecer los instrumentos económicos adecuados para fomentar las inversiones, las actividades de investigación y el desarrollo de éstas con el ánimo de mejorar los procesos productivos, para optimizar la cantidad de materiales empleados, con la incorporación de nuevas Materias Primas Secundarias (MPS), recicladas, y atendiendo a nuevas tecnologías que permitan la utilización de envases reutilizables y/o reciclables, al final de la vida útil de éstos. • Establecer las medidas precisas para garantizar el seguimiento y el control de los Planes Empresariales de Prevención de Envases (PEP). • Implantar los contenedores de recogida selectiva para los residuos de envases solicitados en los programas de reciclaje. • Emitir los informes que aseguren los resultados de reciclaje propuestos por el Plan, con una periodicidad anual de presentación de los mismos. Los objetivos de reciclaje para los distintos materiales (papel y cartón, vidrio, envases de plástico y envases metálicos) se recogen en las Tablas 19.6 a 19.9.
TABLA
19.6. Objetivos de reciclaje de papel y cartón (PNRU) Reciclaje 1996 (%)
ORIGEN Papeles Gráficos Envases
Doméstico Comercial/Industrial Doméstico Comercial/Industrial Otros no recuperables TOTALES
TABLA
ORIGEN Doméstico/Municipal Otros domésticos Tasa de reciclaje total
Objetivos de reciclaje Año 2001 (%) Año 2006 (%)
42
70
80
48 67
70 80
80 90
-
-
-
41
60
75
19.7. Objetivos de reciclaje de vidrio (PNRU) Año 2001 (%) 25 (50% del total a reciclar) 25 (50% del total a reciclar) 50
Año 2006 (%) 35 (45,3% del total a reciclar) 40 (54.7% del total a reciclar) 75
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Tabla 19.8. Objetivos de reciclaje de envases de plástico (PNRU) Reciclaje 1996 (%) Tasa de reciclaje
5,3
Objetivos de reciclaje Año 2001 (%) Año 2006 (%) 1 25,0 (50% para el PVC) 1 40,0 (80% para el PVC)
TABLA 19.9. Objetivos de reciclaje de envases metálicos (PNRU)
Material Envases de acero Envases de aluminio
Reciclaje 1996 (%) 19,9 17,0
Objetivos de reciclaje Año 2001 (%) Año 2006 (%) 50,0 90,0 35,0 90,0
IV. Programa Nacional de Compostaje
Objetivos • Tratar el 40% en peso de la materia orgánica procedente de los residuos urbanos al final de 2001, llegando al 50% en peso a finales de 2006. • Apoyar la valorización de la materia orgánica de los residuos urbanos mediante los sistemas de biometanización o similares, con aprovechamiento de la recuperación de la energía contenida en ésta. • Mejorar la calidad y el rendimiento del proceso de obtención del compost para asegurar la adquisición de nuevas cantidades de este compost para uso comercial, junto con los fertilizantes de uso frecuente.
Actuaciones previstas • Promulgar una normativa específica para asegurar la calidad del compost. • Realizar los estudios de mercado necesarios que permitan identificar los usos potenciales del compost, así como potenciar su uso mediante ayudas económicas y campañas de información y difusión del tema. • Apoyar la recogida selectiva de la materia orgánica y de los residuos verdes en origen y promocionar el compostaje en el domicilio. • Instalar Plantas de Clasificación y Compostaje donde sea preciso. • Apoyar el establecimiento de instalaciones de biometanización, que junto con las plantas de compostaje aseguren el cumplimiento de la Directiva 99/31/CE sobre Vertido de Residuos. • Fomentar las actuaciones de I+D para optimizar los procesos. • Crear un Centro Nacional para el Desarrollo del Compostaje, con actuaciones de I+D y venta del compost obtenido (entre otras).
V. Programa Nacional de Valorización Energética
Objetivo • Valorizar energéticamente aquella fracción que no pueda destinarse a ser reciclada y asegurar el cumplimiento de la normativa relacionada, en cuanto © Edic iones Paraninfo
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D Tratamiento de residuos urbanos al control de las emisiones a la atmósfera. Por ello, el PNRU prevé el cierre de cuatro instalaciones de incineración sin recuperación energética existentes en España, antes del 31 de diciembre de 2001, así como de todas aquellas que incumplan con los niveles de emisión permitidos por la legislación vigente.
Actuaciones previstas • Construir nuevas instalaciones que cumplan con la legislación vigente. VI. Programa Nacional sobre Eliminación y Vertido
Objetivos • Eliminar de forma correcta las cantidades restantes no valorizables, a través de su depósito en vertedero controlado. • Eliminar el vertido incontrolado al final de 2006, en un porcentaje del 33, 1% en peso del total de los residuos urbanos generados. • Adaptar las medidas exigidas por la Directiva 99/31/CE sobre Vertido de Residuos, en los vertederos (actuales y de nueva construcción), aplicando los criterios de «última generación de vertederos». • Eliminar y aprovechar el biogás para obtener energía eléctrica. • Elaborar la norma técnica que asegure la construcción de vertederos de última generación. • Establecer el programa de sellado y reparación de todas las zonas degradadas por vertidos incontrolados.
Actuaciones previstas • Clausurar, sellar y restaurar los vertederos incontrolados existentes. • Construir nuevas instalaciones de vertederos controlados, según las directrices de la nueva Directiva sobre Vertido de Residuos para finales de 2006. VII. Programa Nacional de Concienciación Ciudadana y Formación • Llevar a cabo un Programa de sensibilización y formación ciudadana personalizada según los distintos grupos sociales de interés, en los que recae el éxito de cumplimiento de los objetivos que preconiza el PNRU hasta el año 2006. La evolución de la gestión de los residuos urbanos derivada del PNRU (20002006) se recoge en la Tabla 19 .1 O, en la que se observa un incremento en el reciclaje y en la valorización energética de los residuos, frente a una disminución de la eliminación de los mismos en vertederos. En concreto, la eliminación de residuos mediante vertido pasa de ser de un 70,4% en 1996 a un 33,1% en el año 2006, lo que supone una reducción del 53,0% de la cantidad total de residuos urbanos vertida. Además, con estos objetivos se cumplirían los porcentajes de reducción de vertido de la fracción biodegradable marcados en la Directiva sobre Vertido. 530 ©Ediciones Paraninfo
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TABLA 9.10. Gestión de los residuos urbanos derivada del PNRU (2000-2006) 1996 Toneladas % 9.989.386 58,16
Vertido autorizado (1) Vertido controlado y o autorizado (2) Vertido incontrolado (3) 2.101 .250 Reciclaje distinto al 1.985.040 compostaje 2.394.162 Compostaje Valorización energética 705.348 TOTAL 17.175.186
2001 Toneladas
%
o 8.324.089
48,00
12,23
858.759
5,00
11,56
3.349.161
19,50
13,94 4,11 100,0
3.179.126 1.544.049 17.255.184
18,51 8,99 100,0
0,00
2006 Toneladas 5.969.236
o 4.500.00
% 0,00
33,10 0,00 24,96
4.372.701 24,24 3.192.008 17,70 18.033.945 100,0
(1) Vertidos realizados en vertederos autorizados administrativamente, pero que no cumplen la nueva Directiva de Vertido 99/31/CEE. (2) Vertidos realizados en vertederos que cumplen la Directiva 99/31/CEE. (3) Vertidos realizados en vertederos que no están autorizados y que no cumplen la Directiva de Vertido 99/31/CEE.
Ob/iqaciones derivadas del PNRU Con la puesta en marcha del PNRU, cualquier persona responsable de poner en el mercado productos que con su uso se conviertan en residuos, podrá ser obligada a: • Utilizar envases o elaborar productos que favorezcan la prevención en la generación de residuos y faciliten su reutilización o valorización, o permitan su eliminación de la forma menos perjudicial para la salud y el medio ambiente. • Hacerse cargo directamente de la gestión de los residuos derivados de sus productos, o participar en un sistema organizado de gestión de dichos residuos, o contribuir económicamente a los sistemas públicos de gestión de residuos, en la medida que cubran los costos atribuibles a la gestión de los mismos. • Aceptar, en el supuesto de no aplicarse el apartado anterior, un sistema de depósito, devolución y retorno de los residuos derivados de sus productos fuera de uso. • Informar anualmente a los órganos competentes de las Comunidades Autónomas donde radiquen sus instalaciones, de los residuos producidos.
Conclusiones El resumen de todas las acciones que deben atenderse en la adecuación de los mecanismos de gestión de los residuos urbanos que son generados por el ciudadano es el siguiente: © Ediciones Paraninfo
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Planes de prevención de residuos de las empresas. Auditorías de residuos: autodiagnósticos. Asistencia técnica para implantar planes de gestión de residuos urbanos. Estudios de Análisis de Ciclo de Vida (ACV) Producto y/o Proceso. Regulación Administrativa de las Actividades de Gestión de residuos urbanos: - Autorizaciones de Gestión. - Registro de Operadores/Gestores. - Comunicación Gestor y Autoridades. Fomento de recogida selectiva de residuos. Consolidación de nichos de mercado de uso de envases primarios reutilizables. Metodología normalizada de caracterización de residuos urbanos. Metodología homogénea para cálculo y contabilidad. Programa de cuantificación y control de la evolución de residuos. Base de datos de residuos urbanos normalizada de aplicabilidad a las Comunidades Autónomas. Sistema de información de envases y residuos de envases. Promoción de mecanismos de compras entre Administraciones Públicas. Desarrollo de mecanismos de mercado para el reciclaje de materias primas secundarias. Tratamiento de la Información al Ministerio de Medio Ambiente y Comunidades Autónomas. Campaña de sensibilización medioambiental: Programa Preciclaje.
19.5.1. Plan nacional de residuos especiales Dentro del PNRU se da una consideración especial a ciertos tipos de residuos que, si bien no se suelen considerar urbanos en sentido estricto, sí requieren soluciones específicas en razón de su propia peculiaridad. El Ministerio de Medio Ambiente ha elaborado planes especiales e individuales para cada uno de estos residuos, que abordan el tratamiento, recuperación y reciclado de las correspondientes categorías de desechos, que en su conjunto constituirán el Plan Nacional de Residuos Especiales.
Plan nacional de vehículos fuera de uso (PNVFUJ Las previsiones de generación de vehículos fuera de uso (VFUs), basadas en la antigüedad del parque móvil español y el crecimiento continuo del mismo en los diez últimos años, suponen un incremento del 3% anual. La gestión actual de este tipo de residuos consiste fundamentalmente en depositarlos en instalaciones de almacenamiento de chatarra y desguace de vehículos que no están preparadas para seleccionar adecuadamente los diferentes materiales que forman parte de los vehículos fuera de uso. Desde el punto de vista del impacto ambiental ocasionado por la generación de estos residuos, hay que destacar la contaminación de los suelos en los emplazamientos de almacenamiento y desguaces y la contaminación visual. 532 © Ediciones Paraninfo
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El PNVFU establece la adecuada gestión del vehículo como un conjunto de residuos y precisa la descontaminación (separación y reciclado independiente de los componentes del vehículo que tienen la condición de residuos peligrosos), la reutilización y el reciclaje de los materiales que lo componen. La mayoría de los vehículos están constituidos en un 75% por metales que son reciclables, como chatarra (70,1% de piezas de hierroy4,9% de metales no férreos), y en el 25% restante por otros materiales no metálicos. Algunos de estos materiales, aunque están catalogados como peligrosos (baterías, filtros de aceite, fluidos refrigerantes y carburantes), son en su mayoría regenerables y pueden ser valorizados energéticamente, reutilizados como lubricantes, refundidos para obtener plomo y plástico y descontaminados y neutralizados para su posterior reutilización. El resto de los constituyentes de los vehículos fuera de uso son residuos no peligrosos que son reutilizables y reciclables (plásticos, neumáticos, vidrio, textiles, etc.). Los principales objetivos del PNVFU, basándose en los principios de la filosofía promulgada en la Ley 10/1998, de Residuos, son los siguientes: • Aprobación de una norma jurídica que regule las exigencias y requisitos de los Centros Autorizados de Recepción y Descontaminación de vehículos (CARDs). • Recogida y valorización a través de CARDs de, al menos, el 80% de VFUs en 2002. • Recogida y valorización a través de los CARDs del 100% de los VFUs en 2006. • Reutilización y valorización de, al menos, el 85% de los VFUs antes de 2005 (75% para los vehículos fabricados antes de 1980). • Reutilización y reciclaje de, al menos, el 80% en peso de los VFUs antes de 2006 (70% para los vehículos fabricados antes de 1980). • Creación de un sistema estadístico de generación de datos sobre VFUs y su gestión, para su integración en el Inventario Nacional de Residuos.
Plan nacional de neumáticos fuera de uso (PNNFU) El aumento progresivo del parque de vehículos hace suponer que la producción de neumáticos fuera de uso (NFUs), aumente en los próximos años en España, por lo que es necesario un gran esfuerzo por parte de la sociedad y de la Administración para mejorar la deficiente gestión que actualmente se está realizando con este tipo de residuos. Una gran parte de los NFUs son recogidos por los servicios municipales o comarcales, o son transportados directamente por los talleres a los vertederos públicos, en donde son depositados directamente o con una molienda previa. A veces los talleres los depositan en vertederos privados de inertes, que en algunas ocasiones son incontrolados. En algunos casos los chatarreros recogen gratuitamente los neumáticos en los grandes talleres para proceder a la separación de los recuperables para recauchutado o reutilizables en mercados de segunda mano. Los principales objetivos del PFNFU son: • Recuperación y valorización del 100% de NFUs enteros generados antes de 2003, y del 100% de los troceados generados antes de 2007, incluidos los ya almacenados en los vertederos o depósitos existentes. © Ediciones Paraninfo
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• Prohibición de la eliminación por vertido o incineración sin recuperación energética, de los NFUs enteros antes del 11112003, y de los troceados a partir del 1/112006. • Reducción en un 5% en peso de los NFUs generados mediante un aumento de su vida útil, la mejora del uso del neumático y de la conducción de los vehículos entre 2001 y 2006. El cálculo de la reducción lograda se hará tomando como unidad el rendimiento kilométrico del neumático. • Recauchutado de al menos un 20% en peso de los NFUs de vehículos generados antes del 11112007. • Reciclado de al menos el 25% en peso de los NFUs procedentes de turismos antes del 11112007. • Valorización distinta al recauchutado del 65% en peso de los NFUs procedentes de vehículos de turismo generados antes del 11112005. • Valorización de, al menos, el 95% de NFUs de camiones antes del 11112003 y reciclado de, al menos, el 25% en peso antes del 11112007. • Creación de un sistema estadístico de generación de datos sobre NFUs y su gestión.
Plan nacional de residuos de matadero, decomisos, subproductos cárnicos y animales muertos (PNRMDSAM) El PNRMDSAM establece que son las Comunidades Autónomas las que deben poner en marcha sistemas de recogida, transporte al centro de almacenamiento y tratamiento final de este tipo de residuos. La mayor parte de estos residuos se tratan en industrias de transformación autorizadas para la elaboración de piensos y otros productos de alimentación animal. Hay que tener en cuenta que los Materiales Especificados de Riesgo (MER), poseen una normativa específica de gestión que los excluye de los residuos incluidos en la Ley 10/1998, de Residuos. Los objetivos de este plan siguen dos líneas de acción paralelas. Por una parte la gestión de residuos de desechos y por otro el control y la correcta gestión de los animales muertos. En ambos casos se persigue alcanzar una correcta gestión de la totalidad de los residuos en 2006. Actualmente, se dispone de un borrador de Reglamento Comunitario, encaminado a establecer las normas sanitarias de los productos de origen animal que no se destinen a consumo humano y que está previsto que entre en vigor en enero de 2003, que condicionará en el futuro la gestión de este tipo de residuos. El PNRMDSAM contempla como principales objetivos los siguientes: • Recogida y correcta gestión ambiental de, al menos, el 95% de los residuos de matadero, decomisos y subproductos cárnicos, en el año 2002. • Recogida y correcta gestión ambiental en plantas de tratamiento de, al menos, el 95% de los animales muertos en el año 2002. • Recogida y correcta gestión ambiental del 100% de los residuos de matadero, decomisos y subproductos cárnicos, en el año 2006. • Recogida y correcta gestión ambiental en plantas de tratamiento del 100% de los animales muertos en el año 2006. • Creación de un sistema estadístico de generación de datos sobre los residuos objeto de este Plan, para su integración en el futuro Inventario Nacional de Residuos. 534 ©Ediciones Paraninfo
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Plan nacional de lodos de depuradora (PNLD) Los lodos procedentes de las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR) pueden ser gestionados para utilizarlos como abono en los suelos en virtud de normas específicas, derivadas de la incorporación al derecho interno de la Directiva 86/278/CEE relativa a la protección del medio ambiente y, en particular, de los suelos y la utilización de los lodos de depuradora con fines agrícolas, y la Directiva 91/676/CEE, relativa a la protección de las aguas contra la contaminación producida por nitratos utilizados en la agricultura. Los impactos ambientales vinculados a la gestión de este tipo de residuos son los derivados de las emisiones atmosféricas de metano y dióxido de carbono, tanto en el vertido como en el compostaje, así como de sustancias peligrosas en el caso de que los lodos que se viertan sobre el terreno o se incineren contengan unos niveles altos de las mismas. La producción de lodos de depuradoras (LDs) aumentará en los próximos años, por lo que resulta necesaria la creación de centros de tratamiento y plantas de compostaje de lodos, teniendo en cuenta que la Directiva 1999/31/CE del Consejo, relativa al vertido de residuos, limita la cantidad de materia orgánica que se podrá enviar al vertedero a partir del año 2004. El PNLD pretende una gestión adecuada de los lodos para proteger el medio ambiente y especialmente la calidad del suelo, y tiene como principales objetivos los siguientes: • Reducción en origen de la contaminación de los lodos procedentes de las plantas de depuración de aguas residuales. • Caracterización de los lodos generados en España antes de 2003. • Valorización de, al menos, el 80% de los LDs antes del año 2007: - Valorización en usos agrícolas del 25% de LDs, previamente compostados, antes de 2007. - Valorización en usos agrícolas del 40% de los lodos tratados anaeróbicamente o sometidos a otros tratamientos, antes de 2007. - Valorización energética del 15% de los lodos, antes de 2007. - Correcta gestión ambiental del 100% de las cenizas de incineración de LDs. • Reducción, a un máximo del 20%, de los lodos depositados en vertederos antes del año 2007. • Creación de un sistema estadístico y bases de datos sobre lodos de depuradoras y su gestión, para su integración en el futuro Inventario Nacional de Residuos.
Plan nacional de residuos voluminosos (PNRV) Los residuos voluminosos (RVs) son los residuos de origen urbano que se generan en domicilios particulares, comercios, oficinas y servicios que, por su formato, por contener, en ocasiones, residuos considerados como peligrosos y por su ritmo de generación aleatorio y discontinuo, merecen una consideración independiente de los residuos urbanos. Como ejemplos de este tipo de residuos se pueden citar electrodomésticos, muebles, somieres, puertas, etc. El impacto ambiental ocasionado por los RVs puede ser, en algunos casos, muy ©Ediciones Paraninfo
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Tratamiento de residuos urbanos
significativo, fundamentalmente en aquellos que contienen fluidos refrigerantes como los CFCs y los HCFCs, utilizados por ejemplo en congeladores y frigoríficos. El PNRV surge con los siguientes objetivos: • Recuperación y valorización del 30% de los RVs antes de 2002 (60% de refrigeradores y congeladores) y del 70% antes de 2006. • Valorización de, al menos, el 70% de los residuos voluminosos recuperados. • Recuperación del 30% de los CFCs y los HCFCs antes del año 2002 y de al menos el 70% antes de 2006. • Reutilización o eliminación de todos los CFCs y los HCFCs recuperados (de acuerdo con la posición común europea CE 19/1999 del Consejo, de 29 de febrero). • Creación de un sistema de información y bases de datos sobre generación y gestión de RVs, para su integración en el futuro Inventario Nacional de Residuos.
Plan nacional de residuos de construcción y demolición (PNRCD) Los residuos de construcción y demolición (RCDs), código CER 170000, y conocidos habitualmente como escombros, proceden mayoritariamente de derribos de edificios y de rechazos de los materiales de construcción de las obras de otros edificios de nueva planta y de pequeñas obras de reformas en viviendas o urbanizaciones. La competencia sobre su gestión corresponde a las Comunidades Autónomas, a excepción de los RCDs procedentes de obras menores domiciliarias. La mayor parte de estos residuos se puede considerar inerte, por lo que su poder contaminante es relativamente bajo, pero su impacto ambiental es enorme por el gran volumen que ocupan y la elevada emisión de polvo. En estos residuos se encuentra también una pequeña proporción de residuos peligrosos y no inertes, como, por ejemplo, amianto, fibras minerales, disolventes, algunos aditivos del hormigón, ciertas pinturas, resinas y plásticos. Actualmente, los RCDs se están llevando mayoritariamente a vertederos y se están empleando también como base para pistas de deporte, sustratos, rellenos de explotaciones mineras, etc., sin contemplar la reutilización o el reciclado de algunos de sus componentes. Los principales objetivos del PNRCD son: • Recogida controlada y correcta gestión ambiental de, al menos, el 90% de este tipo de residuos en el año 2006. • Disminución de, al menos, un 10% del flujo de RCDs en el año 2006. • Reciclaje o reutilización de, al menos, el 40% de estos residuos en el año 2005 y del 60% en el año 2006. • Valorización del 50%, como mínimo, de los residuos de envases de materiales de construcción antes del 31 de diciembre de 2001, de los cuales se reciclará, al menos, el 25% (con un mínimo del 15% para cada uno de los materiales citados en el Anejo 4 del Real Decreto 782/1998, de 30 de abril). • Recogida selectiva y correcta gestión ambiental de, al menos, el 95% de los residuos peligrosos contenidos en los RCDs, en el año 2002.
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Tratamiento de residuos urbanos
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• Adaptación de los actuales vertederos de RCDs a la nueva Directiva europea 1999/31/CE de vertederos, antes de 2005. • Identificación de las áreas degradadas susceptibles de ser restauradas mediante RCDs y determinación de las condiciones técnicas y ecológicas aceptables para ello. • Clausura y restauración de los vertederos no adaptables a la citada Directiva antes del año 2006. • Elaboración de un sistema estadístico de generación de datos sobre estos residuos, para su incorporación al Inventario Nacional de Residuos.
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Capítulo
20
Residuos industriales O
20 .1.
Definición y clasificación.
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20.2.
O
20.3.
Residuos peligrosos. Gestión de residuos peligrosos.
20.1.
DEFINICIÓN Y CLASIFICACIÓN
Son los generados como consecuencia de la propia actividad industrial. Debido a la gran diversidad de procesos industriales existentes, los tipos de residuos que se producen y su composición, son muy variados. Una clasificación posible de estos residuos, en función del sector que los genera, es la que se indica en la Tabla 20.1.
Tabla 20.1. Origen de los residuos industriales. SECTOR INDUSTRIAL
TIPO DE RESIDUOS
COMPOSICIÓN
l. ALIMENTACIÓN
Restos de proceso Embalajes Restos vegetales Derivados lácteos
Vegetales y frutos, cereales, conchas, huesos vegetales, pieles, grasas y aceites, cartonajes, huesos de animales, cáscaras, hojas y raíces, residuos orgánicos, recortes metálicos, semillas, pulpas, grasas, proteínas, orujos, melazas, etc.
l. CEMENTO Y CERÁMICAS
Restos de materias primas
Arcillas, cemento, yeso, alabastro, vidrio, abrasivos, papel y cartonaje.
l. EXTRACTIVA
Recubrimientos Estériles Restos de instalaciones viejas Escombreras Diques estériles Grandes huecos
Silicatos, pizarras, rocas silicatadas y calizas , maderas y chatarra, residuos de las menas, gravas, etc.
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Residuos industriales Tabla 20.1. Origen de los residuos industriales (cont.).
SECTOR INDUSTRIAL
TIPO DE RESIDUOS
COMPOSICIÓN
FABRICACIÓN DE BIENES DE EQUIPO
Restos de materias primas Recortes Embalajes
Chatarras, gomas, maderas, cables, escorias, plásticos, resinas, texti les, pinturas, vidrio, disolventes.
l. FARMACÉUTICA
Productos químicos Microorganismos Compuestos orgánicos
Restos orgánicos e inorgánicos.
l. MADERA Y PAPEL
Residuos celulósicos Papel y pulpas Lejías negras Restos diversos
Productos alcalinos, fibras de celulosa, pulpa y papel, reco rtes de madera, serrines, metales, plásticos, colas, pinturas, disolventes, tintas, cartones, recortes de papel.
METALURG IA Y SIDERURGIA
Estériles Materias primas
Pulpas y barros, escorias.
l. PETRÓLEO, CAUCHO Y PLÁSTICOS
Restos de productos derivados del petróleo Envases y embalajes
Asfaltos, alquitranes, plásticos, textiles, papel y cartón, gomas, productos petrolíferos, colorantes.
l. QUÍMICA
Restos d~ productos químicos Envases y embalajes Pulpas
Productos inorgánicos, productos orgánicos, metales, gomas, vidrio, aceites, pinturas, disolventes, pegamentos, etc.
l. TEXTI L
Restos textiles
Fibras naturales y sintéticas.
TRANSFORMADOS METÁLICOS Restos de producto Recortes Embalajes
Cenizas, arenas, chatarras férreas y no férreas, disolventes, lubricantes, licores de decapado, limaduras cerámicas.
l. DIVERSAS
Metales, chatarras, vidrios, plásticos, cueros, gomas, textiles, pinturas, disolventes, cerámicas, cenizas, lodos de depuración, cables, bienes de equipo, maderas, residuos radiactivos, químicos y biológicos.
Restos de materias primas Recortes Embalajes Escombros Lodos de depuración Residuos tóxicos y peligrosos
El conocimiento de la composición y de las propiedades físico-químicas de cualquier residuo industrial es fundamental para realizar una correcta gestión del mismo. Las operaciones desarrolladas para conseguir este conocimiento y la información proporcionada por las mismas se conoce como caracterización
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Residuos industriales
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o identificación. Este estudio del residuo permite disponer de la informadón necesaria para catalogarlo de acuerdo con la normativa vigente y, en función de la misma, optar por el sistema de tratamiento más adecuado. Actualmente, los residuos industriales no existen como tales, debiendo encuadrarse en alguno de los siguientes grupos: • Residuos asimilables a urbanos: los que poseen características similares a los residuos urbanos. Se incluyen en esta categoría los restos orgánicos procedentes de la alimentación, envases de papel y cartón, plásticos, etc. • Residuos inertes: los que se caracterizan por su inocuidad y que pueden ser utilizados con fines diversos porque no causan daños al medio ambiente. En este grupo se incluirían escombros, escorias, cenizas, polvos metálicos, etc. • Residuos peligrosos: según la Ley 10/1998, que deroga la Ley 20/1986 básica de Residuos Tóxicos y Peligrosos, son aquellos que figuren en la lista de residuos peligrosos, aprobada en el Real Decreto 952/1997, así como los recipientes y envases que los hayan contenido. Los que hayan sido calificados como peligrosos por la normativa comunitaria y los que pueda aprobar el Gobierno de conformidad con lo establecido en la normativa europea o en convenios internacionales de los que España sea parte. La gestión de los residuos de la primera categoría corresponde a la de los residuos urbanos ya comentada en el capítulo anterior. Los residuos inertes según la definición dada en la Directiva 1.999/31/CE, del Consejo, de abril de 1999 relativa al vertido de residuos, y el Real Decreto 1.481/2001, de 27 de diciembre, son los que no experimentan transformaciones físicas, químicas o biológicas significativas. Los residuos inertes no son solubles ni combustibles, ni reaccionan física ni químicamente de ninguna otra manera, ni son biodegradables, ni afectan negativamente a otras materias con las cuales entran en contacto de forma que puedan dar lugar a contaminación del medio ambiente o perjudicar a la salud humana. La lixiviabilidad total, el contenido de contaminantes de los residuos y la ecotoxicidad del lixiviado deberán ser insignificantes, y en particular no deberán suponer un riesgo para la calidad de las aguas superficiales y/o subterráneas. La gestión de este tipo de residuos consiste básicamente en depositarlos en un vertedero para residuos inertes, según la clasificación establecida en la citada Directiva. Los residuos peligrosos precisan de un estudio más detallado, porque su gestión es diferente según sean sus características, y requieren un tratamiento específico y un mayor control en su almacenamiento y transporte.
20.2.
RESIDUOS PELIGROSOS
En términos generales, un residuo debe considerarse como peligroso si se reconoce en él un carácter de peligrosidad o de nocividad que implique un riesgo sobre las personas o el medio. La definición de residuo peligroso se presenta ligada al marco legal dentro del que se realiza y en el que se establecen los criterios y métodos para su clasificación y caracterización. La elaboración de listas de sustancias o materias de carácter peligroso constituye una estrategia frecuente para la catalogación de un residuo como tal. La lista comunitaria de residuos peligro© Ediciones Paraninfo
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Residuos industriales
sos se aprobó mediante la Decisión 94/904/CE, de 22 de diciembre, de acuerdo con la Directiva 91/689/CEE y está incorporada a la legislación española a través del Real Decreto 952/1997 de 20 de junio. La disposición adicional primera de dicho Real Decreto establece los residuos que deberán ser considerados como peligrosos. Para ello, hace referencia a los Anexos 1 y 11 de la Ley. En el Anexo 11, se detalla la lista de residuos peligrosos aprobada por las instituciones comunitarias. Por tanto, cualquier residuo perteneciente a la misma deberá ser, necesariamente, considerado como peligroso, así como los recipientes y envases vacíos que hubieran contenido dichos residuos. Sin embargo, la lista de este Anexo 11 no es la única forma de determinar la pertenencia de un residuo a la categoría de peligroso, sino que también pueden ser incluidos como tales determinados residuos ajenos a dicha lista, si cumplen ciertas condiciones establecidas en el Anexo l. Este Anexo 1, que está desglosado en cinco tablas, además de establecer conceptos básicos para abordar la gestión de residuos peligrosos, fija, como se ha indicado anteriormente, condiciones que pueden llevar a la clasificación como peligrosos de los residuos que las cumplan. El contenido de cada una de estas tablas es el indicado a continuación: Tabla 1 (20.1): establece las categorías de residuos, clasificándolos en distintos grupos según su procedencia. Todos ellos incorporan un código Q y están catalogados en 16 categorías distintas. Tabla 2 (20.2): está subdividida en dos partes, A y B. En la parte A se recogen las diferentes operaciones de tratamiento a que puede someterse un residuo peligroso, se catalogan con un código D y se distinguen 15 posibles formas. En la parte B se señalan las operaciones a las que puede ser sometido un residuo peligroso, conducentes a la posible recuperación o valorización, regeneración, reutilización, reciclado o cualquier otra utilización del mismo. Los códigos empleados para distinguirlas son códigos R y se incluyen 13 posibles operaciones. Tabla 3 (20.3): recoge las categorías o tipos genéricos de residuos, clasificados según la actividad que los genera. Está también subdividida en dos partes, A y B. En la parte A se incluyen 18 categorías, y la disposición 1ª del Real Decreto 952/1997 de 20 de junio establece que cualquier residuo incluido en esta parte A de la Tabla 20.3 será considerado como peligroso cuando presente alguna de las características recogidas en la Tabla 20.5 de este mismo Anexo l. En la parte B de esta Tabla 20.3, se recogen otras categorías o tipos genéricos de residuos (del número 19 al 40) y la disposición 1ªdel Real Decreto establece que los residuos incluidos en ellas tendrán la categoría de peligrosos si, además de presentar alguna de las características recogidas en la Tabla 20.5, llevan en su composición alguno de los constituyentes recogidos en la Tabla 20.4. Tabla 4 (20.4): como acabamos de señalar, establece los constituyentes de los residuos que pueden llevar a su clasificación como peligrosos si cumplen las condiciones que se han indicado en la Tabla 20.3. Los constituyentes recogidos son 51 y van todos ellos precedidos de un código C. Tabla 5 (20.5): recoge las características de los residuos que, como hemos indicado al comentar la Tabla 20.3, permiten en determinados casos clasificarlos como peligrosos. Se fijan 14 características y van precedidas de un código H. Se recogen a continuación las tablas del Anexo 1 a las que se ha hecho referencia, excepto la Tabla 1 (20.1) relativa a las categorías de residuos (códigos Q) que ya se ha indicado anteriormente en el Capítulo 17, dedicado a la Normativa sobre residuos. 542 ©Ediciones Paraninfo
Residuos industriales ANEXO 1 TABLA
20.2. Operaciones de tratamiento.
Parte A: Operaciones de eliminación, que no conducen a una posible recuperación o valoración, regeneración, reutilización, reciclado o cualquier otra utilización de los residuos. D1 Depósito sobre el suelo o en su interior (por ejemplo, vertido, etc.). D2 Tratamiento en medio terrestre (por ejemplo: biodegradación de residuos líquidos o lodos en el suelo, etc.). 03 Inyección en profundidad (por ejemplo: inyección de residuos bombeables en pozos, minas de sal, fallas geológicas naturales, etc.). D4 Embalse superficial (por ejemplo: vertido de residuos líquidos o lodos en pozos, estanques o lagunas, etc.). 05 Vertido en lugares especialmente diseñados (por ejemplo: colocación en celdas estancas separadas, recubiertas y aisladas entre sí y el medio ambiente, etc.). 06 Vertido en el medio acuático, salvo en el mar. Vertido en el mar, incluida la inserción en el lecho marino. 07 08 Tratamiento biológico no especificado en otro apartado de la presente tabla y que dé como resultado compuestos o mezclas que se eliminen mediante alguno de los procedimientos enumerados entre 01 a 012. 09 Tratamiento físico-químico no especificado en otro apartado de la presente tabla y que dé como resultado compuestos o mezclas que se eliminen mediante alguno de los procedimientos enumerados entre 01 a 012 (por ejemplo: evaporación, secado, calcinación, etc.). Incineración en tierra. 010 D11 Incineración en mar. Depósito permanente (por ejemplo: colocación de contenedores en una mina, etc.). D12 013 Combinación o mezcla previa a cualquiera de las operaciones enumeradas entre 01 y D12. D14 Reenvasado previo a cualquiera de las operaciones enumeradas entre 01 y 013. Almacenamiento previo a cualquiera de las operaciones enumeradas entre 01y014 (con 015 exclusión del almacenamiento temporal previo a la recogida en el lugar de producción).
Parte B: Operaciones que llevan a una posible recuperación o valorización, regeneración, reutilización, reciclado o cualquier otra utilización de los residuos. Utilización principal como combustible o como otro medio de generar energía. R1 Recuperación o regeneración de disolventes. R2 Reciclado o recuperación de sustancias orgánicas que no se utilizan como disolventes R3 (incluidas las operaciones de formación de abono y otras transformaciones biológicas). Reciclado o recuperación de metales y de compuestos metálicos. R4 Reciclado o recuperación de otras materias inorgánicas. R5 Regeneración de ácidos o de bases. R6 Recuperación de componentes utilizados para reducir la contaminación. R7 Recuperación de componentes procedentes de cataliza.dores. R8
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Residuos industriales
Parte B: Operaciones que llevan a una posible recuperación o valorización, regeneración, reuti/ización, reciclado o cualquier otra utilización de los residuos (cont.). R9 Regeneración u otro nuevo empleo de aceites. Tratamiento de suelos, produciendo un beneficio a la agricultura o una mejora ecolóR10 gica de los mismos. Utilización de residuos obtenidos a partir de cualquiera de las operaciones enumeraR11 das entre R1 y R1 O. R12 Intercambio de residuos para someterlos a cualquiera de las operaciones enumeradas entreR1yR11. Acumulación de residuos para someterlos a cualquiera de las operaciones enumeraR13 das entre R1 y R12 (con exclusión del almacenamiento temporal previo a la recogida en el lugar de la producción). 1
ANEXO 1 TABLA 20.3. Categorías o tipos genéricos de residuos tóxicos y peligrosos, presentados en forma líquida, sólida o de lodos, clasificados según su naturaleza o la actividad que los genera.
Parte A: Residuos que presenten alguna de las características enumeradas en la Tabla 20.5 y estén formados por: Sustancias anatómicas: residuos hospitalarios u otros residuos clínicos. 1 Productos farmacéuticos. 2 3 Conservantes de la madera. Biocidas y productos fitofarmacéuticos. 4 Residuos de productos utilizados como disolventes. 5 Sustancias orgánicas halogenadas no utilizadas como disolventes, excluidas las 6 materias polimerizadas inertes. Sales de temple cianuradas. 7 8 Aceites y sustancias oleosas minerales. 9 Mezclas aceite/agua o hidrocarburo/agua, emulsiones. Sustancias que contengan PCB y/o PCT. 10 11 Materias alquitranadas procedentes de operaciones de refinado, destilación o pirólisis. Tintas, colorantes, pigmentos, pinturas, lacas, barnices. 12 Resinas, látex, plastificantes, colas. 13 14 Sustancias químicas no identificadas y/o nuevas y de efectos desconocidos en el hombre y/o el medio ambiente que procedan de actividades de investigación y desarrollo o de actividades de enseñanza. 15 Productos pirotécnicos y otros materiales explosivos. 16 Sustancias químicas y productos de tratamiento utilizados en fotografía. 17 Todos los materiales contaminados por un producto de la familia de los dibenzofuranos policlorados. 18 Todos los materiales contaminados por un producto de la familia de las dibenzo-paradioxinas policloradas. ~
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Parte B: Residuos que contengan cualquiera de los componentes que figuran en la lista de la Tabla 20.4, que presenten cualquiera de las características mencionadas en la Tabla 20.5 y que estén formados por: 19 Jabones, materias grasas, ceras de origen animal o vegetal. Sustancias orgánicas no halogenadas no empleadas como disolventes. 20 21 Sustancias inorgánicas que no contengan metales o compuestos de metales. Escorias y/o cenizas. 22 Tierra, arcillas o arenas, incluyendo lodos de dragado. 23 Sales de temple no cianuradas. 24 Partículas o polvos metálicos. 25 26 Catalizadores usados. Líquidos o lodos que contengan metales o compuestos metálicos. 27 Residuos de tratam iento de descontaminación (polvos de cámaras de filtros de bol28 sas, etc.), excepto los mencionados en los puntos 29, 30 y 33. 29 Lodos de lavado de gases. Lodos de instalaciones de purificación de agua. 30 Residuos de descarbonatación. 31 Residuos de columnas intercambiadoras de iones. 32 Lodos de depuración no tratados o no utilizables en la agricultura. 33 Residuos de la limpieza de cisternas y/o equipos. 34 Equipos contaminados. 35 Recipientes contaminados (envases, bombonas de gas, etc.) que hayan contenido 36 uno o varios de los constituyentes mencionados en la Tabla 4. Baterías y pilas eléctricas. 37 Aceites vegetales. 38 Objetos procedentes de recogidas selectivas de basuras domésticas y que presenten 39 cualesquiera de las características mencionadas en la Tabla 5. Cualquier otro residuo que contenga uno cualesquiera de los constituyentes enumerados 40 en la Tabla 4 y presente cualesquiera de las características que se enuncian en la Tabla 5. ANEXO 1
20.4. Constituyentes de los residuos de la parte B de la Tabla 20.3 que permiten calificarlos de tóxicos y peligrosos cuando presentan las características enunciadas en la Tabla 20.5.
TABLA
Residuos que tengan como constituyentes: Berilio: compuestos de berilio. C1 Compuestos de vanadio. C2 Compuestos de cromo hexavalente. C3 Compuestos de cobalto. C4 Compuestos de níquel. C5 Compuestos de cobre. C6 Compuestos de zinc. C7
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TABLA 20.4. Constituyentes de los residuos de la parte B de la Tabla 20.3 que permiten calificarlos de tóxicos y peligrosos cuando presentan las características enunciadas en la Tabla 20.5 (cont.).
Residuos que tengan como constituyentes:
es C9 C10 C11 C12 C13 C14 C15 C16 C17 C18 C19 C20 C21 C22 C23 C24 C25 C26 C27 C28 C29 C30 C31 C32 C33 C34 C35 C36 C37 C38 C39 C40 C41 C42
Arsénico: compuestos de arsénico. Selenio: compuestos de selenio. Compuestos de plata. Cadmio: compuestos de cadmio. Compuestos de estaño. Antimonio: compuestos de antimonio. Teluro: compuestos de teluro. Compuestos de bario, excepto el sulfato de bario. Mercurio: compuestos de mercurio. Talio: compuestos de talio. Plomo: compuestos de plomo. Sulfuros inorgánicos. Compuestos inorgánicos de flúor, excepto el fluoruro de calcio. Cianuros inorgánicos. Los siguientes metales alcalinos o alcalinotérreos: litio, sodio, potasio, calcio, magnesio en forma no combinada. Soluciones ácidas o ácidos en forma sólida. Soluciones básicas o bases en forma sólida. Amianto (polvos y fibras). Fósforo: compuestos de fósforo, excluidos los fosfatos minerales. Carbonilos metálicos. Peróxidos. Cloratos. Percloratos. Nitratos. PCB y/o PCT. Compuestos farmacéuticos o veterinarios. Biocidas y sustancias fitofarmacéuticas (plaguicidas, etc.). Sustancias infecciosas. Creosotas. lsocianatos y tiocianatos. Cianuros orgánicos (nitrilos, etc.). Fenoles; compuestos de fenal. Disolventes halogenados. Disolventes orgánicos no halogenados. Compuestos organohalogenados, excluidas las materias polimerizadas inertes y las demás sustancias mencionadas en la presente Tabla.
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TABLA 20.4. Constituyentes de los residuos de la parte B de la Tabla 20.3 que permiten calificarlos
de tóxicos y peligrosos cuando presentan las características enunciadas en la Tabla 20.5 (cont.).
Residuos que tengan como constituyentes: C43 C44 C45 C46 C47 C48 C49 C50 C51
Compuestos aromáticos, compuestos orgánicos policíclicos y heterocíclicos. Aminas alifáticas. Aminas aromáticas. Éteres. Sustancias de carácter explosivo, excluidas las ya mencionadas en la presente tabla. Compuestos orgánicos de azufre. Todo producto de la familia de los dibenzofuranos policlorados. Todo producto de la familia de las dibenzo-para-dioxinas policloradas. Hidrocarburos y sus compuestos oxigenados, nitrogenados y/o sulfurados no incluídos en la presente tabla. ANEXO 1
TABLA 20.5. Las características de los residuos que permiten calificarlos como tóxicos
y peligrosos son: H1 H2 H3A
H3B H4 H5 H6
H7 H8
Explosivo: sustancias y preparados que puedan explosionar bajo el efecto de la llama o que serán más sensibles a los choques o las fricciones que el dinitrobenceno. Comburente: sustancias y preparados que presenten reacciones altamente exotérmicas al entrar en contacto con otras sustancias, en particular sustancias inflamables. Fácilmente inflamable: se aplica a sustancias y preparados líquidos que tengan un punto de inflamación inferior a 21 ºC (incluidos los líquidos extremadamente inflamables), o que puedan calentarse y finalmente inflamarse en contacto con el aire a temperatura ambiente sin aplicación de energía, o se aplica a sustancias y preparados sólidos que puedan inflamarse fácilmente tras un breve contacto con una fuente de ignición, que continúen ardiendo o consumiéndose después del alejamiento de la fuente de ignición, o se aplica a sustancias y preparados gaseosos que sean inflamables en el aire a presión normal, o a sustancias y preparados que en contacto con agua o aire húmedo emitan gases fácilmente inflamables en cantidades peligrosas. Inflamable: sustancias y preparados líquidos que tengan un punto de inflamación superior o igual a 21 ºCe inferior o igual a 55ºC. Irritante: sustancias y preparados no corrosivos que puedan causar reacción inflamatoria por contacto inmediato, prolongado o repetido con la piel o las mucosas. Nocivo: sustancias y preparados que por inhalación, ingestión o penetración cutánea puedan entrañar riesgos de gravedad limitada para la salud. Tóxico: sustancias y preparados (incluidos los muy tóxicos) que por inhalación, ingestión o penetración cutánea puedan entrañar riesgos graves, agudos o crónicos e incluso la muerte. Carcinógeno: sustancias o preparados que por inhalación, ingestión o penetración cutánea puedan producir cáncer o aumentar su frecuencia. Corrosivo: sustancias y preparados que puedan destruir tejidos vivos al entrar en contacto con ellos.
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H9
H10
H11 H12 H13
H14
20.5. Las características de los residuos que permiten calificarlos como tóxicos y peligrosos son: (cont.)
Infeccioso: sustancias que contienen microorganismos viables, o sus toxinas, de los que se sabe o existen razones fundadas para creer que causan enfermedades en el ser humano o en otros organismos vivos. Tóxico para la reproducción: sustancias o preparados que por inhalación, ingestión o penetración cutánea puedan producir malformaciones congénitas no hereditarias o aumentar su frecuencia. Mutagénico: sustancias o preparados que por inhalación, ingestión o penetración cutánea puedan producir defectos genéticos hereditarios o aumentar su frecuencia. Sustancias o preparados que emiten gases tóxicos o muy tóxicos al entrar en contacto con el aire, con el agua o con un ácido. Sustancias o preparados susceptibles, después de su eliminación, de dar lugar a otra sustancia por un medio cualquiera, por ejemplo un lixiviado, que posea alguna de las características enumeradas anteriormente. Peligroso para el medio ambiente: sustancias y preparados que presenten o puedan presentar riesgos inmediatos o diferidos para el medio ambiente.
El objeto de la caracterización de los residuos es poder darles una identificación de cara a la declaración anual que está obligado a hacer el productor y poder darles un destino adecuado. El tratamiento al que va a someterse un mismo residuo peligroso no tiene que ser siempre el mismo, ya que va a estar condicionado por distintas circunstancias, como: • Coste total de los distintos tratamientos posibles. • Existencia de centros de tratamiento y distancia a los mismos. • Precio de mercado de los materiales recuperados. • Coste de la gestión de los materiales obtenidos. • Posibles cambios tecnológicos. • Ayudas públicas a instalaciones de tratamiento y tipos de residuos. Las fuentes de residuos peligrosos se pueden agrupar en tres grandes bloques: • Residuos generados en los procesos de transformación, como consecuencia de ineficiencias en el uso de las materias primas y de la energía, así como de la propia composición de los materiales. • Productos que una vez cumplido su ciclo de vida útil son destinados al abandono o desechados. • Residuos generados en las propias operaciones de tratamiento de otros residuos, que requieren a su vez de algún tipo de gestión. Son muchas las actividades industriales que pueden generar residuos peligrosos. En la Tabla 20.6 se indican algunas de ellas, clasificadas por sectores, y se indica el porcentaje en que incide cada una de ellas sobre la cantidad total de residuos peligrosos generados. En ella se observa que el 80% de los residuos peligrosos generados en España se deben a la industria química (30%), industrias de papel y celulosa (27%) y transformados metálicos (23%). En 1999, se recibieron en la Dirección General de Calidad y Evaluación Ambiental del Ministerio de Medio Ambiente 5.245 Declaraciones Anuales, que 548 © Ediciones Paraninfo
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Actividades industriales generadoras de residuos peligrosos SECTOR INDUSTRIAL (ACTIVIDAD)
PUESTO
O
INDUSTRIA QUÍMICA 1.1. Fabricación de productos químicos para la industria 1.2. Fabricación de productos químicos de consumo final 1.3. Fabricación de productos químicos agrícolas 1.4. Fabricación de productos químicos básicos 1.5. Fabricación de materias plásticas 1.6. Fabricación de productos farmacéuticos INDUSTRIAS DEL PAPEL Y CELULOSAS 2.1. Fabricación de pasta papelera y papel y cartón 2.2. Artes gráficas y actividades anexas TRANSFORMADOS METÁLICOS 3.1 Acabados metálicos y fabricación de herramientas 3.2. Tratamiento y recubrimiento de metales INDUSTRIAS METÁLICAS BÁSICAS 4.1. Siderurgia 4.2. Fundiciones 4.3. Calderería INDUSTRIA TEXTIL 5.1. Algodón, lana, fibras artificiales y sintéticas y acabados textiles CUERO, CALZADO Y CONFECCIÓN 6.1. Cuero 6.2. Calzado y confección ALIMENTACIÓN, BEBIDAS Y TABACO 7.1. 1nd ustrias lácteas 7.2. Jugos y conservas 7.3. Otras industrias alimenticias 7.4. Bebidas y tabaco INDUSTRIA DE LA MADERA 8.1. Fabricación de productos de madera, corcho y muebles de madera PRODUCTOS MINERALES NO METÁLICOS 9.1. Vidrio 9.2. Cerámica COMPONENTES ELÉCTRICOS Y ELECTRÓNICOS 10.1. Componentes eléctricos 10.2. Componentes electrónicos
Porcentaje generación residuos sobre total Actividad Sector % parcial % total 30 16 4 3,5 3 3 0,5 27 25 2 23 12,5 10,5 9 6 2,9 0,1 3 3 3 2,5 0,5
2 0,9 0,7 0,1 0,3 1
1 1
0,5 0,5 1
0,9 0,1
corresponden a los residuos peligrosos producidos durante el año 1998, aunque el número de declaraciones que deberían haberse recibido es significativamente mayor, cifrándose la producción de residuos peligrosos en 2 millones de toneladas/año, aunque en realidad la producción de este tipo de residuos en España se © Ediciones Paraninfo
549
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Residuos industriales
cifra en casi 3,5 millones de toneladas/año, con una capacidad de gestión todavía muy limitada. Las Declaraciones Anuales de productores de residuos peligrosos en las distintas Comunidades Autónomas han aumentado significativamente en los últimos años, como se refleja en la Tabla 20.7. TABLA 20.7.
Productores de residuos peligrosos en las distintas Comunidades Autónomas
1993
1994
1995
1996
1997
1998
Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla-La Mancha Cataluña Extremadura Galicia La Rioja Madrid · Murcia Navarra País Vasco Valencia Ce uta Malilla
1.189 41
1.306 4 58 3 10 35 92 18 2.000
1.302 30 50 2 4 40 73 18 2.000 4 167 6 148 3 97 2 131
1.500
1.980 39 82 4 2 59 93 23 2.000 7 163 32 246 28
-
-
-
-
1 1
898 32 90 2 2 52 97 17 2.000 13 161 16 213 19 100 212 160 1 1
TOTAL NACIONAL
3.816
4.093
4.077
4.047
4.086
5.245
COMUNIDAD AUTÓNOMA
1 -
50 105 27 2.000
2 120 28 92 7 154
-
-
151 5 132 40 109 5 125
1 2 1 88 24 2.000 6 157 7 162 1 96
-
77
227 180 1 2
Un problema importante en relación con la generación de residuos peligrosos es la dispersión de las fuentes, que incide sobre la economía de su gestión. Aunque cuantitativamente las grandes instalaciones industriales concentran el grueso de la producción de estos residuos, existen muchos pequeños productores cuya contribución en conjunto es importante y que carecen de la capacidad de gestión de aquéllas. En España, el límite para la consideración legal de p equeño productor se sitúa en 10.000 kg/año, pero se requiere la inscripción como tal, que puede ser denegada en función de las características específicas de los residuos. Los productores de residuos peligrosos tienen las siguientes obligaciones: • Separar adecuadamente y no mezclar los residuos peligrosos, evitando particularmente aquellas mezclas que supongan un aumento de su peligrosidad o dificulten su gestión. • Envasar y etiquetar los recipientes que contengan residuos peligrosos en la forma que reglamentariamente se determine.
550 © Ediciones Para ninfo
Residuos industriales
D
• Llevar un registro de los residuos peligrosos producidos o importados y del destino de los mismos. • Suministrar a las empresas autorizadas para llevar a cabo la gestión de residuos la información necesaria para su adecuado tratamiento y eliminación. • Presentar un informe anual a la Administración pública competente, en el que se deberán especificar, como mínimo, cantidad de residuos peligrosos producidos o importados, naturaleza de los mismos y destino final. • Informar inmediatamente a la Administración pública competente en caso de desaparición, pérdida o escape de residuos peligrosos.
20.3.
GESTIÓN DE RESIDUOS PELIGROSOS
Actualmente, la gestión de los residuos peligrosos recibe una atención prioritaria en los países industrializados. La Ley de Residuos define la gestión como «la recogida, el almacenamiento, el transporte, la valorización y eliminación de los residuos, incluida la vigilancia de estas actividades, así como la vigilancia de los lugares de depósito o vertido después de su cierre». Esta definición responde a las pautas marcadas por la Directiva Comunitaria relativa a Residuos. La estrategia de cara al futuro es, por tanto, la de adoptar medidas de tipo preventivo encaminadas a reducir la generación de residuos en origen y/o recuperar los recursos contenidos en los mismos. Para el control de todo tipo de residuos, y de los peligrosos en particular, se establece la siguiente jerarquía de acciones: • Reducción de la generación de residuos en origen. • Recuperación de los recursos contenidos en los residuos. • Eliminación o reducción de la peligrosidad de los mismos. • Depósito o almacenamiento controlado. La línea de actuación más interesante es la minimización de residuos y constituye el camino a seguir para paliar el problema originado por los residuos peligrosos. La minimización de residuos es el conjunto de estrategias tendentes a reducir el volumen de los mismos, lo que incluye tanto las soluciones orientadas a disminuir la generación en origen como aquellas que pretenden el aprovechamiento de sus valores potenciales, en forma de materiales recuperables o energía, es decir, la valorización de los mismos. Para disminuir la cantidad de residuos peligrosos generados, se deben sustituir las materias primas por otras de mayor pureza o susceptibles de una transformación más completa y modificar los procesos para conseguir mayores rendimientos de transformación de las materias primas. Las distintas operaciones a realizar con los residuos peligrosos pueden resumirse en: Reducción en el origen: Consiste en disminuir la producción de residuos, bien por cambio de proceso de producción, mejora en la calidad de las materias primas empleadas o modificaciones en la tecnología del equipo utilizado. Gestión de los residuos: Comprende el conjunto de actividades encaminadas a dar a los residuos el destino final más adecuado, de acuerdo con sus características y en orden a la protección de la salud humana, la defensa del medio y la preservación de los recursos naturales. Almacenamiento de residuos: Consiste en depositar los residuos en un lugar determinado, siempre en forma temporal, en la fase de pre-recogida del residuo y no supone ninguna forma de eliminación o aprovechamiento del mismo. © Ediciones Paraninfo
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Residuos industriales
Recuperación
RECEPCIÓN DE RESIDUOS
y reciclado
Almacenamiento, preparación y análisis
Efluente
Residuos orgánicos
Aguas lavado
Residuos inorgánicos
Cenizas
~--------'~~
INCINERACIÓN
11------
ESTABILIZACIÓN
Escorias Lixiviado
VERTEDERO DE RESIDUOS PELIGROSOS
------------~
Lixiviado
FIGURA 20.1. Esquema genérico de una instalación de tratamiento integral de residuos peligrosos.
Tratamiento de los residuos: Es el conjunto de operaciones dirigidas a la eliminación de los residuos, a reducir o anular su toxicidad, o a facilitar el aprovechamiento de los recursos contenidos en ellos. A veces puede existir un pretratamiento de los residuos con objeto de modificar alguna característica físico-química de los mismos, con lo que se obtiene una mayor facilidad de manejo, manipulación o tratamiento posterior. Recuperación de los residuos: Consiste en todo proceso industrial cuyo objeto sea el aprovechamiento de los recursos contenidos en los residuos. Eliminación de los residuos: Son todos aquellos procedimientos encaminados al almacenamiento permanente de los residuos o bien a la destrucción total o parcial de los mismos, sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al medio ambiente, siempre que no implique aprovechamiento alguno de los recursos contenidos en ellos. En la Figura 20.1 se recoge el esquema básico de actuación en una planta de tratamiento de residuos peligrosos. Todas las plantas de tratamiento o eliminación de residuos peligrosos deberán realizar las siguientes actuaciones: • Caracterizar adecuadamente los residuos a gestionar, es decir, conocer su origen, propiedades físicas, químicas y biológicas, para obtener la información necesaria sobre el tratamiento más adecuado de los mismos. • Instalar las medidas de seguridad necesarias para evitar el acceso de personas no autorizadas y de animales. • Realizar inspecciones periódicas para detectar posibles problemas. • Controlar la calidad de las aguas subterráneas de la zona. • Vigilar que la manipulación de los residuos sea la adecuada, en función de su inflamabilidad, reactividad o posibles incompatibilidades. 552 © Ediciones Paraninfo
Residuos industriales
D
• Instalar barreras que impidan la propagación de los efectos de posibles accidentes. Para seleccionar el sistema de gestión más adecuado, se deben tener en cuenta los siguientes factores : • Tipo de residuos (características, constitución y concentraciones). • Volumen de residuos. • Posibilidades de recuperación de materiales o aprovechamiento energético. • Generación de nuevos residuos como consecuencia de las operaciones de tratamiento. • Coste global de los procesos. . Los sistemas básicos utilizados para la gestión final de los residuos peligrosos son principalmente: • Incineración. • Tratamiento Físico-Químico. • Vertedero de Residuos Peligrosos (depósitos de seguridad). • Tecnologías Limpias.
20.3.1. Incineración La incineración es un proceso controlado que utiliza la combustión para convertir un residuo en otro material de menor volumen, menos tóxico o menos nocivo. No se eliminan totalmente los residuos, obteniéndose como productos de incineración, escorias y cenizas, efluentes gaseosos y efluentes líquidos que deben ser gestionados adecuadamente, como se representa en la Figura 20.2.
•
ATMÓSFERA
]
EFLUENTES GASEOSOS EFLUENTES
RESIDUOS
- --
~
INCINER ACIÓN GASEOSOS DEPURACIÓN ~----~----------~ --..
VÍA SECA
-+
CENIZAS VOLANTES
ViAHÚMEDA
ESCORIAS
EFLUENTES lÍQUIDOS
VERTEDERO DE RESIDUOS PELIGROSOS -
-------------------+-------<
LODOS
TRATAMIENTO FiSICO·OUiMICO EFLUENTES LÍQUIDOS
MEDIO HIDRICO
FIGURA
20.2. Esquema de producción y tratamiento de residuos sólidos, líquidos y gaseosos en una planta incineradora de residuos peligrosos.
© Ediciones Paraninfo
553
D
Residuos industriales
La combustión es un proceso químico con liberación de calor que se produce bajo determinadas condiciones cuando se pone en contacto un residuo y/o combustible con un comburente (oxígeno del aire). Las características heterogéneas de los residuos a incinerar no permiten que la reacción se produzca en condiciones estequiométricas, por lo que la combustión se suele realizar con exceso de oxígeno, asegurando así que el aire pueda llegar a todas las partes del residuo. Este exceso de aire afecta a la temperatura y composición de los productos de la combustión. Al aumentar el porcentaje de aire, la temperatura de combustión disminuye, y la temperatura de los gases emitidos afecta a la composición y olores. Según la naturaleza exacta de los residuos y las características de operación del proceso, son posibles muchas secuencias de reacción, en las que se obtienen principalmente los subproductos que se indican en la Tabla 20.8.
TABLA
20.8. Productos obtenidos en la incineración de residuos en función de los componentes presentes en los mismos
Componentes en el residuo Carbono Oxígeno Hidrógeno Halógenos Azufre Nitrógeno Fósforo Metales Metales alcalinos
Productos y subproductos Ceniza (s) y Dióxido de carbono (g) Dióxido de carbono (g) Vapor de agua Ácidos halogenados/Br/1 2 (g) Óxidos de azufre (g) Óxidos de nitrógeno (g) Pentóxido de fósforo (g) Óxidos metálicos (s) Hidróxidos (s) lnquemados (g)
La incineración de residuos está regulada por la Directiva 2.000/76/CE del Parlamento Europeo y del Consejo (que derogará la Directiva 94/67/CE a partir del 28 de diciembre de 2005). Tiene por objeto impedir o limitar los efectos nocivos para la salud humana y el medio ambiente, especialmente la contaminación causada por las emisiones en la atmósfera, el suelo y las aguas superficiales y subterráneas, derivados de la incineración y coincineración de residuos. Impone obligaciones al poseedor de los residuos para su entrega y al responsable de la instalación de incineración para hacerse cargo de ellos; fija los valores límite de emisiones atmosféricas; condiciona las autorizaciones de los vertidos procedentes de las incineradoras al cumplimiento de requisitos específicos; determina métodos y frecuencias para la medición de contaminantes y establece un régimen diferenciado para las instalaciones de incineración nuevas y para las ya existentes. En España, el Real Decreto 1.217/1997, de 18 de julio, sobre incineración de residuos peligrosos, incorporó al derecho interno la Directiva 94/67/CE. En la nueva Directiva 2.000/76/CE se define una instalación de incineración como «Cualquier unidad técnica o equipo, fijo o móvil, dedicado al tratamiento térmico de residuos con o sin recuperación del calor producido por la combus554 © Ediciones Paraninfo
Residuos industriales
O
tión, incluida la incineración por oxidación de residuos, así como la pirólisis, la gasificación u otros procesos de tratamiento térmico, como el plasma, en la medida en que los productos resultantes se incineren a continuación». Esta definición comprende el emplazamiento y la instalación completa, incluidas todas las líneas de incineración y las instalaciones de recepción, almacenamiento y pretratamiento in situ de los residuos; los sistemas de alimentación de residuos, combustible y aire; la caldera; las instalaciones de tratamiento de los gases de combustión; las instalaciones de tratamiento o almacenamiento in situ de los residuos de la incineración y de las aguas residuales; la chimenea; así como los dispositivos y sistemas de control de las operaciones de incineración y de registro y de seguimiento de las condiciones de incineración. En la Figura 20.3 se representa el esquema de una planta de incineración de residuos peligrosos. El residuo a incinerar debe ser previamente caracterizado. Para ello, se deben estudiar una serie de parámetros, como: estado físico y propiedades, contenido en humedad, análisis elemental, poder calorífico, análisis de compuestos de elevada peligrosidad y/o toxicidad y cenizas. Desde un punto de vista económico, el residuo ideal para ser sometido a incineración será aquel que contenga una alta proporción en materia orgánica y baja en agua e inertes, para que pueda ser quemado sin un combustible adicional. Sin embargo, en el caso de residuos peligrosos, la materia orgánica debe ser completamente caracterizada, por la posible presencia de algunos componentes cuya destrucción pudiera presentar dificultades especiales por la generación de productos de elevada peligrosidad. Las reglamentaciones en los distintos países fijan los niveles mínimos de destrucción que se han de alcanzar para diversos contaminantes específicos. La cantidad de agua que contiene el residuo determina el balance calorífico del proceso. Es importan-
Chimenea
Residuos líquidos
nnn 11
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Tolva de carga al horno
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+
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Residuos sólidos
Cenizas
~ Bidones
•
Tratamiento de aguas de lavado
FIGURA 20.3. Esquema de una planta de incineración de residuos peligrosos. © Ediciones Paraninfo
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Residuos industriales
te también establecer la proporción de cenizas, por su relación con el volumen final de residuo generado tras la incineración, y la proporción de volátiles y carbono fijo por su influencia sobre el proceso de combustión. En relación con la materia inorgánica, debe analizarse el contenido en metales pesados, ya que éstos pueden quedar en las cenizas fijas del proceso o pasar al estado gaseoso como tales, en el caso de metales volátiles de baja temperatura de ebullición, o formando compuestos tóxicos volátiles. Junto a la composición de los residuos, su estado de agregación constituye también un factor importante, porque influye en la mayor o menor dificultad de manipulación de los mismos y en la velocidad del proceso de combustión. Para que la incineración sea correcta se tienen que cumplir una serie de condiciones que afectan a los parámetros fundamentales del proceso, tales como: • Temperatura óptima de combustión. • Tiempo de retención adecuado. • Buena mezcla del residuo con el aire de combustión. El Real Decreto 1.217/1997, de 18 de julio, sobre incineración de residuos peligrosos, establece que la temperatura de los gases de combustión debe alcanzar, aun en las condiciones más desfavorables, un mínimo de 850ºC, tras la última inyección de aire de combustión. Esta temperatura deberá alcanzarse en o cerca de la pared interna de la cámara de combustión, al menos durante 2 segundos, con un 6% de oxígeno como mínimo. En el caso de residuos con más de un 1% de compuestos orgánicos halogenados, la temperatura debe elevarse hasta un mínimo de 1.1 OOºC. Cuando el horno se alimente únicamente con residuos peligrosos líquidos o con una mezcla de sustancias gaseosas y sólidos pulverizados procedentes de un tratamiento térmico previo de los residuos peligrosos con deficiencia de oxígeno, y cuando la parte gaseosa produzca más del 50% de todo el calor liberado, el contenido de oxígeno existente tras la última inyección de aire de combustión deberá alcanzar al menos el 3%. Las instalaciones de incineración deberán contar con quemadores que se pongan en marcha automáticamente cuando la temperatura de los gases de combustión, tras la última inyección de aire, descienda por debajo de los 850ºC. Asimismo, se utilizarán dichos quemadores durante las operaciones de puesta en marcha y parada de la instalación a fin de asegurarse de que la temperatura que corresponda se mantenga mientras haya residuos no incinerados en la cámara de combustión. Estas instalaciones deben impedir que se produzcan emisiones a la atmósfera que provoquen una contaminación atmosférica considerable a nivel de suelo. En concreto, los gases de escape serán liberados de modo controlado por una chimenea, cuya altura se calculará de tal modo que queden protegidos la salud humana y el medio ambiente. Las condiciones de funcionamiento de una planta de incineración se encuentran supeditadas a las características de los residuos. Las más importantes a tener en cuenta son: Estado físico: En función del estado de agregación del residuo, se seleccionará el tipo de horno a emplear o el sistema de incineración más adecuado. Composición química: La existencia de algún componente químico en los residuos puede definir, como ya se ha comentado, la temperatura necesaria para su
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Residuos industriales
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eliminación, el tiempo de retención, el sistema más adecuado de tratamiento de los humos producidos, etc. Ciertos componentes podrían incluso impedir la aceptación del producto para su eliminación por este procedimiento. Poder calorífico inferior (PCI): Determinará el lugar de descarga de los residuos y las proporciones entre ellos, al objeto de conseguir una mezcla lo más homogénea posible que permita mantener en el horno las condiciones óptimas de funcionamiento. No todos los residuos son incinerables, como los explosivos, radiactivos o los no orgánicos. Los residuos que pueden ser sometidos a incineración son: • Absorbentes. • Aceites. • Aguas de lavado y enjuagues. • Aguas madres de la industria química. • Barnices. • Breas. • Ceras. • Cianuros. • Colas de regeneración de disolventes usados. • Disolventes. • Embalajes contaminados con productos orgánicos. • Goudrons. • Grafitos. • Grasas. • Hidrocarburos. • Insecticidas. • Látex. • Parafinas. • Pinturas. • Policlorobifenilos (PCBs). • Productos orgánicos resultantes de síntesis. • Resinas. • Sedimentos impregnados. • Taladrinas. • Tierras de filtración.
20.3.1.1. Componentes de una planta incineradora de residuos peligrosos En una planta incineradora de residuos peligrosos se encuentran, en general, las siguientes instalaciones: A) Zona de recepción y de servicios. Está constituida por: • Báscula para pesar los camiones a la entrada y a la salida de la instalación. • Oficinas del personal directivo y administrativo. • Laboratorio para controlar todos los productos que entran para su tratamiento, los parámetros de los distintos procesos y los efluentes producidos. En algunas ocasiones existe una instalación para el lavado de los camiones que lo requieran. Los efluentes producidos en el lavado se envían a los correspondientes depósitos de almacenamiento, para ser incinerados posteriormente. © Ediciones Paraninfo
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Residuos industriales
B) Zona de almacenamiento. En él se hallan ubicados los correspondientes depósitos, en los que se distribuyen y almacenan los distintos residuos a incinerar en función de sus características. C) Instalación de pretratamiento. Aunque no existe en todas las plantas, se utiliza para adecuar los residuos a las necesidades del horno, siempre que sea necesario. D) Horno. Es el lugar donde realmente se produce la incineración. Consiste básicamente en una cámara, revestida interiormente de un aislante, en la que se introducen los residuos para su combustión, conjuntamente con el aire necesario. El estado de agregación del residuo y su contenido en cenizas determinarán el tipo de horno empleado. Tipos de hornos
En la Tabla 20.9 se recogen los tipos de hornos que habitualmente se utilizan, en función del tipo de residuos a incinerar. Los tipos de hornos más utilizados son los rotativos, de inyección líquida, de lecho fluidizado y de hogar fijo (o de aire controlado). TABLA 20.9.
Posibilidades de utilización de distintos hornos de incineración en función de las características del residuo
TIPO DE RESIDUO SÓLIDOS - Granular, homogéneo - Irregular suelto (pellets) - Bajo punto de fusión (alquitranes) - Componentes orgánicos con cenizas fundibles - Material no preparado, voluminoso LÍQUIDOS - Residuos acuosos con alta carga iónica - Líquidos orgánicos SÓLIDOS/LÍQUIDOS - Residuos con compuestos aromáticos halogenados - Lodo orgánico acuoso GASES - Cargados de vapor orgánico
HORNO ROTATIVO X X X
INYECCIÓN LECHO LÍQUIDA FLUID IZADO X X
X X X X
X X
X X
X
X
X
X
HOGAR FIJO X X X
X
X X
X X
X X
X X X
X
La incineración por el sistema de horno rotativo es la más versátil, porque admite residuos sólidos, líquidos, lodos y residuos envasados. Estos hornos son los más utilizados en las plantas de incineración de residuos industriales y en las de residuos urbanos. Un esquema básico de un horno rotatorio con cámara de post558 © Ediciones Paraninfo
Residuos industriales
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combustión se representa en la Figura 20.4. En esencia, se compone de un cilindro horizontal recubierto de material refractario montado con una ligera inclinación, de forma que la rotación alrededor de su eje desplaza el residuo a través de él, favoreciendo así el contacto del material a incinerar con el aire de combustión que puede circular en el mismo sentido o en contracorriente con los residuos. El tiempo de residencia de los residuos en el horno puede ser muy variable (desde segundos para los líquidos, hasta horas para los sólidos gruesos), en función de la velocidad de rotación del horno y de la velocidad de alimentación del residuo principalmente. Sin embargo, dado que los residuos ocupan un pequeño porcentaje del volumen del horno, y que el tamaño de éste es reducido, necesita llevar a continuación una cámara de postcombustión conectada directamente a la descarga del horno, para garantizar la total eliminación de los productos contaminantes. Se pueden distinguir dos tipos de sistemas de horno rotatorio: los que trabajan en condiciones de ceniza sólida (ashing) y los que lo hacen en condiciones de ceniza fundida (slagging). En los primeros, las temperaturas de operación varían entre los 800 y los l.OOOºC, mientras que los segundos superan los l.lOOºC, pudiéndose llegar en algunos casos a unos l .650ºC. Entre las ventajas de la utilización de estos tipos de hornos, se encuentran su flexibilidad en cuanto a las condiciones de operación y su capacidad para tratar prácticamente cualquier tipo de residuos. Por ejemplo, los que operan en condiciones de slagging son muy indicados para la incineración de residuos peligrosos problemáticos, ya que pueden ser alimentados con residuos contenidos en reci-
Cámara de post-combustión
Gases a equipo de control de contaminación
FIGURA 20.4. Incineración con horno rotatorio y cámara de post-combustión. © Ediciones Paraninfo
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Residuos industriales
pientes metálicos, sin tener que ser extraídos previamente de los mismos (como por ejemplo residuos que contienen PCBs). La incineración por el método de inyección líquida se aplica casi exclusivamente para residuos líquidos bombeables y de baja viscosidad. Como se muestra en la Figura 20.5, un horno de inyección de líquidos consiste básicamente en un cuerpo cilíndrico refractario horizontal o vertical, equipado con uno o más quemadores por donde se inyectan los residuos pulverizados en finas gotas, para favorecer las etapas de calentamiento y evaporación. La atomización de los residuos líquidos se consigue por medio de boquillas orientadas convenientemente, para que sean quemados en suspensión. Los quemadores, así como las boquillas de inyección de líquidos, pueden orientarse para el quemado axial, radial o tangencial, influyendo esta orientación en las cantidades de calor liberadas. Cuando los residuos tienen alto contenido de sales y cenizas inorgánicas se suelen utilizar los incineradores de inyección líquida de eje vertical, mientras que para los que contienen pocas cenizas se utilizan los hornos horizontales. Los incineradores de líquidos operan a temperaturas comprendidas entre 1.000 y 1. 700ºC y el tiempo de residencia para los productos de la combustión en el incinerador varía desde milisegundos hasta 2,5 s. Es un sistema de incineración muy utilizado para el tratamiento de residuos líquidos, porque admite amplias variaciones en la cantidad a incinerar y porque los costes de mantenimiento son moderados. Los hornos de kchos fluidizados han sido usados para incinerar lodos procedentes de las plantas de tratamiento de aguas residuales urbanas, pero última-
Tanques de almacenamiento de residuos líquidos
Combustible
... ·
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. .. ·. . .
Cámara de combustión
-
A equipo de control de la contaminación atmosférica
11~-~l
Airede combustión
FIGURA 20.5. Esquema de un sistema de incineración con horno de inyección líquida.
560 © Ediciones Paraninfo
Residuos industriales
O
mente se están utilizando mucho estos sistemas para la incineración de residuos peligrosos y para suelos contaminados. En la Figura 20.6 se representa el esquema de un horno de este tipo. Consiste, básicamente, en una cámara refractaria parcialmente llena de material inerte (partículas de arena, alúmina, carbonato de calcio u otros materiales). El aire de combustión se suministra a través de una placa distribuidora por la base del horno, en sentido ascendente, a una velocidad suficiente para fluidizar parte del material del lecho. Cuando el material inerte adquiere las características propias de un fluido, se expande, proporcionando unas condiciones óptimas de superficie específica y homogeneidad térmica. Los residuos pueden ser inyectados en el seno del lecho o sobre él, siempre en una zona de mezcla con el material inerte y el aire de combustión, consiguiendo que los residuos sean incinerados a temperaturas menores que en otros tipos de hornos. La parte superior del horno no ocupada por el lecho actúa como segunda cámara de combustión. Las temperaturas de combustión se mantienen normalmente del orden de 760 a 870ºC y se utiliza un exceso de aire del 25 al 150% en función de las características de los residuos. Las bajas temperaturas de combustión y el exceso de aire minimizan la formación de óxidos de nitrógeno (NOx).
Gases
t Quemador de precalentamiento Alimentación de residuos sólidos
Alimentación de residuos líquidos y lodos
Combustible adicional
Aire de combustión
Cenizas
FIGURA
© Ediciones Paraninfo
20.6. Incineración con horno de lecho fluidizado.
561
O Residuos industriales Los tiempos de residencia en el horno para residuos gaseosos suelen estar en torno a los 12 segundos, mientras que para los sólidos pueden ser muy variables. Los residuos que pueden incinerarse por este sistema pueden ser sólidos, líquidos o combinaciones de ambos, pero deben ser de un tamaño homogéneo (máximo SO mm de diámetro), por lo que en numerosas ocasiones deben someterse a un tratamiento previo de trituración. Se trabaja con alturas de lecho comprendidas entre O,S y 2 metros. La altura total de la cámara se dimensiona de forma que se reduzca en lo posible el arrastre de sólidos, pudiendo llegar hasta unos 10 metros, aunque normalmente se suele disponer de un ciclón que permita retener con una buena eficacia partículas de hasta S-1 O mm, que se recirculan total o parcialmente al lecho. Estos sistemas permiten integrar en el propio incinerador la retención de gases ácidos, por inyección en el mismo de cal en polvo. Los incineradores de hogar fijo, también llamados de aire controlado o incineradores pirolíticos, emplean un proceso de combustión en dos fases: en la primera, el residuo es bombeado a la cámara primaria y quemado con defecto de aire del SO al 80% del estequiométrico. Los productos de combustión, que consisten fundamentalmente en monóxido de carbono y en hidrocarburos como metano y etano, pasan a la cámara secundaria. En esta cámara se inyecta aire adicional para completar la combustión con exceso de aire, siendo necesario en algunas ocasiones adicionar un combustible auxiliar. En la Figura 20. 7 se representa un esquema de este tipo de incineradores. Este proceso de dos etapas permite reducir las emisiones en la chimenea. Los costes de capital son relativamente más bajos y requieren sistemas de control de partículas más reducidos por su
l Aire en exceso
Gases
CÁMARA SECUNDARIA
-
Combustible auxiliar o residuo líquido
Combustible auxiliar
Aire
Residuo Aire de combustión
1
Cenizas
''::;:¡:;: ¡r:'f FIGURA 20. 7.
Incineración con horno de hogar fijo o pirolítico.
562 © Ediciones Para ninfo
Residuos industriales
D
forma de operar, lo que hace que las unidades de hogar fijo sean más atractivas que las de hornos rotativos para instalaciones más pequeñas. Aunque los cuatro tipos de hornos descritos son los más habituales, también pueden utilizarse los hornos de parrilla móvil y los hornos de pisos. Los primeros· constan de una cámara de combustión, en cuyo interior se desplaza el sólido sobre una cinta transportadora, bajo la cual se alimenta el aire, que atraviesa así la capa de sólido. En la zona superior se inyecta aire secundario para completar la combustión en la fase gas. La Figura 20.8 representa un incinerador con este tipo de horno. Este sistema, aunque admite sólidos de distintos tamaños, no tiene la flexibilidad de los rotatorios y es más exigente en cuanto a la preparación del residuo. El tiempo de residencia de los residuos depende de la velocidad de transporte y puede variar entre los 10 minutos y las 3 horas, aunque lo más frecuente es de 20 a 30 minutos. Los hornos de pisos se han utilizado fundamentalmente para la incineración de lodos de depuradoras de aguas residuales, pero desde hace unos pocos años se han empezado a usar también para el tratamiento de residuos peligrosos. Un horno de pisos, como se refleja en la Figura 20.9, consiste en una cámara vertical, con una serie de plataformas ligeramente inclinadas, a las que va cayendo el residuo que se introduce por la parte superior, donde comienza su proceso de secado/calentamiento. Un sistema de paletas unidas a un eje central que va girando a
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Gases
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Cámara de Combustión
Aire
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Aire Adicional
2222222 ................ .2..............••••...•• Cinta Transportadora
FIGURA 20.8.
© Edic iones Paraninfo
1 1 1 1 1 1 1 1 1 1
1
\ - J......--
·-- J
Cenizas
Incineración con horno de parrillas móviles.
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Gases d~ combusfón
Zona de combustión
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Cenizas
FIGURA
20.9. Incineración con horno de pisos.
una velocidad controlada, va desplazando la masa del residuo hasta la parte inferior del horno. El gas de combustión circula en contracorriente, produciendo la combustión en los pisos intermedios, donde la temperatura puede alcanzar los 1.000ºC. Por la parte inferior se recogen las cenizas. La eficiencia térmica de este tipo de hornos es bastante alta, por lo que resultan ser interesantes para la incineración de residuos con un contenido elevado de humedad. Se han desarrollado otras tecnologías de destrucción térmica de residuos industriales, como son: hornos de infrarrojos, incineración por plasma, reactores eléctricos, combustión con sales fundidas o procesos en vidrio fundido, entre otros.
E) Recuperación térmica de los gases. Los humos a la salida del horno tienen normalmente temperaturas elevadas que podrían ser aprovechadas para producir vapor. Sin embargo, con gran parte de los residuos no se puede realizar tal aprovechamiento térmico, debido a que sus características corrosivas son tales que los gases de combustión afectarían a los materiales de los equipos de recuperación. En general, la recuperación energética constituye una práctica más extendida en la incineración de residuos urbanos que en la de peligrosos. F) Instalación de tratamiento de los gases. Los gases, a la salida del horno, normalmente van fuertemente cargados de partículas sólidas y de compuestos en estado gaseoso de naturaleza muy distinta (inquemados, óxidos metálicos, gases ácidos, etc). La concentración de estas sustancias no debe superar los límites permitidos en la legislación vigente, por lo que hay que instalar los equipos adecua564 © Ediciones Paraninfo
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dos para el tratamiento de estos humos por vía húmeda, por vía seca o mediante una combinación de ambas. Entre los primeros se encuentran los lavadores, que pueden actuar por efecto Venturi o por el sistema de lecho compacto o de bandejas. Actúan poniendo en contacto a los humos con agua, lo que provoca el lavado de los gases e indirectamente el arrastre de partículas sólidas. Si el agua además lleva un producto alcalino, se produce también la neutralización de los gases ácidos. Los lavadores de lecho compacto retiran los contaminantes mediante un proceso de absorción de algunos componentes del gas que depende del contacto íntimo gas/líquido. Están formados por recipientes que se llenan con material de relleno dispuesto al azar, tal como anillos, arandelas, etc. El líquido de lavado se introduce por la parte superior y fluye en contracorriente con el gas. Cuando sale el líquido a través del lecho, humedece el material de relleno y crea un área de transferencia con el gas. Los limpiadores de lecho compacto se utilizan normalmente en instalaciones de inyección líquida, donde la absorción de contaminantes solubles del gas (HCl, NOx y SOx) es más importante y el control de partículas menos crítico. Los lavadores Venturi consisten en la inyección de un líquido de lavado al paso del chorro del gas de escape por un estrechamiento del conducto, lo que provoca una mayor velocidad que a su vez sirve para aspirar el líquido reactivo atomizado en pequeñas gotas. Entre los sistemas utilizados por vía seca, se encuentran los ciclones, los electrofiltros y los filtros de mangas. El tratamiento por vía seca presenta la ventaja de que evita la producción de aguas residuales, pero el volumen de residuos sólidos resulta mayor, ya que en la eliminación de gases ácidos por esta vía, se trabaja con una dosificación de reactivo de hasta dos veces la estequiométrica (generalmente hidróxido de calcio en polvo). Existen además otros procedimientos por vía semiseca o semihúmeda, que son variaciones de los anteriores. Con todos estos sistemas se pueden formar combinaciones, colocándolos en serie, con adición o no de determinados reactivos, con el fin de conseguir la depuración deseada. Las normativas existentes en materia de límites de emisión en los gases de escape, establecen valores específicos para las instalaciones de incineración. El Real Decreto 1.217/1997, sobre incineración de residuos peligrosos, fija los siguientes límites: • Monóxido de carbono (CO): 50 mg/Nm3 en el gas de combustión, determinado como valor medio diario; 150 mg/Nm 3 en el 95% de todas las mediciones como mínimo, calculado a partir de los valores medios obtenidos cada 1O minutos o 100 mg/Nm 3 de todas las mediciones, calculado a partir de los valores medios semihorarios, tomados en cualquier periodo de 24 horas. • Partículas totales: 10 mg/Nm 3 como valor medio diario y hasta 30 mg/Nm 3 como media semihoraria. • Sustancias orgánicas en estado gaseoso y de vapor expresadas como carbono orgánico total (COT): 10 mg/Nm 3 como media diaria y hasta 30 mg/Nm3 como valor medio semihorario. En la Directiva 2.000/76/CE relativa a la incineración de residuos el límite de emisión como valor medio semihorario es de 20 mg/Nm3 • ©Ediciones Paraninfo
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D Residuos industriales • Cloruro de hidrógeno (HCl): 10 mg/Nm 3 como valor medio diario y hasta 60 mg/Nm 3 como media semihoraria. • Fluoruro de hidrógeno (HF): 1 mg/Nm 3 como valor medio diario y hasta 4 mg/Nm3 como valor medio semihorario. • Dióxido de azufre (S0 2 ): 50 mg/Nm 3 como valor medio diario, pudiendo llegar a 200 mg/Nm 3 como valor medio semihorario. • Dioxinas y Puranas: todos los valores medios medidos durante un período de muestreo de seis horas como mínimo y ocho horas como máximo no deberán sobrepasar el valor límite de 0,1 ng/Nm 3 • Este valor se define como la suma de las concentraciones individuales de cada uno de los PCDD (policlorodibenzodioxinas) y de los PCDF (policlorodibenzofuranos) presentes en los gases a la salida de la chimenea por los respectivos factores de equivalencia tóxica (utilizando el concepto de equivalentes tóxicos). Para determinar la concentración total (ET) de dioxinas y furanos, se multiplicarán las concentraciones en masa de las diferentes dibenzodioxinas y dibenzofuranos por sus factores de equivalencia tóxica, ya recogidos en el Apartado 4.5.2 de la Parte correspondiente al estudio del Agua. • Cadmio (Cd), Talio (Tl), Mercurio (Hg) y sus compuestos: 0,05 mg/Nm 3 para cada uno de ellos para nuevas instalaciones, y 0,1 mg/Nm3 para las ya existentes. • Antimonio (Sb), Arsénico (As), Plomo (Pb), Cromo (Cr), Cobalto (Co), Cobre (Cu), Manganeso (Mn), Níquel (Ni), Vanadio (V), Estaño (Sn) y sus compuestos: 0,5 mg/Nm 3 y 1 mg/Nm 3 para cada uno, para instalaciones nuevas y ya existentes respectivamente. Los límites indicados para los metales se refieren a valores medios obtenidos durante un período de muestreo de 30 minutos como mínimo y 8 horas como máximo. G) Tratamiento de las aguas residuales. En el conjunto de la instalación de incineración se producen aguas residuales que se han de gestionar adecuadamente antes de su vertido definitivo. Estas aguas, que proceden de los sistemas de depuración por vía húmeda y de las aguas del tanque de descarga de las cenizas fijas del horno, suelen ser sometidas a tratamiento físico-químico o a evaporación utilizando para ello parte del calor producido en el horno, obteniéndose un condensado que se puede aprovechar y un sólido que debe tratarse. El vertido al medio acuático de las aguas residuales procedentes de las instalaciones de incineración de residuos peligrosos estará sujeto a una autorización expedida por las autoridades competentes. En el caso de España, deberá supeditarse a las autorizaciones previstas en la Ley 29/1985, de Aguas y en la Ley 22/1988, de Costas. Según la Directiva 2.000/76/CE, los valores límite de emisión en el punto de vertido (expresados en concentraciones en masa para muestras no filtradas) de sustancias contaminantes para vertidos de aguas residuales procedentes de la depuración de gases de escape, son los siguientes: 1. Total de sólidos en suspensión: el 95% de los valores medidos no debe ser superior a 30 mg/l, y ninguno de ellos debe superar los 45 mg/l. 2. Mercurio y sus compuestos, expresados en mercurio (Hg): 0,03 mg/l. 3. Cadmio y sus compuestos, expresados en cadmio (Cd): 0,05 mg/l. 4. Talio y sus compuestos, expresados en talio (Tl): 0,05 mg/l. 5. Arsénico y sus compuestos, expresados en arsénico (As): 0,15 mg/l. 566 ©Ediciones Paraninfo
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6. 7. 8. 9. 10. 11.
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Plomo y sus compuestos, expresados en plomo (Pb): 0,20 mg!l. Cromo y sus compuestos, expresados en cromo (Cr): 0,50 mg!l. Cobre y sus compuestos, expresados en cobre (Cu): 0,50 mg/l. Níquel y sus compuestos, expresados en níquel (Ni): 0,50 mg!l. Zinc y sus compuestos, expresados en zinc (Zn): 1,50 mg!l. Dioxinas y furanos: 0,3 mg!l. Para determinar la concentración total de dioxinas y furanos, se multiplican las concentraciones en masa de cada uno de estos compuestos por su factor de equivalencia, antes de hacer la suma total. Los factores de equivalencia, a utilizar son los mismos que se recogen en el Apartado 4.5.2 de la Parte que estudia la contaminación del Agua, ya indicados anteriormente en los valores límites de emisión a la atmósfera.
Los emplazamientos de las instalaciones de incineración, incluidas las zonas de almacenamiento de residuos anexas, se diseñarán y explotarán de modo que se impida el vertido no autorizado y accidental de sustancias contaminantes al suelo y a las aguas superficiales y subterráneas. Además, deberán disponer de una capacidad de almacenamiento para la escorrentía de las precipitaciones procedentes del terreno donde se encuentre la instalación o para las aguas contaminadas que provengan de derrames o de operaciones de lucha contra incendios. H) Tratamiento de los residuos sólidos de incineración. Los residuos sólidos derivados de la incineración de residuos peligrosos son muy heterogéneos. Se pueden agrupar en función de su procedencia en tres bloques: • Cenizas fijas generadas en la incineración, que cuantitativamente constituyen el grupo más importante. Algunos componentes típicos de estas cenizas fijas son dióxido de silicio, óxido de aluminio, sulfatos y cloruros de metales alcalinos y alcalinotérreos. Pueden contener también, en menor proporción, metales pesados y sus compuestos. El comportamiento de las cenizas frente a los ensayos de lixiviación determina su clasificación o no como residuos peligrosos. • Cenizas volantes recogidas en los sistemas de captación de partículas, que, aunque su proporción es muy inferio,r a la de las cenizas fijas, por su composición suelen constituir un residuo más problemático que las fijas. La estructura porosa de este tipo de sólidos, debida a que la proporción de materia carbonosa residual es mayor, aumenta la retención por adsorción de las dioxinas y del mercurio de la fase gas. Además, ciertos metales tóxicos como el plomo y el cadmio suelen presentar una mayor concentración en las cenizas volantes. • Sólidos y lodos generados en la eliminación de contaminantes gaseosos. Están constituidos fundamentalmente por sulfatos, carbonatos, cloruros e hidróxidos de calcio, debido a la utilización de cal en los tratamientos de los gases, tanto por vía seca como por vía húmeda. Además, estos sólidos pueden contener carbón activo, que en algunas instalaciones se utiliza como tratamiento final para reducir la emisión de dioxinas y mercurio, que le confieren el carácter de residuo peligroso al adsorbente. Las cenizas o escorias procedentes de la incineración de residuos peligrosos se valorizarán o eliminarán de acuerdo con lo establecido en la legislación sobre residuos. Se deberán efectuar las pruebas adecuadas para establecer las características físicas y químicas, así como el potencial contaminante de los diferentes residuos de incineración. © Ediciones Paraninfo
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Aunque la incineración es el proceso más utilizado entre los tratamientos térmicos de los residuos peligrosos, su utilización es menor que otras técnicas, debido, fundamentalmente, a los posibles problemas de contaminación gaseosa, que han suscitado numerosas reservas hacia esta vía de gestión. Las principales ventajas e inconvenientes derivados de esta técnica son las que se recogen a continuación. Ventajas
• Los componentes peligrosos de los residuos son destruidos. • El volumen y el peso de los residuos se reduce de forma muy significativa de manera inmediata. • Los residuos pueden ser incinerados insitu, sin ser transportados a otra área distante. • La incineración requiere un área de disposición relativamente pequeña. • La incineración se finaliza fácilmente. • A través de las técnicas de recuperación de calor, el coste de la operación puede ser reducido por el uso o venta de energía. • La capacidad de una instalación es variable y puede tratar muchos tipos de residuos, dependiendo de su poder calorífico. Inconvenientes
• Algunos materiales no son incinerables. • Ciertos materiales orgánicos, particularmente aquellos con algún componente dorado, tienden a generar productos de combustión incompleta u otros productos no deseados, que son a menudo tóxicos. • La incineración representa un alto coste y se requieren operadores cualificados. • No supone un sistema de eliminación total y puede ocasionar problemas de contaminación atmosférica que exigen elevadas inversiones en sistemas de depuración de gases. • Se requiere combustible suplementario para poner un incinerador a la temperatura de operación y algunos materiales para mantener las temperaturas de combustión.
20.3.2.
Tratamiento físico-químico
Se pueden definir como procesos industriales cuyo objeto es conseguir mediante la adición de reactivos la eliminación de los contaminantes que habitualmente se encuentran presentes en fase acuosa. El objetivo final del tratamiento físico-químico es conseguir un efluente con la calidad requerida y concentrar los contaminantes en una fase sólida (lodos), que debe ser posteriormente eliminada correctamente. Esta fase sólida podrá ser acondicionada o inertizada para reducir la movilidad de los contaminantes mediante procesos de estabilización y solidificación, antes de ser depositada en un vertedero de seguridad. Los posibles tratamientos más habituales que se integran dentro de la categoría de físico-químicos son los siguientes: • Homogeneización de aguas residuales. 568 ©Ediciones Paraninfo
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• Eliminación de sólidos en suspensión. • Separación de aceites, hidrocarburos y taladrinas. • Procesos de floculación: tintas, pinturas, ... • Filtración. • Neutralización y ajuste del pH de soluciones ácidas y alcalinas. • Procesos de oxidación: eliminación de cianuros, fenoles, ... • Procesos de reducción: eliminación de Cr (VI), ... • Procesos de precipitación: eliminación de metales, otros iones, ... • Otros procesos: oxidación avanzada, membrana, adsorción, ... Estos tratamientos pueden realizarse de forma individual o combinada, según el residuo a tratar. Como se refleja en la Figura 20.10, existen también plantas de tratamiento físico-químico integrales para residuos peligrosos, que contienen una serie de líneas para realizar los distintos procesos a los que pueden someterse. Los procesos físicos a los que pueden someterse los residuos peligrosos incluyen una gran variedad de métodos de tratamiento, que constituyen principalmente procesos de separación. En general, se consigue una reducción del volumen y una concentración del residuo peligroso que, posteriormente, puede precisar otros tratamientos, o ser vertido o reutilizado en función del tipo de residuo. Las operaciones más utilizadas para la separación de sólidos que puedan contener los residuos líquidos son: desbaste, sedimentación, flotación, filtración y centrifugación. Para el tratamiento y reutilización de residuos líquidos, los procesos físicos más utilizados son: evaporación, destilación, arrastre por aire, arrastre por vapor, adsorción sobre carbón activo y adsorción sobre resinas. En los últimos años, se están utilizando distintos tipos de membranas como barreras para la separación de elementos o compuestos peligrosos procedentes de procesos industriales. Los sistemas más utilizados de separación con membranas y algunas de sus aplicaciones son: membranas de microfiltración (clarificación), ultrafiltración (separación de macromoléculas), nanofiltración (separación de compuestos orgánicos pequeños y algunas sales), ósmosis inversa (separación de sales de una disolución), pervaporación (separación de mezclas de líquidos volátiles), diálisis (separación de sales de disoluciones macromoleculares) y electrodiálisis (separación de iones de agua y solutos no iónicos). Los procesos químicos se emplean para transformar los residuos peligrosos, o algunos de sus componentes, en especies de menor peligrosidad o inertes mediante la realización de alguna reacción química (neutralización, oxidación, reducción, precipitación, etc.). En general, los tratamientos químicos suelen ir acompañados de operaciones físicas, por lo que al proceso global se le denomina tratamiento físico-químico. Los residuos que se someten a este tipo de tratamiento suelen ser líquidos o lodos de muy distinta procedencia y que pueden contener productos que les confieren peligrosidad (compuestos ácidos o alcalinos, metales, sulfuros, fluoruros, cianuros, cromo hexavalente, compuestos orgánicos en baja concentración, etc.). En la Figura 20.11 se representa el esquema general de los procesos más habituales a los que suelen someterse los residuos peligrosos en función de sus características. Algunos de estos métodos físico-químicos ya © Ediciones Paraninfo
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CLARIFICACIÓN
Procesos físico-químicos en una planta de tratamiento de residuos peligrosos, con indicación de los residuos tratados y de los reactivos utilizados.
FIGURA 20.11.
han sido descritos en el Apartado 6.6.3, en el que se estudia el tratamiento de aguas residuales industriales en la Parte correspondiente al estudio del Agua, por lo que aquí nos limitaremos a estudiar algunos más específicos y a completar otros ya estudiados. Entre las técnicas más usuales se pueden citar: • Neutralización. • Precipitación. • Reducción - Oxidación. • Ruptura de emulsiones. • Estabilización-Solidificación. • Coagulación y floculación.
20.3.2.1.
Neutralización
Es una técnica común a muchas de las operaciones relacionadas con los tratamientos físico-químicos para el ajuste del pH óptimo del proceso. Se utiliza con productos clasificados como peligrosos por el valor de su pH, que está fuera de los límites de vertido. © Ediciones Paraninfo
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Se basa en la neutralización de la acidez o basicidad de los residuos. Se consigue mezclando los residuos con reactivos adecuados, o bien entre ellos cuando son de carácter contrapuesto, hasta llegar a un pH alrededor de 7, en el que la acidez y/o la basicidad de los residuos quede neutralizada. Los residuos ácidos pueden ser neutralizados con cal, sosa cáustica o carbonato sódico, y los alcalinos mediante ácidos como el sulfúrico, el clorhídrico o precursores de ácidos débiles como el dióxido de carbono. En ciertos residuos líquidos de carácter ácido que contienen metales, la neutralización permite la precipitación de los metales que portan, pasándolos normalmente a la forma de hidróxidos insolubles. El producto resultante tiene normalmente aspecto de fango fluido, de concentración variable en sólidos, no apto para ser llevado directamente a su eliminación final. Por ello, necesita un acondicionamiento que suele consistir en una separación sólido-líquido por sedimentación-filtración. Como resultado de este tratamiento se obtiene agua y un fango espeso. El agua, en función de sus características y de las limitaciones del medio receptor al que se pretende evacuar, se verterá directamente a dicho medio exterior o será sometida a un tratamiento previo para adecuarla a las referidas limitaciones. En cuanto al fango, parcialmente deshidratado y con cierta consistencia, se llevará a un deposito apropiado cuya existencia es habitual en este tipo de instalaciones. En algunos casos se aplica la técnica de estabilización-inertización para obtener una solidificación del producto con unas características finales que posibilitan pueda ser llevado a depósitos de menores requerimientos. En cuanto al control necesario para poder determinar la correcta realización de estas operaciones, se basa principalmente en la medición del pH. No obstante, se pueden realizar mediciones analíticas de metales en el efluente líquido tratado y ensayos de caracterización en el fango producido.
20.3.2.2.
Precipitación
Consiste en la transformación de las especies tóxicas disueltas en formas insolubles por adición de reactivos, seguida de la separación mediante sedimentación, filtración o flotación de la fase sólida formada. Como se acaba de indicar en el apartado anterior, el procedimiento más común de separación de metales es precipitarlos en forma de hidróxidos insolubles. El reactivo más empleado es la cal apagada, principalmente porque es muy económica y fácil de manejar, proporcionando un precipitado muy fácil de decantar y separar, aunque presenta el inconveniente de requerir tiempos de reacción altos, debido a su baja solubilidad. Dado que los valores de pH para la máxima precipitación de cada metal no son coincidentes, cuando existen varios metales en la disolución se debe buscar una zona óptima de reacción, que puede variar entre valores de pH desde 7 hasta 10,5 en función de los límites de concentración máximos permitidos al finalizar el proceso para los metales más tóxicos. Para la separación de algunos metales extremadamente tóxicos, como cadmio o mercurio, que puedan estar presentes en residuos industriales en concentraciones que no puedan ser reducidas a los niveles deseables mediante la precipitación de sus hidróxidos, se recomienda el uso de sulfuro sódico para que precipiten los sulfuros correspondientes que son menos solubles. Los principales inconvenien572 © Ediciones Paraninfo
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tes de la precipitación en forma de sulfuros metálicos son la generación de un lodo muy tóxico y la posible formación de sulfuro de hidrógeno. En la Figura 20.12 se representa la variación de la solubilidad de algunos hidróxidos y sulfuros metálicos, con el valor del pH del sistema. La solubilidad está indicada en función de la concentración residual del ión metálico correspondiente. Nos permite observar dos hechos principales: por un lado, que la solubilidad de los sulfuros es bastante menor que la de los hidróxidos correspondientes; en segundo lugar, nos permite determinar cuál es el pH correspondiente al mínimo de solubilidad para cada uno de los hidróxidos, lo que permite a su vez observar cuál es el valor óptimo de pH para su mayor eliminación. La precipitación de metales puede conseguirse también utilizando otros reactivos, como carbonatos sódico o cálcico, tiourea y borohidruro sódico, aunque su uso es minoritario. Antes de elegir un tratamiento deben realizarse ensayos previos para determinar las condiciones en que va a realizarse, reactivos a utilizar, concentración de metales en el efluente y el pH óptimo de reacción, que nos van a definir el tiempo necesario para que la precipitación sea completa.
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pH de la solución acuosa
FIGURA
20.12. Variación de la solubilidad de diferentes hidróxidos y sulfuros metálicos con el pH del medio.
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20.3.2.3. Reducción - Oxidación Vamos a ver dos ejemplos muy característicos de aplicación de estas reacciones para el tratamiento físico-químico de residuos peligrosos.
Reducción de Cr6+ Se emplea la técnica de reducción principalmente con los cromatos y dicromatos residuales, que están en forma soluble, procedentes de los procesos de cromado de metales. Es necesario, por tanto, realizar previamente su transformación mediante la reducción del cromo hexavalente, que es muy tóxico, a cromo trivalente que es menos tóxico y puede ser precipitado como hidróxido de cromo (III), siendo la velocidad de este paso prácticamente instantánea si se realiza a un pH bajo (entre 2 y 4). Bajo forma trivalente, la separación del cromo se puede realizar mediante la técnica de neutralización-precipitación. Las operaciones que tienen lugar son las siguientes: • Se determina la cantidad inicial de cromo hexavalente y la teórica del reactivo reductor elegido a añadir (FeS0 4, Na2S03 , etc). • Se añade ácido sulfúrico hasta ajustar el pH entre 2 y 4. • Se añade el 80% de la cantidad calculada del agente reductor que se vaya a utilizar. • Se toma una muestra y se analiza para determinar el pH y el contenido de cromo hexavalente residual. • Se ajusta de nuevo el pH si es necesario y se añade más reductor. • Después de cada adición se analiza la mezcla hasta comprobar que el cromo hexavalente se ha reducido totalmente a trivalente. La concentración inicial de cromo hexavalente no debe superar las 30.000 ppm para evitar una elevación excesiva de la temperatura, por tratarse de una reacción exotérmica, la cual no superará los 65ºC para evitar daños al revestimiento del depósito donde tenga lugar la reacción. Las reacciones posibles de la reducción del cromo en función del reductor utilizado son: 2H2Cr0 4 + 6Fe S04 ·7H2 0 + 6H2 S04 (pH<2)-+ Cri{S0 4) 3 + 3Fe2(S0 4 ) 3 + 15H2 0 2H2Cr0 4 + 2Fe + 6H2 S04 -+ Cri{S0 4) 3 + Fei{S04) 3 + 8H2 0 2H2Cr0 4 + 3Na2S03 + 3H2 S04 -+ Cri{S04 ) 3 + 3Na2 S04 + SH2 0 4H2Cr0 4 + 6NaHS0 3 + 3H2 S04 -+ 2Cr2(S0 4) 3 + 3Na2S04 + 10H20 4H2Cr0 4 + 3Na2S20 5 + 3H2S04 -+ 2Cri{S04) 3 + 3Na2S04 + 7H20 2H2Cr0 4 + 3S02 -+ Cri{S04 ) 3 + 2H 20
Oxidación de CN· Se utiliza esta técnica principalmente para la destru,cción de los cianuros, que proceden básicamente de la industria de galvanizado. Estos compuestos, a alto pH (del orden de 12) y mediante la incorporación de un reactivo oxidante (por ejemplo, hipoclorito sódico, ozono o cloro), se oxidan totalmente a cianatos y posteriormente a dióxido de carbono y nitrógeno. En el caso del uso de cloro, la destrucción se realiza según las siguientes etapas: 574 © Ediciones Paraninfo
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NaCN + Cl2 __,. CNCl + NaCl CNCl + 2NaOH __,. NaCNO + NaCl + H 20 2NaCNO + 4NaOH + 3 Cl2 --.;. 6NaCl + 2C0 2 + N 2 + 2H 2 0
lª etapa: 2ª etapa:
Puede ser necesario completar las reacciones citadas en la primera etapa, aumentando para ello la dosificación del reactivo oxidante, manteniendo el pH y prolongando el tiempo de reacción. El cloruro de cianógeno formado en la primera reacción es todavía tóxico y volátil, sin embargo si la reacción se realiza a pH muy alcalino, y con exceso de cloro, la reacción de hidrólisis es muy rápida. Esta 1ª etapa se controla mediante un indicador redox y un indicador de pH. La 2ª etapa, que consiste en la hidrólisis y oxidación del cianato formado, es instantánea a pH neutro o ligeramente ácido, pero prácticamente no tiene lugar a pH básico, necesitándose una concentración de cloro muy alta. Las operaciones a realizar son las siguientes: • Se mide el contenido de cianuro en la mezcla a tratar y se calcula la cantidad teórica del reactivo oxidante necesario. • Se adiciona el 50-60% de la cantidad teórica de agente oxidante y se deja reaccionar durante unos 20 minutos. • Se recoge una muestra en la que se determina el valor del pH y el contenido en cianuros residual. • Se ajusta de nuevo el valor de pH, si es necesario por adición de hidróxido de sodio y se añade más agente oxidante. • Después de cada adición se recoge una muestra, que se analiza hasta comprobar que todos los cianuros han sido eliminados. Durante el proceso, que también en este caso es exotérmico, se debe controlar continuamente que la temperatura nunca supere los 65ºC para evitar la formación de cloratos, que pueden dañar el revestimiento del depósito donde tenga lugar la reacción. La concentración inicial de cianuros no debe ser superior a las 7.500 ppm, valor que se consigue por mezcla de residuos cianurados de alta y baja concentración, o por dilución con agua. Se ha de tener en cuenta que la presencia de metales pesados complejados ralentiza la velocidad de todas estas reacciones, pudiendo llegar a necesitarse elevados tiempos de contacto entre los productos a tratar y los reactivos. La destn1cción del cianuro por ozono tiene lugar también en dos etapas, con formación de cianato como intermediario de la reacción: NaCN + 0 3 _,. NaCNO + 0 2 2NaCNO + 30 3 + H 2 0 __,. 2NaOH + 2C02 + N2 + 30 2
20.3.2.4.
Ruptura de emulsiones
Una emulsión es un sistema constituido por una fase dispersa y un medio dispersante, que son líquidos inmiscibles generalmente estabilizados por un agente emulsionante (jabones y detergentes fundamentalmente). El tratamiento de separación de los constituyentes de la emulsión se basa en la desestabilización de la misma mediante la utilización de compuestos químicos (sales y ácidos) que, aña© Ediciones Paraninfo
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didos al sistema a tratar, modifican el campo de fuerzas electrostáticas creado por los emulgentes y provocan una ruptura de la emulsión, separándose la fase orgánica de la acuosa. El método más empleado en la ruptura de emulsiones es la adición de un ácido, porque a pH bajo se consigue neutralizar la carga de las partículas de la fase dispersa (generalmente negativa). Esta neutralización también puede conseguirse con la adición de cationes polivalentes. La procedencia de residuos que contienen emulsiones es diversa. La mayor parte se produce en la industria del petróleo, en el procesado y limpieza de metales y en algunas industrias de procesado de alimentos. Estos residuos pueden presentar, además, otros contaminantes que habrá que eliminar previamente. Mediante esta técnica se pueden tratar emulsiones aceitosas como las taladrinas y las mezclas de aceites e hidrocarburos con agua y con sólidos. Las taladrinas se utilizan en la industria de transformación de metales. Están compuestas por un porcentaje bajo de aceite (3-10%), una pequeña cantidad de emulsionante y el resto por agua. La separación del aceite y del agua se realiza por adición de un ácido a temperatura elevada (70-80ºC), porque la mayor parte de los agentes emulsionantes son menos eficaces en el mantenimiento de la estabilidad de la emulsión a valores bajos de pH. En estas condiciones, simplemente por decantación se obtienen dos productos en fases diferenciadas de acuerdo con su densidad. Para llegar a este mismo resultado también existen otros procedimientos, como, por ejemplo, la adición de algunas sales que rompan la emulsión seguida de una decantación, o la centrifugación después de una rotura en medio ácido. En cuanto a las mezclas de aceites y/o hidrocarburos con agua y con sólidos, se pueden separar mediante una decantación, con o sin adición previa de productos desemulsionantes, y con o sin calentamiento. El método más utilizado para realizar la separación se basa en la centrifugación en caliente, bien directamente o bien con adición previa de reactivos desemulsionantes. Para aquellas emulsiones constituidas por productos sintéticos que no sean susceptibles de sufrir una ruptura por aplicación de estos procedimientos, será preciso utilizar agentes especiales desemulsionantes o incluso recurrir a otros métodos, como la incineración. Independientemente del procedimiento utilizado, en todos los casos se produce agua, que tiene que ser tratada por distintos métodos, como los físico-químicos y los biológicos, porque presenta una elevada carga de contaminación orgánica que hace inviable su vertido directo. Respecto a los sólidos separados, también necesitan ser gestionados. Se pueden enviar a un depósito de seguridad adecuado, y cuando no cumplan con los valores límites de admisión, será necesario darles un tratamiento previo de estabilización-inertización.
20.3.2.5.
Estabilización-Solidificación
Algunos residuos que no cumplen con las exigencias marcadas para su admisión en los depósitos de seguridad pueden ser llevados a éstos si previamente reciben un tratamiento, consistente en su mezcla con ciertos reactivos que les confieren aspecto y carácter de estabilidad. El objetivo de estas técnicas es mejorar la manipulación del residuo y reducir la movilidad de los contaminantes por inmovilización física o química de los constituyentes del mismo. El tratamiento de un
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residuo por estabilización-solidificación se suele utilizar para residuos acuosos peligrosos, dando como resultado un sólido con una peligrosidad mucho menor que la presentada por el residuo inicial. La estabilización engloba todos los procesos de tratamiento previos a la solidificación que sirven para reducir el riesgo de un residuo peligroso mediante la inmovilización, insolubilización o detoxificación de los contaminantes contenidos en el mismo. Consiste en mezclar el residuo con distintos aditivos para obtener un producto más estable física y químicamente, sin que tenga que cambiar necesariamente su estado físico. La solidificación consiste en la encapsulación del residuo dentro de una matriz sólida para aumentar su resistencia y disminuir su compresibilidad y permeabilidad. El proceso implica uniones con el aditivo que hacen cambiar el estado físico del residuo, transformándolo en un sólido. Para determinar el método de tratamiento idóneo de estabilización-solidificación y prever el comportamiento del residuo una vez tratado, es necesario conocer las propiedades físicas (viscosidad, peso específico, densidad, contenido de sólidos en suspensión, etc.) y químicas (pH, composición, etc.) del mismo y cómo éstas pueden afectar al proceso. Los mecanismos físicos y químicos que se pueden utilizar para este tipo de tratamiento son: • Precipitación: se aplica fundamentalmente para residuos inorgánicos, obteniéndose precipitados de hidróxidos, sulfuros, silicatos, carbonatos y fosfatos metálicos. • Sorción: se basa en la utilización de sorbentes (tierras, cementos, cenizas, etc.) que adsorben líquidos contenidos en el residuo para mejorar su manejo. • Macroencapsulación: se utiliza para retener los constituyentes peligrosos del residuo en poros o huecos dentro de una matriz estructural grande estabilizada. • Microencapsulación: consiste en que los constituyentes peligrosos del residuo son atrapados en la estructura cristalina de la matriz solidificada a nivel microscópico. • Detoxificación: se basa en someter al residuo peligroso a una serie de reacciones químicas para disminuir la toxicidad de alguno de los constituyentes del mismo. Los productos a tratar pueden ser muy variados, debiendo diferenciar aquellos cuyo contaminante principal sea de tipo orgánico, de aquellos que lo tengan de carácter inorgánico. En los de tipo orgánico, se obtiene con este tratamiento, una fijación de los componentes como consecuencia de su retención e insolubilización. En este proceso se produce un aumento considerable de la superficie específica de los reactivos. Al mismo tiempo, las reacciones de carácter exotérmico que se producen, conducen a la fijación de los componentes y a la configuración de un estado sólido que tenderá a compactarse y a adquirir consistencia. El producto finalmente obtenido será un sólido totalmente inerte. En cuanto a los de carácter inorgánico, mediante la adición de los reactivos correspondientes, se transforman en un material sólido, estable e inerte. La fijación, en un principio, se basa en la formación de elementos cristalinos que engloban en sus cavidades los cationes metálicos constitutivos del residuo a tratar. El producto así tratado puede ser llevado a un depósito de seguridad. Posteriormente, con el © Ediciones Paraninfo
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tiempo, el proceso continuará y los cationes retenidos reaccionarán con los elementos de la estructura cristalina, uniéndose mediante enlaces covalentes, o bien se intercambiarán con otros átomos de dicha estructura, los cuales inmediatamente quedarán también fijados a la masa por medio de procesos inherentes a sus cualidades. Como agentes solidificantes pueden usarse materiales muy diversos. Si los residuos son inorgánicos, el agente solidificante más utilizado será el cemento Portland, ya que debido al pH alcalino que posee, los metales permanecen en la matriz como compuestos insolubles (hidróxidos o carbonatos), lo que minimiza su lixiviación. Si los residuos son orgánicos, se suele utilizar cemento y cal, excepto para los aceites y grasas, porque estas sustancias suelen interferir en el proceso de endurecimiento del cemento. La presencia de agua en los residuos no supone ningún problema en la solidificación, incluso a veces debe añadirse para favorecerla. Otros agentes solidificantes que pueden utilizarse son ciertos aluminosilicatos que se endurecen al aplicarles cal. Normalmente se suelen utilizar junto con cenizas, procedentes por ejemplo de una incineradora o bien con polvo de los hornos de cemento. Muchas veces, la elección del agente solidificante se basa sólo en la disponibilidad del material en el entorno próximo al lugar donde se encuentran los residuos. También pueden utilizarse asfaltos, resinas termoplásticas como polietileno o resinas de mezclas urea-formaldehído, que son capaces de solidificar contaminantes muy solubles y que son difícilmente tratables con cemento o con cal. La matriz solidificada es resistente a la mayoría de disoluciones acuosas, con lo que la lixiviación se reduce mucho con respecto a la solidificación con cemento. La vitrificación es una alternativa muy parecida a la solidificación. Por medio de este proceso, los residuos se mezclan con vidrio borosilicatado y se aplican temperaturas muy elevadas (del orden de l.200ºC), con el fin de fundir la matriz. Otra posibilidad consiste en la encapsulación, que consiste en recubrir el residuo con una capa de material insoluble, como el polietileno, el polibutadieno y sus mezclas, aunque el proceso es muy caro por el elevado consumo de energía que se requiere. Junto con los agentes solidificantes, también pueden aplicarse materiales absorbentes como arcilla, gel de sílice, yeso, zeolitas, cenizas, polvo de cementeras, etc., para aumentar la dureza de la matriz. La presencia de estos materiales favorece además la absorción de los compuestos orgánicos en la matriz, con lo cual se dificulta la lixiviación de los residuos, y además se requiere menor cantidad de agente solidificante, generándose menos volumen de mezclas. Una alternativa posible para aislar los residuos del entorno, evitando así su impacto ambiental, consiste en inyectarlos en lugares profundos, lejos de la influencia de los organismos vivos. Esta metodología sin embargo ha sido poco aplicada hasta el momento, debido a la incertidumbre existente con relación al comportamiento de los residuos a largo plazo en los ambientes subterráneos. La aplicación de esta técnica debe ir acompañada de un estudio sobre la capacidad de absorción de las capas profundas del lugar donde se van a depositar los residuos, así como también de su porosidad, de tal manera que sólo se consideren aquellos estratos que sean lo suficientemente impenetrables como para aislar completamente a los residuos.
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Normalmente, las profundidades que se requieren para aislar los residuos no son muy elevadas (unos 1.500 m), con lo cual el método no resulta excesivamente caro. El abandono de residuos en grandes profundidades se puede llevar también a cabo en el mar. Se debe tener en cuenta en este caso la existencia de corrientes marinas, las condiciones de las aguas (temperatura, salinidad), así como la productividad biológica de la zona donde se va a realizar el vertido. Para llevar a cabo el vertido se deben confinar los residuos en contenedores convenientemente sellados, añadiendo suficiente peso como para obligar al contenedor con su carga a hundirse. El vertido debe realizarse de forma controlada y en lugares permitidos. Con el objetivo de minimizar el posible impacto ambiental de los residuos enterrados, se debe hacer una solidificación previa de los desechos, formando una barrera física entre los residuos y el entorno a través de una matriz sólida inerte, utilizando los diversos agentes solidificantes comentados anteriormente. Con respecto a los métodos de aplicación de los agentes solidificantes, los más habituales son la mezcla en contenedores, el tratamiento in situ y el uso de plantas de tratamiento fijas o móviles. El más simple, más barato y que no representa ningún riesgo importante, es el tratamiento in situ. Consiste en aplicar un taladro que contiene dos vías de paso: una para el residuo y otra para el agente solidificante. El taladro penetra hasta una profundidad predeterminada y para sacarlo se cambia el sentido de rotación, originando la mezcla del solidificante y del residuo en las capas de suelo. Para escoger el agente y el método de aplicación más adecuados, se debe tomar en consideración la naturaleza del residuo (composición química y estado físico en que se encuentra), la cantidad, los posibles impactos negativos en el entorno, el uso posterior que se haga del terreno utilizado, la disponibilidad de los materiales que se deben emplear y las características del terreno (hidrogeología, tipo de suelo, drenaje, accesibilidad, etc.) Los costes derivados de la aplicación no son muy elevados, dependiendo del método que se escoja. En general, el coste económico asociado a la solidificación se debe a distintos aspectos, como son los costes de la ingeniería sobre los estudios de viabilidad del terreno, costes de movilización del equipo, personal e instalación, y costes derivados del mismo proceso (agentes solidificantes, almacenaje de materiales, mantenimiento del equipo, etc.).
20.3.2.6.
Coagulación y Floculación
El objetivo de este tratamiento es eliminar del residuo los sólidos suspendidos y coloides, cuyas velocidades de sedimentación son muy lentas. La coagulación es un proceso en el que se produce una desestabilización química de las partículas por adición de un coagulante, provocando la agregación de las mismas en el residuo tratado. Los fundamentos de este proceso, así como algunas de sus aplilcaciones en aguas residuales, han sido descritos en los Apartados 5.1.1.3 y 6.6.3 de la Parte correspondiente al estudio del Agua. Este tratamiento se aplica a residuos procedentes de distintas industrias, como las del procesado de alimentos, de la industria textil, de la fabricación de pinturas, residuos de granjas avícolas, mataderos, etc. El rendimiento de la coagulación-floculación se ve afectado por una serie de factores que van a condicionar el tiempo © Ediciones Paraninfo
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necesario para cada etapa. Los más importantes son: concentración de sólidos suspendidos y coloidales, pH, dosis y naturaleza de agentes coagulantes y floculantes. De forma análoga a otros procesos físico-químicos de tratamiento de residuos, se genera un lodo que deberá ser retirado en una etapa de separación posterior y que puede constituir un residuo peligroso, por lo que deberá ser gestionado en función de sus características de peligrosidad.
20.3.3. Vertederos de residuos peligrosos La Comisión de las Comunidades Europeas, en su Directiva 1.999/31/CE relativa al Vertido de Residuos, recuerda que «el vertido es el recurso final en la gestión de residuos», dado que «esta práctica puede dar lugar a graves problemas medioambientales de contaminación del suelo y de las aguas subterráneas». En esta misma Directiva se recomienda «fomentar el reciclado de residuos y evitar que se produzcan, a fin de disminuir la cantidad de residuos que han de ser vertidos». No obstante el vertedero de residuos peligrosos (depósito de seguridad), es un elemento obligado en un planteamiento integral del problema de la gestión de residuos industriales, ya que los sistemas de tratamiento físico-químico y de incineración siempre generan rechazos. El vertedero de residuos peligrosos es una instalación para la disposición por tiempo indeterminado de los residuos peligrosos que actualmente no son recuperables, en condiciones totalmente seguras, de modo que las propiedades nocivas de los residuos a depositar no afecten a la salud humana ni al medio ambiente. Esto exige que los residuos dispuestos en el vertedero o depósito se encuentren adecuadamente confinados, de forma que no puedan dispersarse fuera de la instalación. Durante la explotación del vertedero se van a producir lixiviados y gases, por lo que debe estar dotado de mecanismos de recogida y sistemas de tratamiento de los mismos, como se representa en la Figura 20.13. Actualmente, la mayor parte de los residuos peligrosos generados en los países europeos se eliminan mediante este sistema de vertido en tierra. La deposición de estos residuos en condiciones óptimas, conlleva el cumplimiento de un conjunto de normas rigurosas respecto a la elección, construcción y explotación del emplazamiento, tratamiento anterior de los residuos a depositar y vigilancia posterior al cierre, de acuerdo con los marcos legales aplicables, que tienen como finalidad convertir el vertido en el último recurso para su gestión. Este sistema de gestión no incide sobre la prevención de residuos y no los aprovecha como recurso, por lo que no constituye una eliminación propiamente dicha, ni del material ni de sus características nocivas. Deberá formar parte de un sistema global de gestión en el que previamente se deberá evaluar toda posibilidad de tratamiento anterior al vertido, lo que permitirá reducir el volumen y la nocividad potencial de los mismos. En la Unión Europea, la tendencia en la gestión de residuos peligrosos es la de restringir la creación de depósitos a favor del reciclado y valorización y la aplicación de tecnologías de tratamiento más aceptables desde el punto de vista ambiental, adoptando disposiciones relativas al vertido, que incluyen condiciones severas para la vigilancia de los depósitos ya clausurados. Desde 1991, se han elaborado diversas propuestas de Directivas con relación al vertido de residuos, que han culminado con la 1.999/31/CE, que tiene como
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CONTROL DE RESIDUOS
CELDAS DEL VERTEDERO
i
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GASES TRATAMIENTO DE GASES
LIXIVIADO LIXIVIADO
1º SISTEMA DE DRENAJE
BALSA DE LIXIVIADOS
Rechazos
TRATAMIENTO DE LIXIVIADOS
Escorrentías exterioreS--------+
FIGURA
BALSA DE SED IMENTACIÓN
l
Agua a vertido
20.13. Generación y tratamiento de gases y lixiviados en un vertedero de residuos peligrosos.
objetivo general establecer, mediante rigurosos requisitos técnicos y operativos sobre residuos y vertidos, medidas, procedimientos y operaciones para impedir o reducir, en la medida de lo posible, los efectos negativos en el medio ambiente del vertido de residuos, en particular la contaminación de las aguas superficiales, las aguas subterráneas, el suelo y el aire, y del medio ambiente mundial, incluido el efecto invernadero, así como cualquier riesgo derivado para la salud humana, durante el ciclo de vida del vertedero. En España, el Real Decreto 1.481/2001, de 27 de diciembre, que incorpora al derecho interno la Directiva 1.999/31/CE, es el que regula la eliminación de residuos mediante depósito en vertedero. En él, se identifican los tipos de residuos aceptables en las diferentes categorías de vertederos establecidas, prohibiéndose expresamente la admisión de determinados residuos.
20.3.1.1.
Planificación y explotación
La elección de una zona para situar en ella un vertedero de residuos peligrosos influye en gran medida en su adecuado funcionamiento y en la eliminación de riesgos. El emplazamiento idóneo exige el estudio de las características del terreno mediante estudios geológicos e hidrogeológicos, y debe cumplir los siguientes requisitos: • Ausencia de acuíferos subterráneos. • Impermeabilidad natural del terreno. • Climatología favorable: precipitaciones bajas y regulares y predominio de vientos que no dirijan olores, materiales ligeros o polvo hacia núcleos de población o vías de comunicación próximas. © Ediciones Paraninfo
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• Impacto mínimo sobre el paisaje. • No excesiva proximidad a núcleos urbanos. • Buenas vías de comunicación y proximidad a los núcleos industriales generadores de residuos. • La zona no debe haber sufrido inundaciones ni movimientos sísmicos de alta intensidad. El factor fundamental a tener en cuenta en la construcción de un vertedero de residuos peligrosos es el de la impermeabilización, para garantizar el total aislamiento de los residuos respecto al medio, en particular respecto de las aguas superficiales y subterráneas. Esta impermeabilización debe evitar la salida de aguas, que pueden arrastrar contaminantes vertidos en el depósito y la entrada de aguas exteriores. La mejor forma de garantizar un confinamiento seguro a largo plazo de los residuos peligrosos depositados es aprovechar las condiciones de impermeabilidad naturales del terreno. Se puede mejorar esa impermeabilidad mediante diversos métodos: suelos de aporte, mezcla de suelo y preparados minerales, barreras minerales de impermeabilización en láminas, barreras de geomembranas plásticas o combinando los diferentes métodos. En la Figura 20.14 se reflejan esquemáticamente las condiciones mínimas exigibles a las barreras de protección de un vertedero de residuos peligrosos, según el Real Decreto 1.481/2001, de 27 de diciembre. La preparación del sistema completo de impermeabilización del fondo del depósito consta de las siguientes operaciones: • Recompactación del fondo y paredes de la excavación, salvo en zonas rocosas, para eliminar las alteraciones producidas por la excavación y las operaciones de limpieza y desbroce realizadas. • Relleno del fondo con una capa de arcilla recompactada o mezclada con suelo natural, para conseguir una barrera geológica natural o artificial que
MASA DE RESIDUOS
CAPA DE DRENAJE " 0,5 m
(para recogida de lixiviados) REVESTIMIENTO ARTIFICIAL IMPERMEABLE
__.
" 0,5 m
__.
BARRERA GEOLÓGICA ARTIFICIAL
(cuando la barrera natural no cumple) BARRERA GEOLÓGICA NATURAL
____.
(terreno de permeabilidad y espesor equivalente a K,; 10-9 m!s y espesor"' 5 m)
FIGURA 20.14. Sección de un vertedero de residuos peligrosos con las barreras mínimas
de protección (Real Decreto 1.481/2001, de 27 de diciembre). 582 © Ediciones Paraninfo
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•
• • •
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cumpla unos requisitos de permeabilidad (K) y espesor cuyo efecto combinado en materia de protección del suelo, de las aguas subterráneas y de las aguas superficiales sea por lo menos equivalente a: Permeabilidad :s: 1,0 .10-9 mis Espesor;;;,; 5 m para depósitos de residuos peligrosos. Colocación sobre la capa de arcilla de una geomembrana o una membrana sintética flexible impermeable, normalmente de polietileno de alta densidad, que constituye una barrera secundaria que previene el flujo descendente de lixiviados. Colocación de una capa de grava en la que irá englobada la red de tuberías de captación y conducción de lixiviados. Colocación opcional sobre la capa drenante de una lámina geotextil para protección de la capa drenante. Colocación de las distintas capas de residuos, rematadas por capas de arcilla y sobre ellas una capa drenante de grava para el drenaje de la capa superior de residuos, hasta agotar la capacidad del depósito.
Además de la impermeabilización, se debe configurar la superficie de llenado de acuerdo con el sistema de explotación previsto, bien con base a una única zona de vertido, bien mediante alvéolos. Esta segunda opción es la más utilizada con residuos industriales, dado que permite agrupar residuos de distintas características para su deposición en diferentes espacios, mejorando con ello la estabilidad del conjunto, dado que se evitan posibles incompatibilidades y/o efectos negativos. Los criterios a tener en cuenta para la segregación de los residuos serán los siguientes: • Los residuos de tipo orgánico se colocarán en una celda baja. • Los residuos con metales reactivos se colocarán en la celda más alta. • Los residuos de carácter básico se colocarán adyacentes a la celda, con metales reactivos para la neutralización entre sus lixiviados. • Los residuos de carácter ácido se colocarán en la celda más baja para evitar la reacción con los lixiviados de carácter básico. Cuando el depósito alcanza el límite de su capacidad de vertido es necesario proceder a su cierre mediante la cobertura final del mismo, para asegurar la inmovilidad de los residuos depositados e impedir el contacto con el medio exterior. Los requerimientos en cuanto a permeabilidad de la capa superficial de sellado del vertedero son menos estrictos que los requeridos para el fondo. La cobertura final deberá permanecer en servicio durante la vida operativa del depósito (cincuenta años en la Unión Europea), por lo que hay que considerar algunos aspectos, como: control del movimiento del agua en el vertedero, control de animales que puedan introducir enfermedades en el ecosistema, protección de la población de los peligros de contacto directo con el residuo, control del movimiento de gases, asegurar la estabilidad completa de la cobertura para evitar deslizamientos, resistencia a la erosión, control de materiales transportables por el viento y la mejora del aspecto visual. El sellado final del depósito se realiza de la siguiente forma: • Colocación sobre la última capa de residuos de una cápa de arcilla. • Colocación sobre la capa de arcilla de una lámina de polietileno que formará, junto con la del fondo, un cierre completo de los residuos y supondrá un aislamiento completo de los mismos. © Ediciones Paraninfo
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6 - Tierra vegetal 4 - Grava 3 - Arcilla compactada 2 - Lamina de polietileno alta densidad 3 - Arcilla compactada 5 - Residuos 4-Grava 3 - Arcilla compactada 5 - Residuos 4 - Grava 3 - Arcilla compactada 5 - Residuos 4- Grava 3 - Arcilla compactada 2 - Lamina de polietileno alta densidad 1 - Arcilla recompactada
FIGURA 20.15.
Sección general de un vertedero de residuos peligrosos con un sistema completo de impermeabilización y sellado final.
• Colocación sobre la lámina de polietileno de otra capa de arcilla. • Colocación sobre la capa de arcilla de una capa drenante de grava que favorezca el drenaje lateral de cualquier precipitación que se infiltre a través de las capas superiores, permitiendo su recogida y extracción fuera del depósito y reduciendo la infiltración de la precipitación. • Colocación opcional de una lámina de geotextil de protección de la capa de grava. • Remate de la cara superior del depósito con una capa de tierras de espesor variable en función de la utilización posterior del terreno, que permite reducir la erosión e infiltración de la precipitación y favorece la evaporación. En la Figura 20.15 se representa el esquema de una sección general de un vertedero de residuos peligrosos completo.
20.3.3.2.
Instalaciones
En la construcción de un vertedero de residuos peligrosos se pueden considerar, además de la impermeabilización, las instalaciones siguientes: Accesos y viales. Comprenden las carreteras y accesos desde las vías públicas a las diferentes instalaciones del depósito. Su construcción es distinta en función del uso a que vaya a ser destinado y del tiempo de permanencia en utilización. Así, se construirán carreteras asfaltadas en los accesos a la zona de recepción y servicios, mientras que los viales que se encuentren en el interior de las zonas de llenado se compondrán preferentemente con material de relleno.
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Zona de recepción y servicios. En esta zona se encuentran las siguientes instalaciones: • Báscula para el pesado de los vehículos. • Oficinas del personal directivo y administrativo. • Laboratorio para el control de los productos que llegan al depósito, así como para la realización de los diversos controles que implica la explotación (lixiviados, biogás, aguas tratadas, etc.). • Estación meteorológica para el control de la pluviometría, temperaturas, humedad relativa, velocidad del viento, etc. • Taller de reparación de maquinaria. • Aparcamientos. Instalación de tratamiento de lixiviados. Los lixiviados se producen por el agua que los residuos pueden llevar, por el agua de lluvia que penetra a través de ellos y por la transformación biológica de los compuestos orgánicos depositados. Estos lixiviados percolan por gravedad hacia la base del vertedero y los drenajes los conducen a arquetas situadas en la arista más baja, desde donde son bombeados a los sistemas de almacenamiento y posterior tratamiento. Dichos lixiviados van cargados de compuestos orgánicos e inorgánicos, por lo que deben ser tratados en instalaciones de depuración basadas en procedimientos físico-químicos seguidos de otros de tipo biológico, con posterior vertido del fluido tratado. Los sólidos generados en dicha depuración se retornan al depósito. Debido a la gran variedad de las características de los lixiviados, cada sistema de tratamiento debe diseñarse para cada vertedero particular después de una caracterización química de los mismos. Parámetros típicos a analizar en lixiviados son: flujo, conductividad, temperatura, pH, turbidez, sólidos en suspensión y sedimentables, olor, oxígeno disuelto, DQO, DB0 5 , COT, metales pesados, compuestos de fósforo y nitrógeno, compuestos específicos orgánicos e inorgánicos y biotoxicidad. Instalación de gestión del biogás. Como consecuencia de la transformación biológica anaerobia de la materia orgánica existente en los residuos, se produce un gas con alto contenido en metano. Este biogás se recoge mediante un sistema de columnas de extracción, formadas por tubos porosos embebidos en material drenante, para ser quemado, ya que no tiene ningún interés energético. Esto es debido a que, en la mayor parte de los casos, se produce en baja e incluso nula cantidad y es de mala calidad debido a que la materia orgánica contenida en este tipo de residuos es de lenta degradación biológica y, además, se presenta en muy bajas concentraciones. Cerramiento. Para evitar el paso de personas al área del vertedero, que podría ser causa de posibles accidentes, así como para eliminar la posibilidad de vertidos no autorizados desde el exterior, es necesaria la colocación de un cercado adecuado en toda la periferia del depósito. Sistema contra incendios. Aunque no son frecuentes los incendios en los vertederos de residuos peligrosos, se deben tomar medidas para evitar la formación de humos molestos. Algunas de estas medidas consisten en la disposición de montones de tierra distribuidos por la zona del vertedero para tapar con ella cualquier foco de ignición, en la colocación de extintores sobre los vehículos propios de la instalación y en la utilización del camión cisterna empleado para el riego. Piezómetros. Se colocan en la periferia del depósito y consisten en unos tubos perforados, introducidos a profundidades determinadas, que sirven para extraer ©Ediciones Paraninfo
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muestras que nos indicarán, mediante su análisis, la posible transmisión o no de contaminación.
20.3.3.3.
Control de admisión de residuos peligrosos
A la entrada de los residuos peligrosos al vertedero se debe realizar un control de admisión, mediante un análisis de los mismos en el laboratorio, para comprobar que reúnen las caracteristicas establecidas para su deposición en la instalación. En la Figura 20.16 se representa el diagrama de procesos a realizar en un vertedero de residuos peligrosos. Si los residuos no cumplen las condiciones exigidas por la normativa vigente, serán devueltos a su origen. Para minimizar los efectos adversos al medio ambiente de los residuos vertidos en depósitos, se han desarrollado regulaciones específicas sobre las caracteristicas que deben cumplir estos residuos. Los criterios que se utilizan para saber si un residuo es o no admisible se basan tanto en su origen como en la fijación de unos valores límite para algunos de sus componentes y el cumplimiento de ciertas propiedades físicas y químicas. La tendencia generalizada es la de que sólo se admitan en un depósito los residuos que hayan sido objeto de tratamiento previo para disminuir sus caracteristicas de peligrosidad. En un vertedero de residuos
RECUBRIMIENTO DE RESIDUOS
l REGISTRO
ACEPTACIÓN DE RESIDUOS
REGISTRO
TRANSPORTE DE RESIDUOS DESDE EMPRESA AL DEPÓSITO
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EVACUACIÓN DESHIDRATACIÓN 1
REGISTRO
ERAS DE SECADO LLEGADA DE RESIDUOS AL DEPÓSITO
MEZCLA CON OTROS RESIDUOS
LABORATORIO DE ANÁLISIS DE RESIDUOS
DEPOSICIÓN POSTERIOR
REGISTRO
EVACUACIÓN DESTINO DE RESIDUOS
RESIDUOS A ALMACÉN
TRATAMIENTO ANTES DEPOSICIÓN REGISTRO OTROS DESTINOS
FIGURA 20.16. Diagrama de procesos en un vertedero de residuos peligrosos.
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peligrosos sólo se admitirán los que se ajusten a la definición de residuo peHgroso incluida en el artículo 3, párrafo c), de la Ley 10/98 de Residuos, y mostrarán un contenido total de componentes potencialmente peligrosos lo suficientemente bajos como para no suponer un riesgo para la salud de las personas o para el medio ambiente. Asimismo, no impedirán una estabilización suficiente de los residuos durante la vida útil prevista del vertedero. Entre los posibles residuos peligrosos que pueden admitirse en un vertedero, los más frecuentemente depositados son: • Fangos industriales: fangos de hidróxidos metálicos, de papelera, de procesos de clarificación y de descarbonatación, y fangos residuales de plantas de tratamiento físico-químico e incineración. • Productos polimerizados: pinturas, colas barnices, resinas, látex, grasas, ceras, parafinas. • Subproductos de la industria química: colas de destilación de procesos extractivos, carbones activos, tierras de filtración, escorias, cenizas, tierras adsorbentes. • Residuos minerales: arenas de fundición, residuos de granallado, amianto, catalizadores. • Embalajes vacíos que han contenido residuos peligrosos: sacos, papeles, cartones, botellas, trapos, palets. Los tipos de residuos no admisibles en depósitos varían según las legislaciones de los distintos países, aunque presentan una serie de características comunes. En general, no se pueden depositar las siguientes categorías de residuos: • Residuos radiactivos. • Residuos explosivos. • Residuos inflamables (Punto de Inflamación < 55°C). • Residuos con disolventes no halogenados en concentración superior al 3%. • Residuos con disolventes halogenados en concentración superior al 1,1%. • Residuos con pH menor que 3 y mayor que 14. • Biocidas si su lixiviado da un contenido mayor de 5mg/l. • Residuos líquidos. • Residuos con más de un 65% de agua. • Residuos con hidrocarburos en proporción mayor del 12%. • Residuos con materia orgánica en proporción mayor del 15%. • Residuos que emitan olores al exterior de la instalación. • Residuos con sustancias autoinflamables. • Residuos que alteren el sistema de impermeabilización. • Residuos transportables en camiones cisterna. En la Unión Europea, la Directiva 1.999/31/CE relativa al vertido de residuos, especifica que los residuos no admisibles en ningún tipo de vertedero son los siguientes: • Residuos líquidos. • Residuos que, en condiciones de vertido, son explosivos, corrosivos, oxidantes, fácilmente inflamables o inflamables, con arreglo a las definiciones de la Directiva 91/689/CEE. • Residuos de hospitales u otros residuos clínicos procedentes de establecí© Ediciones Paraninfo
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mientos médicos o veterinarios y que sean infecciosos (propiedad H9) con arreglo a la Directiva 91/689/CE, y residuos de la categoria 14 de dicha Directiva. • Neumáticos usados enteros, a partir de dos años después de la fecha fijada en la Directiva, con exclusión de los neumáticos utilizados como material de ingeniería y neumáticos usados reducidos a tiras a partir de cinco años después de la mencionada fecha (con exclusión, en ambos casos, de los neumáticos de bicicleta y de los neumáticos cuyo diámetro exterior sea superior a 1.400 mm). • Cualquier otro tipo de residuos que no cumplan los criterios de admisión establecidos en esta Directiva. Adicionalmente, queda prohibida la dilución o mezcla de residuos únicamente para cumplir los criterios de admisión de los mismos. Los criterios de admisión de los residuos peligrosos en los vertederos deben ser más estrictos que los de residuos inertes y no peligrosos. Los procedimientos generales para la caracterización de los residuos que van a ser depositados en vertederos deberán basarse en la siguiente jerarquía de tres niveles: Nivel 1: Caracterización básica. Consiste en la averiguación completa del comportamiento a corto y largo plazo en lo que se refiere a la lixiviación y a las propiedades características de los residuos, según métodos normalizados de análisis y de comprobación de sus comportamientos. Deberá conocerse: el origen del residuo y el proceso industrial que lo genera; las propiedades que permitan comprobar que el residuo no incumple alguno de los criterios de admisión establecidos; la composición química del residuo y sus propiedades físico-químicas; el código CER (Catálogo Europeo de Residuos) del residuo; su comportamiento de lixiviación mediante ensayo normalizado y las características físico-químicas del lixiviado. El productor del residuo estará obligado a notificar al gestor del vertedero cualquier cambio que signifique una variación de la anterior información. Nivel 2: Pruebas de cumplimiento. Consiste en realizar pruebas periódicas, por métodos normalizados más sencillos de análisis y comprobación de comportamientos, con objeto de averiguar si un residuo se ajusta a las condiciones de la autorización o a unos criterios de referencia específicos. Las pruebas se centrarán en el comportamiento y las variables clave averiguadas por medio de la caracterización básica (nivel 1). Nivel 3: Verificación in situ. Consiste en métodos de comprobación rápida para confirmar si un residuo determinado es el mismo que ha sido sometido a pruebas de cumplimiento (nivel 2) y que se describe en los documentos que acompañan a los residuos. Puede consistir simplemente en una inspección visual de un cargamento de residuos antes y después de la descarga en el emplazamiento del vertedero. En principio, un tipo concreto de residuos deberá ser caracterizado en el nivel 1 y cumplir los criterios oportunos para ser admitido en una lista de referencia. Para permanecer en una lista específica de un emplazamiento, un tipo concreto de residuos deberá someterse a unas pruebas de nivel 2 a intervalos regulares (por ejemplo, cada año) y cumplir los criterios oportunos. Cada cargamento de residuos que llegue a la entrada del vertedero deberá someterse a la verificación de nivel 3.
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Durante la explotación del vertedero, y durante un considerable periodo de tiempo después de su cierre, se deben realizar una serie de controles para llevar correctamente la explotación y para asegurar la inexistencia de una contaminación exterior. Las normas y operaciones de ingeniería de este sistema se deben centrar en procurar la estabilidad más absoluta del residuo en su lugar de emplazamiento, de forma que no pueda afectar al medio exterior. La gestión posterior al cierre de un depósito supone un conjunto de inspecciones y muestreos que serán muy frecuentes durante al menos el primer año después de la clausura. La frecuencia de monitoreo posterior variará en función de los problemas encontrados o del tiempo que se considere que un vertedero de residuos peligrosos puede constituir un riesgo para el medio ambiente. La entidad explotadora será responsable de la vigilancia y análisis de las emisiones de gases de vertedero, de los lixiviados y del régimen de aguas subterráneas en las proximidades del depósito.
20.3.4.
Tecnologías limpias
Las tecnologías limpias o tecnologías que generan menos residuos se han definido como: «El método de fabricar productos en el que todas las materias primas y energía son utilizadas en la forma más racional e integrada en el ciclo (materias primas-producción-consumo-recursos materiales secundarios) de forma que el impacto sobre el medio ambiente sea mínimo». Las tecnologías limpias se refieren a conceptos de diversa índole, como pueden ser las técnicas de ruido medioambiental, tecnologías sin residuos, residuos reciclados y residuos reutilizados. Pueden significar la elaboración de un producto alternativo análogo al original, pero que requiere un proceso de fabricación menos nocivo para el medio ambiente. El producto puede ser también el mismo, pero con un proceso que implique la reducción en la cantidad de residuos peligrosos generados. Las técnicas para reciclar residuos implican la reducción del consumo de materias primas y pueden llegar a reutilizarse residuos que se consideraban inservibles. Según la Unión Europea, el concepto de tecnologías limpias cubre tres objetivos distintos y complementarios: • Menor contaminación vertida al medio ambiente. • Menor generación de residuos. • Menor demanda de recursos naturales.
20.3.4.1.
Minimización
El concepto de tecnologías limpias equivale al concepto de minimización, y aunque está muy relacionado con los residuos peligrosos, es aplicable a todo tipo de residuo industrial. Se entiende por minimización de residuos y emisiones de un proceso productivo en una industria, la adopción de medidas organizativas y operativas que permitan disminuir hasta niveles económicos y técnicamente posibles la cantidad y peligrosidad de los subproductos y contaminantes generados (residuos y emisiones al agua o a la atmósfera) que requieren un tratamiento o eliminación final. Las principales acciones utilizadas en la minimización de residuos, clasificadas de mejor a peor opción, se indican a continuación: © Ediciones Paraninfo
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l. Prevención: eliminación completa de residuos. 2. Reducción en el origen: reducción del residuo mediante cambios en el proceso industrial. 3. Reciclado: reutilización y reciclado de residuos como materia prima, recuperación de sustancias o producción de energía. 4. Tratamiento: transformación de los residuos en sustancias menos peligrosas. 5. Vertido: emisión de residuos al aire, agua o suelo de forma adecuadamente controlada.
Mejor opción
Peor opción
Las principales líneas de actuación posibles en un plan de minimización se pueden agrupar en dos grandes bloques: Técnicas de prevención o reducción en origen: basadas en la minimización de la cantidad y/o peligrosidad de los residuos y emisiones en la misma fuente donde se generan, mediante los siguientes métodos: • Utilización de buenas prácticas operativas: mejora en la gestión del inventario de materias primas, mejora de los procedimientos de operación y mantenimiento, reducción de volumen de los materiales peligrosos, segregación de los residuos en la fuente, concentración de los residuos por métodos físicos y químicos, etc. • Utilización de materias primas sin compuestos contaminantes o con una menor proporción de éstos. Esto puede suponer una sustitución de la materia prima contaminante (sustitución de disolventes dorados por otros no d orados, sustitución en las pinturas de las tintas con base en disolventes por tintas con base en agua, etc.) o una purificación de la misma . • Modificaciones en las tecnologías utilizadas o sustitución de las mismas por otras más limpias: cambios de equipos de procesos, modificaciones en los equipos ya existentes, sustitución de maquinaria, automatización de procesos, etc. • Sustitución o cambio del producto por otro alternativo compatible con el actual, que conduzca a una menor generación de residuos (reformulación del producto final). Técnicas de reciclaje y recuperación: utilización de los subproductos como materia prima en los mismos procesos generadores o en otros, en la misma industria o en otra exterior, según convenga. Técnicas de reciclaje interno: están basadas en el reciclaje del residuo o emisión dentro de la propia instalación, con las finalidades siguientes: • Empleo del residuo como materia prima en el mismo proceso de fabricación o en otro proceso. • Recuperación de algún material que forme parte del residuo y que pueda ser utilizado dentro de la instalación. • Utilización del residuo para aplicaciones útiles dentro de la empresa. Técnicas de reciclaje externo: son la mejor alternativa cuando las otras no son viables y entre sus finalidades se encuentran las siguientes: • Utilizar el residuo como materia prima o secundaria en otra empresa extern a que esté dispuesta a pagar por él, convirtiéndose así el residuo en un subproducto con un valor económico . • Pagar a un gestor de residuos para que los retire y los trate o regenere en sus instalaciones. 590 © Edic ion es Pa raninfo
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Para la introducción de un plan de minimización, las industrias deben analizar en primer lugar sus propios recursos productivos y las características de sus equipos. Para adoptar este tipo de medidas de prevención, es fundamental conocer cuáles son los lugares más comunes de generación de residuos y las causas que los ocasionan. Las principales operaciones donde se generan residuos son: • Recepción de materias primas y suministros: zonas de descarga (barcos, trenes, camiones o cisternas), tuberías de recepción de materias primas, etc. En esta etapa tienen especial importancia los derrames y fugas producidos durante las descargas y los residuos de envases y embalajes. • Almacenamiento de materias primas, productos intermedios y finales: tanques, silos, almacenes y talleres. • Manipulación y transporte interno. • Procesos de acondicionamiento de las materias primas antes de introducirlas en el proceso productivo. • Procesos de producción: lugares donde se llevan a cabo reacciones químicas, separaciones físicas (extracción, absorción, destilación, rectificación, etc.) y procesos de acabado (operaciones de mezcla y adición de reactivos o productos). • Limpieza periódica de equipos, componentes, tanques de almacenamiento y envases. • Servicios generales que permiten que un proceso productivo se lleve a cabo: sistemas de generación de energía, calderas, talleres, laboratorios, torres de refrigeración, garajes, etc. • Sistemas de depuración de aguas y de gases: lodos producidos en las plantas depuradoras de aguas o absorbentes agotados utilizados en la eliminación de emisiones gaseosas. • Operaciones relacionadas con la expedición de los productos acabados: envasado o embalaje, carga y transporte de los mismos. Las posibles causas para la generación de residuos en las industrias son: • Naturaleza de las reacciones químicas. - Productos secundarios derivados del proceso productivo, con especial incidencia en los periodos de paradas y puestas en marcha y situaciones fuera de control. - Limitaciones derivadas de las constantes termodinámicas de las reacciones (velocidad de reacción, constante de equilibrio), de las solubilidades o de la existencia de reacciones secundarias. - Contaminación de equipos y reactores. • Especificaciones y calidad. - Exigencias elevadas en las calidades de los productos finales que pueden implicar procesos de purificación de los mismos, que generan gran cantidad de residuos y constituyen una barrera al reciclaje de subproductos, porque dificultan su utilización como materias primas en el proceso. - Poco control de las materias primas del proceso, que puede provocar la fabricación de productos que no cumplan las especificaciones adecuadas. - Impurezas, falta de homogeneidad y uniformidad, inadecuaciones químicas o físicas, que generan residuos en el acondicionamiento de las materias primas o durante los procesos. © Ediciones Paraninfo
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• Retorno de residuos del consumidor al fabricante para su recuperación o reciclaje por imposición de las Administraciones. • Utilización de materias primas tóxicas que originan residuos peligrosos. • Fabricación accidental de productos fuera de especificaciones, normas, costes, cantidades o plazos. • Empleo de aditivos por necesidades de los procesos o del producto final. • Productos caducados debido a malas previsiones comerciales o lentitud en la distribución. • Imperfecciones de los equipos. • Falta de optimización en los procesos y obsolescencia de los mismos. • Pérdida o deterioro accidental de materiales o productos: - Fugas o escapes al suelo, que transforman al producto en un residuo al mismo tiempo que aumentan su volumen, al mezclarse con el propio suelo. - Evaporación de compuestos orgánicos volátiles. - Pérdida de propiedades por envejecimiento, decantación, oxidación, polimerización, etc. - Mezcla improcedente de materias primas y subproductos debido a una falta de segregación y separación durante su almacenamiento. • Vida limitada de los equipos y suministros. La minimización de residuos exige una cuidadosa programación. Las tareas típicas de un programa de minimización incluyen el incremento de responsabilidad en: • Establecer metas globales del programa, sistemas de control y seguimiento. • Propagar/difundir la cultura de la minimización a través de la organización. • Priorizar las áreas de evaluación. • Seleccionar los grupos de evaluación. • Conducir/supervisar la evaluación. • Realizar la viabilidad técnica y económica de las opciones favorables. • Seleccionar y justificar las opciones que deben ser implantadas. • Conseguir fondos para la correcta realización del programa. • Controlar las variaciones progresivas del programa. La adopción de medidas de minimización de residuos conlleva mejoras en el funcionamiento de las empresas, que se traducen en un aumento de la calidad de los productos y del ambiente de trabajo y en una optimización de los procesos de fabricación, con un ahorro importante en los costes de gestión de residuos y en la adquisición de materias primas.
20.3.4.2.
Bolsas de residuos
Las bolsas de residuos se presentan como un sistema muy útil para el mejor aprovechamiento de los recursos, y por tanto de reducción de los residuos. Esta actividad encaja dentro de la política medioambiental comunitaria, que aconseja fomentar el reciclaje y la reutilización de residuos. Se trata de un sistema de minimización de residuos incluido dentro de lo que hemos denominado como técnicas de reciclaje externo. Las bolsas de residuos centralizan la información sobre la oferta y la demanda de los materiales residuales de las empresas, de modo que lo que 592 © Ediciones Paraninfo
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para una industria supone un material desechable, para otra puede ser un producto utilizable como materia prima en su proceso productivo. De este modo se facilita el intercambio de residuos y su utilización, en vez de su eliminación. Por tanto, las bolsas tienen como finalidad el control e información a las empresas de los tipos y cantidades de residuos que se producen, de manera que el empresario tenga acceso a unas materias primas que antes no conocía o no utilizaba. Las bolsas de residuos ponen en contacto a todas las empresas interesadas, ofertantes y demandantes, garantizando la confidencialidad de todos los datos en su poder. El funcionamiento de las bolsas de residuos es totalmente gratuito, tanto en el caso de la Federación Empresarial de la Industria Química Española, como en el de las Cámaras de Comercio, Industria y Navegación de España. Las empresas interesadas en anunciar «ofertas» o solicitar «demandas» de materiales, deben rellenar una ficha en la que se especifican una serie de características típicas del subproducto, tales como tipo de material, calidad o composición, cantidad y frecuencia de producción, proceso de generación, presentación y transporte. Una vez cumplimentados estos requisitos, las bolsas otorgan una codificación con la que figuran en sus boletines, si es una oferta (letra O), si es una demanda (letra D), zona donde se produce, el origen geográfico, tipo de subproducto, forma de contacto y número de solicitud del material. El Boletín del Consejo Superior de Cámaras divide los subproductos en 15 grupos: • Cuero y pieles. • Chatarra de escoria y siderurgia. • Envases y embalajes. • Escombros y minería. • Goma y caucho. • Maderas. • Metales. • Papel y cartón. • Productos petrolíferos y aceites. • Productos plásticos. • Residuos animales y vegetales. • Subproductos químicos. • Textiles. • Varios. • Vidrio.
20.3.4.3.
Análisis del Ciclo de Vida
La preocupación por los posibles impactos ambientales que puedan generarse por el incremento en la producción de residuos, ha hecho que en los últimos años se hayan desarrollado instrumentos de análisis que permitan evaluar el daño ambiental de productos o actividades en general. Dentro de estos instrumentos, cabe destacar el Análisis del Ciclo de Vida (ACV). Es un proceso objetivo para evaluar las cargas ambientales asociadas a un producto, proceso o actividad, identificando y cuantificando tanto el uso de materia y energía como los vertidos de todo tipo al entorno. El estudio incluye el ciclo completo del producto, proceso o actividad, considerando las etapas de © Ediciones Paraninfo
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extracción y procesado de las materias primas, el uso, reutilización y mantenimiento, así como también el reciclado y deposición final. Entre las aplicaciones del ACV, la gestión y el tratamiento de los residuos tiene cada vez mayor importancia, porque valora también los aspectos secundarios derivados de las alternativas seleccionadas, ayudando así a escoger la mejor tecnología disponible. Además de su valor intrínseco como método objetivo de análisis ambiental, el ACV resulta un instrumento muy útil para realizar comparaciones ambientales entre dos o más productos o actividades. El ACV consta de las siguientes etapas:
Definición de objetivos y alcance del estudio. En esta fase deben especificarse aspectos como la aplicación que se tiene prevista del estudio, la unidad funcional (elemento sobre el que vienen especificadas las cargas ambientales), los límites del sistema, las hipótesis planteadas, etc. Análisis de inventario. Consiste en un proceso técnico basado en la recopilación de datos técnicos, en el que se cuantifica el consumo de energía y materias primas, así como las emisiones al medio natural. Evaluación de impacto. En esta fase se deben interpretar los resultados. Consta de cuatro elementos: la clasificación, en la que se agrupan las cargas ambientales en distintas categorías de impacto; la caracterización, en la que se ponderan las distintas cargas; la normalización, en la que se referencian los valores obtenidos respecto a un nivel conocido y, finalmente, la valoración, en la que se da un peso específico a los valores obtenidos en cada categoría de impacto. Análisis de Mejoras o Interpretación. Es la última fase y corresponde a la presentación de los resultados, de forma que facilite la identificación de las áreas de posible mejora. Para completar la etapa de evaluación de impactos del ACV, se deberían valorar las distintas categorías de impacto, asignándoles un peso específico determinado. Esta etapa del ACV está menos desarrollada y requiere la especificación de un ámbito geográfico determinado y la participación, en forma de paneles, de varios especialistas y actores sociales representativos que emitan su juicio acerca de la importancia relativa de los distintos impactos considerados. Una de las grandes ventajas que presenta el ACV frente a otras técnicas de evaluación medioambiental es que se evalúan los impactos en todas las etapas del tratamiento de los residuos, identificando posibilidades de minimización de los impactos totales del proceso. Esta visión está en total acuerdo con la nueva.orientación de la política ambiental europea, que busca una prevención global de la contaminación, porque en el ACV se reflejan cuáles de las distintas alternativas de gestión presentan más problemas ambientales.
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EL ACCIDENTE DE AZNALCÓLLAR (PARQUE NACIONAL DE DOÑANA) Alos 03:20 horas de lo madrugado del sábado 25 de abril de 1998 se rompía uno de los muros de contención de lo bolso que almacenaba los residuos tóxicos procedentes de lo Mino de Aznolcóllor dedicado o lo explotación de piritas y propiedad de lo empresa sueco Boliden Apirso. Se abrió uno brecho de 50 mpor donde se vertieron unos 5millones de metros cúbicos de líquidos altamente tóxicos que fueron oparar al río Agrio, en dirección al río Guadiamar (la principal fuente de abastecimiento del Parque Nacional de Doñana). El vertido se había producido o sólo 60 km del Parque Nacional y a 40 km del Parque Natural o preparque. Alas 22:30 horas del sábado una lengua tóxica de 500 mde ancho había arrasado yo el Porque Natural, fallándole sólo 2 km para llegar al parque Nocional y 13 km para alcanzar el río Guadalquivir. Aguas abajo, los presos que controlaban el flujo de entrado de aguo en el Porque se cerraron y se construyeron muros de contención en los desagües naturales del Guadiamor; dichos diques consiguieron evitar que las aguas contaminados llegaran al Porque Nacional. El vertido se componía de dos foses: En primer lugar se vertieron aguas ácidos, que además apenas contenían oxígeno disuelto (al haber estado mucho tiempo estancados). El pH extremadamente ácido (en torno o pH=2) produjo lo mayor parte de la mortandad de lo fauno acuático; los pocos peces que lograron resistir o la acidificación del medio murieron por asfixio, al no encontrar oxígeno en el aguo. Posteriormente, llegó una riada negra de lodo metálico procedente del fondo de la balso y que cubrió el suelo y la vegetación circundante. Este lodo llevaba disueltos metales pesados como plomo, cobre, zinc, cadmio, mercurio, y en menor proporción pero también altamente tóxico, arsénico. Los metales pesados se acumulan a lo largo de la cadena trófico, ya que no son biodegradables: las plantas los absorben de los suelos contaminados, los transmiten o los animales herbívoros ydesde éstos llegan o los grandes depredadores, como el hombre; a lo largo de esta cadena, los metales se van acumulando en los distintos seres vivos que participan en la cadena trófico, de manera que los animales superiores son los que presentan una mayor concentración de metales en sus organismos. Este fenómeno se denomina «bioacumulación». Los municipios afectados por el vertido fueron Sanlúcar lo Mayor, Benacozón, Pilas, Aznalcázar, Villamon· rique de la Condesa, Villafranco del Guadalquivir, Olivares, Huévar y el propio Aznalcóllar.
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DIOXI NAS 11 de julio de 1976: Accidente de Seveso (Italia} El accidente de Seveso (Italia) se produjo en julio de 1976, en una planta del grupo multinacional Roche dedicada a la fabricación de compuestos químicos intermedios en la síntesis del herbicida 245 T(ácido 2,4,5triclorofenoxiocético), usando como materias primos 1,2,4,5-tetraclorobenceno, hidróxido de sodio y etilenglicol. Al tratarse de un proceso en discontinuo, la planta solía pararse durante el fin de semana; en aquella situación particular la parada coincidió a mitad de proceso en la etapa final de la reacción, antes de que todo el etilenglicol hubiese sido eliminado (situación que nunca había sucedido antes). Al parar el reactor, la reacción química si~uió teniendo lugar pero de formo incontrolado, produciéndose un incremento de temperatura (de 158º( a 180-190º() que superaba la temperatura de ebullición de la mezcla líquido (160º(); al cabo de 7 horas se rompió la válvula de alivio del reactor, produciéndose el venteo del mismo y liberando a la atmósfera unas 2 toneladas de productos químicos. Entre éstos había de 0,5 o 2 kg de 2,3,7,8·TCDD (2,3,7,8· tetraclorodibenzodioxina), uno de los compuestos químicos más tóxicos que se conocen (dosis letal al 50%: Dl50 = 0,04 mg/kg). Fue preciso evacuar a más de 1.000 personas. No hubo muertes como consecuencia directa del occidente, pero la dioxina afectó a muchas personas produciendo diversas afecciones (acné por cloro, etc.) y un elevado número de malformaciones genéticos y abortos espontáneos; también se sacrificaron unos 75.000 animales. la zona afectada por la emisión (unas 18 Ha) quedó clasificada como suelo contaminado y no apto para ser habitada.
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CI HERBICIDA 245 T
ClxxOxx~ CI CI
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2,3,7,8-TCDD
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Capítulo
21
Residuos agrarios O
21 .1 .
Definición y clasificación.
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21.2 .
Valorización.
21.1.
DEFINICIÓN Y CLASIFICACIÓN
En el grupo de residuos agrarios se incluyen los generados en actividades agrícolas, ganaderas, agroalimentarias y forestales. Los residuos agrarios constituyen el grupo más voluminoso (aproximadamente un 53%) del total de los residuos producidos en la actualidad. Estos residuos se denominan fundamentalmente como biomasa. Este término se aplica a toda sustancia que proviene de una secuencia de formación en la que intervienen fenómenos biológicos, con frecuencia enzimáticos (animales, plantas o microorganismos). De una forma genérica, por biomasa se entiende el conjunto de materia orgánica renovable de origen vegetal, animal o procedente de la transformación de la misma. La biomasa, en función de su origen, puede clasificarse en: primaria o inicial cuando procede de fotosíntesis, madera, cultivos, algas, etc.; secundaria o residual si procede de seres vivos que utilizan en su alimentación biomasa primaria; y fósil cuando está constituida por yacimientos de carbón, petróleo, gas natural, etc. Los residuos agrarios se suelen estudiar separadamente del resto de los residuos porque, salvo en el caso de industrias agroalimentarias, poseen algunas características específicas, como son: localización dispersa, valor económico muy bajo, concentración reducida y dificultad para su eliminación. Se incluyen los residuos de industrias agroalimentarias por su posibilidad de tratamiento y aprovechamiento común al resto de residuos agrarios, aunque no tengan todas las características comunes a nteriores. Para su estudio, se suelen clasificar en función de las actividades que los generan, en los siguientes tipos: • Residuos agrícolas. • Residuos forestales. • Residuos ganaderos. • Residuos de industrias relacionadas con actividades agrícolas, forestales y ganaderas. Como consecuencia de las actividades agrícolas, se generan residuos en las propias explotaciones (residuos de cultivos de cereales en grano, residuos originados por la poda de árboles frutales, residuos de cultivos de semillas oleaginosas, fertilizantes, productos agrosanitarios, etc.) y en las industrias agroalimentarias (todas aquellas que transforman, conservan y manipulan numerosos productos procedentes de la agricultura: obtención de aceites, de conservas, © Ediciones Paraninfo
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envasado de frutas y legumbres, obtención de azúcar, fabricación de pan, bollería, pastelería y galletas, fabricación de cerveza y malta, etc.). En España, la mayor parte de los residuos agrícolas está compuesta por residuos de cereales en grano, sobre todo de cebada, trigo y maíz. Este tipo de residuos se caracteriza por una gran producción puntual en las zonas agrícolas y una relativa facilidad de acopio. Los residuos originados en la poda de árboles frutales representan también un porcentaje elevado, destacando la vid y el olivo. Los residuos forestales han sido durante mucho tiempo, y siguen siendo en algunos lugares, la fuente energética más importante para uso doméstico y posteriormente se ha incrementado el aprovechamiento industrial. Se generan en explotaciones forestales (biomasa procedente del mantenimiento y de labores silvícolas) y en industrias de transformación de la madera y de fabricación de muebles. Los residuos forestales se caracterizan fundamentalmente por un elevado poder calorífico y por su dispersión en la naturaleza, por lo que las labores de acopio son difíciles. En el sector ganadero, los residuos se producen en las explotaciones ganaderas (excretas sólidas y líquidas, lisier, desinfectantes, antibióticos, detergentes y plaguicidas) y en las industrias ganaderas. Es importante tener muy en cuenta que los residuos ganaderos tienen un potencial contaminante elevado, debido fundamentalmente a los siguientes parámetros: materia orgánica disuelta y en forma de sólidos en suspensión, nitrógeno, fósforo, metales pesados (sobre todo cobre procedente de los piensos) y microorganismos. El vertido de estos residuos sin ningún tratamiento origina diversos problemas de contaminación ambiental en las aguas (eutrofización por nitrógeno y fósforo, toxicidad por microorganismos, exceso de materia orgánica), en el suelo (metales pesados) y en la atmósfera (emisión de gases procedentes de la fermentación anaerobia, como amoniaco, sulfuro de hidrógeno y metano). El Decreto 109/1998, de 11 de junio, por el que se designan las zonas vulnerables a la contaminación de las aguas por nitratos procedentes de fuentes de origen agrícola y ganadero y en el que se aprueba el Código de Buenas Prácticas Agrarias, incluye en el concepto de residuos ganaderos los siguientes tipos: • Estiércol: residuos excretados por el ganado o las mezclas de desechos y residuos excretados por el ganado, incluso transformados. • Purines: deyecciones líquidas excretadas por el ganado. • Lisier: abono producido por las excreciones sólidas y líquidas del ganado vacuno o porcino en alojamientos que no usan mucha paja u otro material para cama. • Agua sucia: es el desecho, con menos del 3% de materia seca, generalmente formado por estiércol, orina, leche u otros productos lácteos o de limpieza. Normalmente se engloba en el lisier. Los residuos ganaderos pueden clasificarse en función de su contenido en materia seca, en dos grandes grupos: • Pastosos: cuando este contenido es<:: 10%. Estos residuos son característicos del ganado bovino y aviar. • Líquidos: cuando la cantidad en materia seca es s 10%. Son típicos del ganado porcino y, en algunos casos, del bovino. La composición de los residuos ganaderos depende del tipo de ganado, pero todos ellos se caracterizan por un alto contenido en nutrientes y por estar muy 598 ©Ediciones Paraninfo
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localizados. Por ello, tradicionalmente se han utilizado como fertilizantes para los suelos, aunque actualmente han sido sustituidos por otros compuestos. La biomasa residual producida en España está constituida mayoritariamente por residuos agrícolas (45,6%) y por residuos forestales (25,5%). El resto incluye los residuos ganaderos, los urbanos y los de industrias agroalimentarias.
21.2. VALORIZACIÓN Para establecer un sistema de aprovechamiento de la biomasa, deben estar perfectamente definidas su composición química y su disponibilidad. Se estima que las cantidades anuales de residuos agrarios obtenidos en España, según datos del Ministerio de Industria y Energía, son: 36,6 millones de toneladas (21,5 Mt/año son residuos de cereales) de residuos agrícolas, 7,3 Mt/año de residuos ganaderos, 15,5Mt/año de residuos forestales y 5 Mt/año de residuos procedentes de industrias agroalimentarias. Todos estos residuos tienen una valorización energética y agrícola importante. Por ejemplo, la valorización de los residuos de origen ganadero permitiría obtener un 4% del consumo total de energía de nuestro país (aplicando un índice de recuperación del 40% y de pérdidas en los procesos de transformación del 60%); de los residuos forestales, sólo un 30% de la cantidad total obtenida es recuperable; y en cuanto al aprovechamiento de los residuos procedentes de las industrias agroalimentarias, tiene como principal objetivo reducir los problemas de contaminación de los vertidos, así como el consumo energético. Del análisis de la composición de los residuos agrarios se deduce que presentan unas características idóneas para poder ser utilizados con dos objetivos fundamentales: • Aprovechamiento energético. • Aprovechamiento agrario. Los residuos agrarios tienen en común el aprovechamiento de la biomasa, que posee un carácter orgánico y que está constituida por compuestos de carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno y azufre, fundamentalmente. La abundancia de estos residuos y su composición permiten afirmar que constituyen una materia prima de interés, barata y renovable, que puede emplearse además como fuente energética. Su valorización puede efectuarse por métodos termoquímicos o bioquímicos. La biomasa de estos residuos puede utilizarse para estos fines teniendo en cuenta las siguientes consideraciones: • Los residuos agrarios deben recogerse por los medios mecánicos más sencillos, obteniéndose un producto con una densidad mayor o igual que la del residuo considerado. • Los residuos deben ser transformados en productos útiles en el mismo lugar en que son generados. • Si se producen residuos excedentes en una zona, deberán aplicarse técnicas de aumento de densidad o del poder calorífico por kg de residuo antes de su transporte. • La técnica de aprovechamiento deberá estar en función del estado fisico en que se encuentre el residuo y de la naturaleza del mismo. • El aprovechamiento energético debe realizarse directamente con técnicas de combustión de sólidos o gases energéticos y evitar las transformaciones indirectas de bajos rendimientos energéticos. © Ediciones Paraninfo
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Residuos agrarios
21.2.1.
Valorización energética
El aprovechamiento energético de la biomasa exige tecnologías sencillas que hagan posible el manejo de los residuos, es decir, de unos materiales inicialmente sin valor, de difícil y costoso manejo por su baja densidad o elevada dilución y por el difícil acceso para hacer posible su acopio. Sin embargo, su potencial energético, o los costes que exigen su eliminación para evitar contaminación del medio ambiente, pueden hacer viables estas tecnologías. El Instituto para la Diversificación y Ahorro de Energía (IDAE) da una gran importancia al aprovechamiento de la biomasa derivada de estos residuos, que representará un 66% del total de energías renovables del territorio nacional en el año 2010. Los puntos a favor y en contra del aprovechamiento de la biomasa como fuente de energía renovable son los siguientes:
A favor • Bajo contenido en azufre y nitrógeno, por lo que las emisiones por combustión de SOx y NOx (y de otros compuestos derivados) son muy reducidas. Las tasas de emisión de C0 2 , SOx y NOx considerando todo el ciclo de vida (desde la extracción y transporte de las materias primas hasta la gestión de los residuos) son entre 10 y 100 veces menores que las procedentes de centrales convencionales de gasóleo, carbón, fuel y gas natural, según un estudio elaborado en el Reino Unido recogido en el Plan de Fomento de Energías Renovables. • Las cenizas resultantes de la valorización son inertes o tienen alto valor económico. • La eficiencia energética en la generación eléctrica es muy buena, en comparación con el parque térmico convencional.
En contra • Dificultad de recolección y transporte. • Pretratamiento inicial. • Necesidad de grandes cantidades. Las técnicas para la valorización energética de este tipo de residuos se deberán ajustar a las características intrínsecas de los mismos y principalmente, a su estado físico y humedad. Para residuos sólidos las técnicas más interesantes son: el astillado, la combustión, la pirólisis, la gasificación o la licuefacción. Para los residuos líquidos o pastosos son más adecuadas las técnicas de digestión metánica.
Valorización energética de residuos agrícolas y forestales Como se ha comentado anteriormente, estos residuos se caracterizan fundamentalmente por su elevado valor energético y por su dispersión de localización, pues se generan en un medio rural con difícil acceso y acopio. Por ello, deben utilizarse procedimientos adecuados para su recogida y transporte, con el fin de reducir su densidad y facilitar su transporte al centro consumidor. Una vez logrado esto, el aprovechamiento energético puede hacerse por varios métodos: 600 ©Ediciones Paraninfo
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Combustión directa La combustión de estos residuos para producir calor suele hacerse cuando en la zona donde se generan y pueden utilizarse directamente en los sistemas térmicos de las instalaciones industriales sin tener que realizar importantes transformaciones en la alimentación de los hornos y sin necesidad de efectuar grandes desplazamientos. Los residuos agrícolas o forestales suelen sufrir una ligera desecación previa antes de ser introducidos en el horno de combustión. Para poder realizar la combustión directa es necesario que tengan un poder calorífico superior a 1.200 kcal/kg, cantidad que superan la mayor parte de ellos. Esto hace posible que puedan sustituir a otro tipo de combustibles; por ejemplo, el calor obtenido por la combustión de 1 kg de fuel-oil es equivalente al generado por 3 kg de residuos agrícolas o forestales. En la actualidad, existen sistemas muy sencillos de aprovechamiento de estos residuos en casas rurales o en explotaciones agropecuarias y son muchas las industrias que están sustituyendo el fuel-oil por astillas en sus calderas.
Compactado o peletización Cuando los residuos no pueden aprovecharse energéticamente en la zona y se exigen transportes a grandes distancias, los costes del transporte inciden sobre el producto y pueden hacer inviable el aprovechamiento de estos residuos de baja densidad. En estos casos se exigen tecnologías que consigan reducir la incidencia del transporte en el coste de la energía, aumentando la densidad del residuo combustible mediante procesos de compresión o peletización o aumentando el poder calorífico del producto por unidad de peso mediante procesos termoquímicos. En el proceso de peletización o compactación, los residuos agrícolas y forestales son compactados en briquetas cilíndricas para ser utilizados directamente en calderas o estufas domésticas.
Pirólisis Es un proceso termoquímico que consiste en la descomposición de la materia orgánica en atmósfera inerte con déficit o ausencia de oxígeno. Se ha usado principalmente con residuos de naturaleza leñosa originados en la poda de árboles frutales o en trabajos de limpieza forestal. La temperatura de operación está comprendida en el intervalo de 500 a 850ºC, y el objetivo fundamental es obtener la máxima cantidad de residuos sólidos. Los productos que se obtienen dependen de la naturaleza de la materia orgánica de partida y de las condiciones de operación, pero pueden agruparse en tres tipos: • Residuos sólidos (carbón de madera o vegetal). • Residuos líquidos (sustancias piroleñosas, alquitranes). • Residuos gaseosos (vapor de agua, hidrocarburos ligeros, monóxido de carbono, dióxido de carbono, hidrógeno, etc.). El carbón de madera obtenido de estos residuos se utiliza como reductor en la industria metalúrgica, como materia prima para fabricar carbón activo y como fuente de energía. De los residuos líquidos se recuperan los alquitranes y breas y los residuos gaseosos no tienen gran interés, porque poseen un poder calorífico bajo.
Gasificación Es un proceso químico que consiste en la producción de un residuo gaseoso que puede ser utilizado directamente como combustible, por reacción entre los © Ediciones Paraninfo
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residuos y un gas (aire u oxígeno), a temperaturas elevadas (850-1.SOOºC). La gasificación implica la combustión parcial de los residuos sólidos con cantidades de oxígeno inferiores a las estequiométricas. Con este proceso se obtienen además residuos sólidos y líquidos con características distintas a los obtenidos por pirólisis, debido fundamentalmente a la existencia de un medio más oxidante y a la mayor temperatura de operación. El objetivo de la gasificación es conseguir la máxima producción de un residuo gaseoso: gas ciudad (H2 + CH4 +otros agentes minoritarios) y gas de síntesis ( CO + H 2), que es un gas reductor utilizable en la industria metalúrgica o para sintetizar compuestos orgánicos como metanol, amoniaco o hidrocarburos.
Licuefacción Consiste en la transformación de un material sólido carbonoso, voluminoso y de bajo contenido energético, en un producto líquido orgánico, que pueda almacenarse fácilmente y que pueda usarse como combustible en hornos de combustión directa o como materia prima a utilizar en algunas industrias para obtener combustibles específicos o productos químicos. El proceso se realiza sometiendo la biomasa molida y suspendida en un líquido portador a una secuencia de reacciones que implican modificaciones de su estructura, como hidrólisis ácida o básica y descomposición térmica, entre otras. La temperatura de operación es del orden de unos 350ºC.
Hidrólisis y fermentación La hidrólisis tiene por objeto realizar una conversión de la celulosa presente en la biomasa en azúcares fermentables, dejando la lignina como residuo. La hidrólisis de los carbohidratos puede realizarse con ácidos inorgánicos (hidrólisis ácida) o con enzimas (hidrólisis enzimática). Esta última tiene la ventaja de operar en condiciones suaves y de obtener azúcares de elevada pureza, aunque las reacciones enzimáticas son muy lentas y la biomasa tiene que ser pretratada por ácidos o bases para mejorar la cinética del proceso. Las disoluciones procedentes de la hidrólisis son sometidas a un proceso de fermentación con microorganismos, obteniéndose productos como aminoácidos, alcoholes, ácidos o cetonas, dependiendo del grado de descomposición de los azúcares conseguido en la hidrólisis. De los numerosos procesos industriales que se utilizan para obtener distintos productos por fermentación (etanol, butanol, acetona, ácido acético, glicerina, ácido cítrico, etc.), el más conocido es el de la producción de etanol a partir de glucosa, que puede ser utilizado como sustitutivo de la gasolina. La hidrólisis y la fermentación son procesos muy apropiados para los residuos agrícolas con un contenido en humedad relativamente elevado, mientras que los termoquímicos están especialmente indicados para los residuos forestales de composición en carbono, hidrógeno y oxígeno prácticamente constante.
Valorización energética de residuos ganaderos e industria/es Los residuos ganaderos y los generados en algunas industrias del sector agrario pueden utilizarse para producir biogás (metano) mediante procesos de fermenta-
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ción anaerobia de los mismos (metanización). En el proceso se distinguen tres etapas. En la primera, los microorganismos anaerobios actúan sobre las fibras orgánicas, en una reacción de hidrólisis bacteriana. En una segunda fase, llamada acetogénica, las bacterias actúan sobre los productos obtenidos en la etapa anterior, obteniéndose ácidos orgánicos de cadena corta. Por último, en la fase metanogénica, las bacterias actúan sobre los ácidos generados, dando como resultado la formación de un biogás constituido fundamentalmente por metano y dióxido de carbono, con un poder calorífico lo suficientemente alto como para ser utilizado como combustible. Los diferentes métodos de digestión anaerobia utilizados han sido descritos en el Apartado 6.6.4 correspondiente a la Parte del estudio del Agua.
21.2.2. Valorización agraria La biomasa vegetal residual puede utilizarse para la producción de fertilizantes. La materia orgánica contenida en la biomasa (de naturaleza agrícola, forestal o industrial) puede ser sometida a una serie de procesos para ser transformada en productos fertilizantes de naturaleza húmica enriquecidos en nitrógeno. La biomasa debe someterse a una serie de tratamientos previos (astillado, secado, molienda, tamizado, etc.) antes de iniciarse la transformación de la misma. Posteriormente, las etapas a seguir son las siguientes: • Oxidación de la biomasa vegetal inicial para la obtención de compuestos húmicos por medio de agentes oxidantes (aire, ácido nítrico, permanganato de potasio, etc.). • Los compuestos obtenidos en la etapa anterior se tratan con amoniaco (en fase líquida o gaseosa), para dar lugar a un producto final enriquecido en nitrógeno. Los fertilizantes obtenidos por este método presentan importantes ventajas frente a los fertilizantes comerciales, entre las que destacan las siguientes: aportan materia orgánica al suelo, mejoran su textura, potencian su actividad microbiana y el aporte de nitrógeno se produce lentamente. Los residuos ganaderos también pueden resultar muy beneficiosos para los suelos agrícolas, porque son de naturaleza orgánica y poseen un alto contenido en agua y elementos fertilizantes. Sin embargo, contienen elementos que pueden resultar nocivos para determinados cultivos. Por tanto, pueden emplearse para mejorar las propiedades de los suelos siempre que hayan sido sometidos a algún tratamiento adecuado para eliminar los microorganismos patógenos. Las características de este tipo de residuos los hace idóneos para ser tratados mediante compostaje. Este proceso, como ya se estudió en el tratamiento de la fracción orgánica de los residuos urbanos, consiste en una fermentación aerobia y termofílica de la materia orgánica para obtener un producto estable denominado compost, que posee unas características óptimas para su utilización en cultivos agrícolas. Los residuos que son aptos para conseguir un aprovechamiento agrario porque contribuyen a mejorar las propiedades físicas, químicas y biológicas de los suelos, son fundamentalmente los siguientes: • Estiércol líquido y purines de granjas. • Residuos líquidos orgánicos de industrias agrarias. • Lodos de depuradoras. © Ediciones Paraninfo
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Capítulo
22
Residuos sanitarios o o
22.1.
22.1.
Definición y clasificación.
22.2.
Gestión y tratamiento.
DEFINICIÓN Y CLASIFICACIÓN
Se entiende por residuo sanitario cualquier sustancia u objeto sólido pastoso, líquido o gaseoso, contenido o no en recipientes, del cual su poseedor se desprenda o tenga intención o la obligación de desprenderse, generados por actividades sanitarias: hospitales, clínicas y sanatorios de medicina humana, consultas de profesionales liberales, centros sociosanitarios, laboratorios de análisis clínicos, laboratorios de salud pública e investigación médica, centros de atención primaria, centros de planificación familiar y cualquier otra que tenga relación con la salud humana. La mayor parte de los residuos sanitarios pueden ser gestionados como los residuos urbanos porque tienen características similares, mientras que un pequeño porcentaje del total, constituido por residuos sanitarios contaminados biológica o químicamente y por residuos especiales, requiere un tratamiento específico para eliminar la potencial contaminación que podrían transmitir al medio ambiente. La composición de los residuos sanitarios es muy heterogénea, por lo que su gestión requiere una catalogación previa que permita el tratamiento adecuado de cada fracción según sus características. No existe una clasificación común para este tipo de residuos. Así, por ejemplo, la Organización Mundial de la Salud clasifica los residuos sanitarios en los siguientes grupos: • Residuos generales. • Residuos patológicos. • Residuos radiactivos. • Residuos químicos. • Residuos infecciosos. • Residuos punzocortantes. • Residuos farmacéuticos. La clasificación según la Agencia de Protección Ambiental (EPA) de los Estados Unidos es la siguiente: • Cultivos y muestras almacenadas. • Residuos patológicos. • Residuos de sangre humana y productos derivados. • Residuos punzocortantes usados. © Ediciones Paraninfo
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• Residuos de animales. • Residuos de aislamiento. • Residuos punzocortantes no usados. En España no existe actualmente una legislación específica común que regule la gestión de los residuos sanitarios, por lo que son las diferentes Comunidades Autónomas las que han legislado en esta materia. Aunque se encuentran distintas clasificaciones en las normativas regionales, todas ellas se basan en criterios similares, por lo que presentan pequeñas diferencias. Una de las clasificaciones posibles divide a los residuos generados por las actividades sanitarias en los siguientes grupos: Grupo 1: Residuos generales asimilables a urbanos. Forman parte de este grupo los residuos no específicos de la actividad propiamente sanitaria, que no plantean exigencias especiales de gestión y no incluidos en los Grupos II, III y IV. Estos residuos incluyen cartón, papel, materiales de oficinas, cocinas, bares y comedores, talleres, jardinería, material voluminoso como muebles, colchones, etc., y aquellos del grupo III que hayan sido sometidos a los procesos de gestión adecuados. Grupo 11: Residuos sanitarios asimilables a urbanos. Son los producidos como resultado de la actividad clínica, cuya recogida y eliminación no ha de ser objeto de requisitos especiales para prevenir infecciones. Los residuos incluidos en este grupo serían: restos de curas, yesos, sondas, pañales, empapadores, pequeñas intervenciones quirúrgicas y cualquier otra actividad análoga, y que no estén incluidos en el Grupo III, sujetos a requerimientos adicionales de gestión únicamente en el ámbito del centro sanitario. Grupo 111: Residuos sanitarios especiales. Son aquellos respecto a los que se deben tomar medidas de prevención en la manipulación, recogida, almacenamiento, transporte, tratamiento y eliminación, tanto dentro como fuera del centro generador, dado que pueden representar un riesgo para las personas laboralmente expuestas, para la salud pública o para el medio ambiente. Estos residuos se clasifican, a su vez, en: a) Infecciosos: son aquellos capaces de transmitir determinadas enfermedades infecciosas que se indican en la Tabla 22.1. b) Anatómicos: determinados restos humanos provenientes de intervenciones quirúrgicas, excluyéndose los regulados por el Decreto 2.263/1974 (Reglamento de Policía Sanitaria Mortuoria). c) Sangre y hemoderivados en forma líquida: recipientes que contengan sangre o hemoderivados u otros líquidos biológicos en cantidades mayores de 100 ml. d) Agujas y material punzante y/o cortante: cualquier objeto cortante y/o punzante que se utilice en la actividad sanitaria, independientemente de su origen. Son fundamentalmente agujas, lancetas, pipetas, hojas de bisturí, cubreobjetos, portaobjetos, tubos capilares y otros tubos de vidrio. e) Vacunas de virus vivos y atenuados: restos de las vacunas. Grupo IV: Constituido por residuos tipificados en normativas específicas y que, en su gestión, están sujetos a requerimientos especiales desde el punto de vista higiénico y medioambiental. Estos residuos incluyen las sustancias citostáticas, restos de sustancias químicas peligrosas, medicamentos caducados, aceites minerales y sintéticos, residuos con metales tóxicos, residuos de laboratorios radiológicos y los residuos radiactivos, las emisiones a la atmósfera y los efluentes cuyo vertido esté regulado por la normativa vigente. 606 ©Ediciones Paraninfo
Residuos sanitarios TABLA
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22.1. Relación de gérmenes altamente infecciosos, cuya presencia en los residuos les clasifica a éstos como infecciosos
INFECCIONES Ántrax cutáneo Ántrax inhalado Bruce los is Cólera Difteria cutánea Difteria faríngea Encefalitis de Creutzelfs-J Fiebres hemorrágicas víricas Muermo Peste bubónica Peste pneumónica Rabia Tularemia cutánea Tularemia pulmonar Fiebre O Tuberculosis activa
RESIDUOS Pus Secreciones respiratorias Pus Excretas Secreciones de lesiones cutáneas Secreciones respiratorias Restos del S.N.C., L.E.R. y sangre Todos Secreciones de lesiones cutáneas Pus Secreciones respiratorias Secreciones respiratorias Pus Secreciones respiratorias Secreciones respiratorias Secreciones respiratorias
Existen otras clasificaciones, en las que los residuos sanitarios incluidos en los Grupos III y IV se dividirían de la siguiente forma: Grupo 111: Residuos Peligrosos. Se subdividirían en dos grandes bloques: 111.a: Residuos Peligrosos Sanitarios. Serían los residuos sanitarios especiales que constituyen el Grupo III en la clasificación anterior. 111.b: Residuos Químicos y Citostáticos que estarían incluidos dentro del Grupo IV indicado anteriormente. Grupo IV: Residuos Radiactivos: material de desecho contaminado por sustancias radiactivas cuya gestión es competencia de ENRESA (Empresa Nacional de Residuos Radiactivos). Grupo V: Restos Anatómicos Humanos: cadáveres y restos humanos de entidad suficiente, procedentes de abortos, mutilaciones y operaciones quirúrgicas. Su gestión queda regulada por el Reglamento de Policía Sanitaria Mortuoria aprobada por el Real Decreto 2.263/74, debiendo eliminarse por cremación o inhumación.
22.2.
GESTIÓN Y TRATAMIENTO
Se entiende por gestión de residuos sanitarios el conjunto de actividades encaminadas a dar a los mismos el destino final más adecuado de acuerdo con sus características, de cara a la protección de la salud y del entorno. Comprende las operaciones de valorización, manipulación, clasificación, segregación, envasado, recogida, almacenamiento, transporte, tratamiento y eliminación de los mismos. © Ediciones Paraninfo
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Residuos sanitarios
Hay que distinguir entre la gestión intracentro sanitario, que comprende las operaciones de manipulación, clasificación, recogida, transporte y almacenamiento dentro del centro sanitario generador de los residuos y la gestión extracentro, que comprende las operaciones de recogida, transporte, almacenamiento, tratamiento y eliminación de los residuos, una vez que han sido recogidos del centro sanitario generador de los mismos. Se fomentará la reducción en la generación, la reutilización, la recogida selectiva y la valorización de los residuos sanitarios. Un punto importante en la gestión de los residuos sanitarios es el conocimiento de la cantidad generada en cada grupo, para dimensionar correctamente las medidas a tomar. La cantidad de residuos producida depende en buena parte del tipo de hospital y centro que los genere, constatándose una tendencia generalizada a aumentar, en especial por el empleo de materiales de un solo uso. La producción total de este tipo de residuos en España, por Comunidades Autónomas, se recoge en la Tabla 22.2. Habitualmente son residuos de baja densidad (d
COMUNIDAD Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla-La Mancha Cataluña Extremadura Galicia La Rioja Madrid Murcia Navarra País Vasco Valencia Ce uta Melilla TOTAL
N. ºhospitales 118 33 27 22 42 12 68 33 171 21 82 7 92 28 13 60 57 7 2 890
N. º camas 29.338 7.662 6.243 3.440 8.366 2.769 15.666 5.777 29.692 4.187 11.632 1.534 25.786 5.046 3.316 10.683 14.397 532 304 186.070
Residuos sanitarios (t/año) 43.796 10.949 9.172 5.038 12.150 3.770 21.855 8.368 42.287 5.890 17.324 1.993 38.016 7.672 6.871 15.155 21.855 874 499 273.277
Para una correcta gestión de los residuos sanitarios es importante identificarlos y separarlos en función del grupo al que pertenezcan. Para ello, el centro debe 608 © Ediciones Paraninfo
Residuos sanitarios
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adaptar su infraestructura para una adecuada segregación en origen, sin que se mezclen los residuos de cada uno de los grupos. La recogida en el interior de los centros de producción de los residuos sanitarios (operaciones intracentro sanitario), se debe realizar en bolsas y/o recipientes de diferentes colores y características técnicas, atendiendo a criterios de segregación, asepsia, inocuidad y economía, quedando prohibido depositar en un mismo recipiente residuos de grupos diferentes según la clasificación establecida en cada Comunidad Autónoma. Los residuos del Grupo I (asimilables a urbanos) se recogen en bolsas de color negro que cumplan la norma UNE 53-147-85 y según establezca la normativa municipal para los residuos urbanos. La recogida de los residuos incluidos en los Grupos II (sanitarios no específicos) y III (sanitarios especiales) se hace en bolsas y recipientes cuyas características técnicas se deben adaptar a los siguientes criterios generales: • Un solo uso. • Estanqueidad total. • Opacidad a la vista. • Resistencia a la rotura. • Asepsia total en su exterior. • Ausencia total en su exterior de elementos sólidos, punzantes y cortantes. • Volumen no superior a 90 litros en función de su resistencia a la carga del recipiente. • Cierre especial hermético y que no pueda abrirse de forma accidental, excepto en el caso de las bolsas. • En los materiales utilizados en la fabricación de estos recipientes se tendrá en cuenta el destino final de los mismos, y en este sentido, se evitarán aquellas sustancias que puedan dar lugar a una contaminación mayor en el proceso de tratamiento final. Los residuos incluidos en el Grupo II se deben acondicionar en bolsas de color verde o marrón que cumplan la misma norma UNE que los del Grupo I y no necesitan identificación externa. Los del Grupo III (residuos sanitarios especiales) deberán recogerse en contenedores rígidos, de conformidad con las características técnicas indicadas anteriormente, y llevarán el logotipo internacional de los residuos biocontaminados. Los residuos del Grupo IV (específicos no sanitarios) se almacenarán en contenedores de un solo uso y adecuados al tratamiento final que se realice. En concreto, los residuos citostáticos incluidos en este grupo deberán separarse del resto atendiendo a la Ley de Residuos, y en ellos figurará el rótulo indicativo de «Material Contaminado Químicamente. Citostáticos». Las operaciones de gestión extracentro se realizarán evitando en todo momento el traslado de la contaminación o deterioro ambiental a otro medio receptor, garantizando siempre la estanqueidad, la seguridad, la higiene y la total asepsia en las operaciones de carga, descarga y transporte. La recogida y el tratamiento final de los residuos de los Grupos I y II serán similares a los utilizados para los residuos domiciliarios. Para los residuos del Grupo III, la recogida y el transporte deberán cumplir la normativa vigente sobre transporte de mercancías peligrosas por carretera que sea de aplicación. Tras un almacenamiento temporal adecuado, podrán eliminarse como asimilables a urbanos siempre que se haya procedido a una desinfección © Ediciones Paraninfo
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o esterilización de los mismos, debiendo ser sometidos a un proceso previo al vertido, de tal forma que resulten irreconocibles. La desinfección de los residuos sanitarios puede conseguirse mediante distintos procedimientos: Autoclave. Es uno de los métodos más utilizados. Los microorganismos se inactivan y destruyen por la acción conjunta de la temperatura (mayor de 120ºC), vapor de agua saturado y presión. La eficacia de este tratamiento depende de la temperatura y del tiempo de esterilización a que estén sometidos los residuos infecciosos. Normalmente, el autoclave funciona conjuntamente con una trituradora previa y una compactación posterior, hasta alcanzar una reducción de volumen del 85% aproximadamente. Tratamiento químico. La desinfección puede llevarse a cabo poniendo en contacto los residuos sanitarios con reactivos químicos oxidantes, como dióxido de cloro o hipoclorito sódico. La eficacia conseguida por este método depende de la naturaleza del agente utilizado, de su concentración y del tiempo de contacto entre la masa de residuos y el oxidante. Microondas. Otro método de desinfección es el uso de microondas, por el cual los residuos previamente triturados (y a ser posible húmedos para asegurar la absorción uniforme del calor durante el tratamiento), son sometidos a radiaciones electromagnéticas no ionizantes y de gran poder de penetración. La eficacia de este método depende de la duración, de la temperatura, de la frecuencia o de la longitud de onda de la radiación y, por supuesto, de la composición del residuo a tratar. Los residuos sanitarios especiales (Grupo III) pueden también someterse a incineración, cumpliendo con los valores límite de emisión, mediciones y controles especificados en la normativa vigente. La incineración debe cumplir los siguientes requisitos: • Temperatura de combustión superior a l .OOOºC. • Alimentación del horno automática o semiautomática con mecanismos de carga, elevadores o bloqueo de recipientes. • Doble cámara de combustión. • Sistemas de tratamientos de gases que garanticen el cumplimiento de las limitaciones de emisiones a la atmósfera. • Sistemas de toma de muestras de emisiones en chimenea según normativa vigente sobre prevención y control de la contaminación industrial de la atmósfera. • Sistemas de recuperación energética en los casos en que técnica y económicamente sea viable. Las escorias, cenizas y otros materiales procedentes de los sistemas de depuración de gases deben ser caracterizados para comprobar si son residuos peligrosos; de no ser así, se gestionarán como residuos sólidos urbanos. La gestión de los residuos incluidos en el Grupo IV se realizará de acuerdo con las normativas específicas que les sean de aplicación en cada caso.
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23 Residuos radiactivos o
o O
23.1.
23.1. 23.2. 23.3 .
Definición y clasificación. Fuentes. Gestión y tratamiento.
DEFINICIÓN Y CLASIFICACIÓN
Se considera residuo radiactivo cualquier material u objeto para el que no está previsto ningún uso y que contiene, o está contaminado, con nucleidos radiactivos en concentraciones o niveles de actividad superiores a los establecidos por las autoridades competentes, que se denominan niveles de exención o cantidades exentas. Lo son los materiales con actividad específica superior a 74 Bq/g (2.1o-9Ci/g). La peligrosidad de estos residuos radica en la emisión de radiaciones ionizantes, que pueden ser de partículas o de energía, que disminuye con el tiempo. Las radiaciones emitidas pueden ser: a, que consisten en núcleos de Helio, 13, que están constituidas por electrones, y y, que son radiaciones electromagnéticas de mayor frecuencia que los rayos X. Cuando un radionucleido emite radiaciones a o 13, se transforma en otro en un tiempo determinado, en función de una constante denominada período de semidesintegración (t112), que se define como el tiempo necesario para que se desintegren la mitad de los núcleos de una muestra. Estos periodos de semidesintegración son muy distintos para los diferentes radionucleidos, oscilando entre microsegundos y miles de millones de años. · La actividad radiactiva se medía tradicionalmente en Curios (Ci), que equivale a 3, 7·10 10 desintegraciones por segundo, por ser el número de desintegraciones que sufre 1 gramo de Ra-226 (que fue el primer radionucleido que se descubrió) en un segundo. En el Sistema Internacional, la unidad de medida es el bequerelio (Bq), que es igual a una desintegración por segundo. Es necesario establecer una clasificación de los diversos tipos de residuos radiactivos que se generan, con el fin de gestionar su tratamiento y su disposición definitiva en los lugares más adecuados para cada uno. Las clasificaciones pueden ser diversas, en función de los criterios que se elijan: • Estado físico: sólidos, líquidos y gaseosos. Influye en los distintos tratamientos o acondicionamientos. • Naturaleza de las radiaciones emitidas: a, 13 y y. Condiciona las barreras de protección, los sistemas de manejo de los residuos y en general la exposición a las radiaciones en el lugar de almacenamiento. © Edic iones Paraninfo
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Residuos radiactivos
• Período de semidesintegración (t 112 ): muy corto si es inferior a 90 días, corto si es menor de 30 años y largo si es superior a 30 años. Da información sobre la vida activa del residuo. • Actividad específica por unidad de masa o volumen: baja, media y alta. Este parámetro informa sobre el número de desintegraciones nucleares por unidad de tiempo y unidad de masa o volumen del material residual. • Radiotoxicidad o peligrosidad desde el punto de vista biológico: se distinguen cuatro grupos, los de más baja toxicidad (3H, 51 Cr, 99 Tc, U natural), media toxicidad (3 2 P, 99 Mo, ... ),alta toxicidad (9ºSr, 131 1, ... )y los de muy alta toxicidad (2 26 Ra, 239 Pu, 241 Am, ... ). Desde el punto de vista de la gestión y almacenamiento de los residuos radiactivos, la clasificación de mayor interés tiene en cuenta su actividad específica:
Residuos de Baja y Media actividad (RBMA) Son los que cumplen las siguientes características: • Son radionucleidos con emisiones ~-y. • Tienen un tv2 inferior a 30 años. • Su contenido en isótopos radiactivos artificiales emisores de radiaciones a debe ser inferior a 0,01 Curios/t. • No emiten calor. Los de baja actividad son residuos que normalmente no requieren blindaje para su manipulación y transporte, pero deben almacenarse en sistemas de confinamiento que eviten su dispersión, mientras que los de media actividad requieren blindaje para su manipulación y transporte. Los principales radionucleidos que contienen estos residuos son: 137 Cs, 90 Sr, 6ºCo y 55 Fe.
Residuos de Alta Actividad (RAA) Las características que los definen son las siguientes: • Son radionucleidos con t 112 superior a 30 años. • Su contenido en isótopos radiactivos artificiales emisores de radiaciones a debe ser superior a 0,01 Curios/t. • Alta emisión de calor. Esta categoría de residuos comprende los siguientes materiales: líquidos acuosos generados en el primer ciclo de extracción de la etapa de reelaboración del combustible; residuos que contienen una alta concentración de productos de fisión y cantidades significativas de elementos transuránidos; combustibles irradiados cuando se consideran residuos y cualquier residuo con una actividad específica comparable a los materiales anteriores. Estos residuos, debido a su elevado contenido radiactivo, generan calor, aumentando su propia temperatura si no se mantienen adecuadamente refrigerados. Los principales radionucleidos que contienen son: 239 Pu, 241 Am y 237Np. De cara al futuro, y con vistas al almacenamiento definitivo, las clasificaciones que tienen un interés más general son las establecidas por el Organismo Internacional de la Energía Atómica (OIEA), que para residuos ya adecuadamente acondicionados se recogen en la Tabla 23.1. En ella puede observarse que los residuos de baja y media actividad, si son de vida corta, pueden almacenarse en 612 ©Ediciones Paraninfo
Residuos radiactivos
O
sistemas superficiales, pero si son de vida larga deben almacenarse, como mínimo, en minas o cavidades naturales adecuadas.
Tabla 23.1. Almacenamiento definitivo de los residuos radiactivos en función de su clasificación y características (OIEA). Categoría del residuo
Características importantes
Almacenamiento
Radiactividad ~-y alta Radiactividad a significativa Radiotoxicidad elevada Gran producción de calor Radiactividad ~-y media Radiactividad a significativa Radiotoxicidad media Pequeña producción de calor Radiactividad ~-y baja Rad iactividad a significativa Radiotoxicidad baja o media Insignificante producción de calor Radiactividad ~-y media Radiactividad a insignificante Radiotoxicidad media Pequeña producción de calor Radiactividad ~-y alta Radiactividad a insignificante Radiotoxicidad baja Insignificante producción de calor
Formaciones geológicas profundas
1
-
Radiactividad alta Vida larga
11
-
Radiactividad media Vida larga
111
-
Radiactividad baja Vida larga
IV - Radiactividad media - Vida corta V - Radiactividad baja - Vida corta
23.2.
Formaciones geológicas profundas Minas o cavidades naturales
Formaciones geológicas profundas Minas o cavidades naturales
Formaciones geológicas profundas Minas o cavidades naturales Sistemas superficiales Formaciones geológicas profundas Minas o cavidades naturales Sistemas superficiales
FUENTES
Los residuos radiactivos se generan en aplicaciones muy variadas, aunque la mayor parte de ellos (aproximadamente un 85%) se generan en el ciclo del combustible nuclear. Las distintas fuentes son: Ciclo del combustible nuclear
Es la secuencia de operaciones y procesos que permiten llegar desde el mineral de uranio extraído en la naturaleza hasta el combustible que se utiliza en el reactor de centrales nucleares, y posteriormente, al tratamiento que se realice con los residuos generados en el reactor, como se refleja en la Figura 23 .1. El ciclo comienza con la extracción del mineral de uranio en la mina, que será sometido a diversas operaciones para concentrarlo. En estos procesos no se producen elementos radiactivos nuevos, sino que tan sólo se desplazan los mismos © Ediciones Paraninfo
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Almacenamiento de residuos de baja y media actividad
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Contenedores
Residuos radiactivos
O
elementos naturales, modificándose la forma física y química de su soporte, por lo que la peligrosidad potencial es similar a la que tienen los minerales en el yacimiento. A partir de los concentrados de uranio (yellow-cake), los procesos de purificación, enriquecimiento en uranio 235 y transformación en óxido metálico llevan consigo la producción de residuos radiactivos de muy variada naturaleza, aunque su volumen y su actividad son relativamente bajos. Los residuos generados en estos procesos son generalmente sólidos y líquidos y corresponden a subproductos de las distintas etapas y materiales que intervienen en el control y mantenimiento de la instalación. En las centrales nucleares se generan residuos radiactivos como consecuencia de la utilización de Uranio-235, que es el isótopo empleado como combustible, ya que el proceso nuclear da lugar a productos de activación y fisión que pasan disueltos a distintos circuitos. Cuando se produce la fisión del Uranio en el reactor para la producción de energía, se generan diversos productos radiactivos artificiales de alta, media y baja actividad, en proporciones muy parecidas a la cantidad de uranio fisionado. En la Figura 23.2 se reflejan los valores medios que se producen en la transformación del combustible nuclear en un
COMBUSTIBLE Uranio Natural Enriquecido
3,3%
235LJ
PORCENTAJE DE TRANSFORMACIÓN
COMBUSTIBLE GASTADO (Residuos radiactivos)
---~<:l~~~.'.l~!:=~~?c~fº 0,44 o¡,¡------.f-."'-=-u.~.l.l.,!:"'-'-"---~--1
Total del 2sau: 2,5%
-----------------.. 96,7%
238LJ
238 U
residual 94,2%
' PRODUCTOS DE FISIÓN: eosr (t112 =28 años), mes (t112 =30 aílos), ..... ELEMENTOS TRANSURÁNIDOS: 239 Pu (t 112 =24.400 años), 237Np (t112 =2,1 .106 años),
FIGURA
241 Am
(t112 :430 años), ....
23.2. Porcentajes medios de combustible nuclear transformado y de los productos resultantes de la fisión, en un reactor tipo PWR.
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reactor del tipo PWR (reactor de agua a presión). Los productos de fisión y transmutación del combustible nuclear de uranio natural enriquecido conducen a unos residuos (combustible gastado) compuestos por isótopos de uranio en su mayor parte, y en mucho menor porcentaje, pero no por ello menos peligrosos, por productos de fisión y elementos transuránidos. La mayoría de los residuos de baja y media actividad se encuentran en forma de soluciones capaces de contaminar diversos elementos de la central. Los más representativos son los concentrados del evaporador, lodos de circuitos y drenaje de tanques de retención, resinas de intercambio iónico de depuración de la piscina de almacenamiento de combustible y residuos propios del proceso, es decir, reactivos químicos y todo tipo de materiales que forman parte directa del proceso de producción. Los residuos de alta actividad generados en las centrales nucleares están constituidos fundamentalmente por las barras de combustible gastado. Estos residuos precisan refrigeración para evacuar el calor producido por su desintegración radiactiva, por lo que se almacenan temporalmente en las piscinas del reactor, para que todos los elementos radiactivos con periodos de desintegración cortos decaigan en su actividad radiactiva, antes de incorporarlos en una matriz sólida para su almacenamiento definitivo. Están constituidos básicamente, por productos de fisión y actínidos de larga vida por lo que necesitan fuertes blindajes para su manejo y almacenamiento. El combustible gastado puede someterse también a un reprocesamiento para reciclar y reutilizar el uranio y el plutonio que contenga. En nuestro país se ha optado por el almacenamiento directo del combustible gastado, por lo que los residuos procedentes del reprocesado son una parte muy pequeña del total de residuos radiactivos a gestionar. Por otro lado, la clausura de las centrales nucleares genera una importante cantidad de residuos radiactivos que se deben gestionar. Las posibilidades o alternativas de la clausura pueden variar desde el cierre de la instalación y retirada de gran parte del material radiactivo, seguido de vigilancia y mantenimiento continuos, hasta dejar el emplazamiento por debajo de los niveles radiactivos que se consideren aceptables para disponer de él para otros usos. Esto comprende la retirada del reactor con su blindaje y la rehabilitación final del emplazamiento. Medicina La medicina nuclear utiliza numerosos isótopos radiactivos en usos clínicos, tanto para diagnóstico (como por ejemplo, yodo 131, carbono 14 y tritio), como para terapia (como cobalto 60 y cesio 137). El procedimiento para su gestión depende de los períodos de desintegración de cada uno. En el caso del yodo 131, basta con almacenarlo un par de meses para que cese su actividad radiactiva y pueda eliminarse posteriormente como un residuo convencional. En casos como el carbono y el tritio, que suelen usarse en concentraciones muy bajas, se pueden eliminar por dilución o incorporarlos sobre una matriz sólida para evitar su dispersión y almacenarlos definitivamente. Cuando se utilizan cobalto y cesio para irradiación, no se producen residuos de forma continuada, pero cuando las fuentes van perdiendo su actividad, hay que gestionarlos como residuos radiactivos.
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Industria En la industria se utilizan los isótopos radiactivos en forma de fuentes encapsuladas para un gran número de aplicaciones: medidas de niveles en grandes tanques, control de espesores de hojas de papel y láminas de plástico o metal, gammagrafía industrial, medida del nivel de llenado de refrescos, etc. Su gestión se realiza según el periodo de semidesintegración, como residuo de vida larga o vida corta, pero siempre como de baja y media actividad, porque las cantidades que se utilizan, en general, son muy pequeñas.
Investigación En la investigación científica y tecnológica se utilizan radionucleidos debido a la actividad radiactiva que presentan, y a que pueden ser detectados por procedimientos más rápidos que los convencionales. Por ejemplo, en el desarrollo de fármacos se utiliza el tritio y el carbono 14, porque cuando el medicamento llega al órgano específico, puede medirse mediante detectores externos y establecer la velocidad de llegada y la concentración. Serán residuos radiactivos todos los productos utilizados en las distintas investigaciones y los animales utilizados para el estudio, y su gestión será la adecuada en función de sus características. En España se producen aproximadamente 2.500 m 3 de residuos radiactivos al año, constituidos fundamentalmente por residuos de baja y media actividad, procedentes fundamentalmente del desmantelamiento de las centrales nucleares. Los residuos de alta actividad constituyen un porcentaje muy bajo sobre el total y proceden fundamentalmente del combustible gastado. La mayor parte de ellos son generados por los nueve reactores nucleares actualmente en operación, que producen aproximadamente el 33% de la energía eléctrica que se consume en nuestro país. La gestión de estos residuos es competencia de la Empresa Nacional de Residuos Radiactivos (ENRESA), que se constituyó en base al Real Decreto 1.522 del año 1984, que regula las actividades que la misma debe desarrollar. ENRESA es por tanto la responsable de que todos los residuos radiactivos que se producen en España sean tratados de forma adecuada de acuerdo a las normas establecidas, desde su origen hasta su confinamiento en los lugares más apropiados. Entre sus funciones, se destacan las siguientes: • Buscar emplazamientos donde se deben construir los centros para el almacenamiento temporal y definitivo de los residuos de alta, media y baja actividad. • Establecer sistemas para la recogida, transferencia y transporte de los residuos radiactivos. • Gestionar las operaciones derivadas de la clausura de las instalaciones nucleares y radiactivas. • Acondicionar los residuos estériles originados en la minería y en la fabricación de concentrados de uranio cuando sea necesario. • Actuar como apoyo a los servicios de protección civil en casos de emergencias nucleares.
23.3.
GESTIÓN Y TRATAMIENTO
La gestión de los residuos radiactivos comprende una serie de etapas, que van desde el tratamiento y acondicionamiento previo hasta su almacenamiento defi©Ediciones Paraninfo
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nitivo, a las que habría que añadir la recogida, el transporte, el almacenamiento temporal y la verificación de la calidad, de forma que no causen impacto a las personas ni al ambiente. El conjunto de actuaciones a realizar en cada una de dichas etapas, dependiendo del origen y características de los residuos, es lo que configura la gestión de los mismos. Las cantidades totales de combustible gastado y de residuos ya producidos, y a producir, tanto de baja y media actividad como de alta, a gestionar en España, considerando que las instalaciones de generación nuclear tienen una vida útil de 40 años, son las siguientes:
Residuos Acondicionados de Baja y Media Actividad: 193.600
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• Fabricación de Elementos Combustibles: 1.400 m 3 • • Operación de Centrales Nucleares: 43.800 m 3 • • Actividades de Investigación y Aplicación de Isótopos Radiactivos (industrias radiactivas, pararrayos radiactivos, detectores iónicos de humos, fuentes, etc.): 8.300 m 3 • • Desmantelamiento de Centrales Nucleares: 135.100 m 3 • • Desmantelamiento de Otras Instalaciones (fábrica de elementos combustibles, futura planta de encapsulado y la adecuación y mejora de instalaciones en el CIEMAT): 1.100 m 3 • • Otros (operación de las instalaciones de almacenamiento, chatarras contaminadas y residuos derivados de incidentes de contaminación): 3.900 m 3 •
Combustible Gastado y Residuos de Alta Actividad • Combustible gastado: 6. 750 t de Uranio. • Combustible gastado: 19.680 elementos (59% de elementos combustibles tipo PWR y 41 % tipo BWR). • Vitrificados Vandellós I: 80 m 3 • El objetivo final de la gestión es la inmovilización y aislamiento de los residuos para asegurar que no se produzca la injerencia de los componentes radiactivos en el medio ambiente en cantidades peligrosas. La gestión debe garantizar que las cargas de todo tipo para las generaciones futuras sean mínimas. Como puede apreciarse en la Figura 23.3, la estrategia global para evitar el peligro potencial que representan los residuos radioactivos admite dos alternativas: • Aislamiento y confinamiento del material radiactivo en un espacio limitado y controlado para evitar que se produzca una emigración del material radiactivo en cantidades no admisibles. • Dilución del material radiactivo y dispersión en el medio ambiente, de forma que no se provoque un aumento inadmisible de la radiactividad natural. Para que se pueda realizar la descarga de materiales radiactivos al medio ambiente, es necesario que el residuo sea de muy baja actividad, ya sea desde el inicio o porque haya sufrido decaimiento en la radiactividad por el paso del tiempo. Además, es necesario disponer de un medio dispersor adecuado que garantice una homogeneización rápida en la dispersión. Con respecto a la segunda alternativa de gestión de los residuos, el confinamiento y aislamiento de los materiales se consigue interponiendo entre los residuos y el medio ambiente una serie de barreras, que impidan, disminuyan o retarden la migración de los componentes de los
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RESIDUOS RADIACTIVOS vida muy corta
muy poca
vida larga
actividad
alta actividad
ALMACENAMIENTO T E M /
DISPERSIÓN EN EL MEDIOAMBIENTE
FIGURA 23.3.
DILUCIÓN
]
CONFINAMIENTO Y AISLAMIENTO]
Estrategia general para la gestión de residuos radiactivos.
residuos radiactivos hacia el medio ambiente. Las barreras que se utilizan para conseguir esa acción de frenado y que están representadas en la Figura 23.4, son: Primera barrera: «barrera química», que inmoviliza el residuo radiactivo en una matriz sólida, estable y químicamente inerte. La operación se denomina solidificación o inmovilización. Segunda barrera: «barrera física», constituida por un contenedor donde se 'confinan los residuos inmovilizados, impidiendo el contacto directo entre los componentes del residuo y su entorno exterior, reduciendo así las posibilidades de dispersión de los componentes radiactivos. El diseño de los contenedores se hace en función del tipo de residuos.
BARRERA QUÍMICA (inmovilización) BARRERA FÍSICA (contenedor) BARRERA DE INGENIERIA (instalación) BARRERA GEOLÓGICA (terreno)
FIGURA 23.4.
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Barreras interpuestas entre el residuo radiactivo y el medio ambiente.
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Tercera barrera: «barrera de ingeniería», constituida por la instalación donde se almacenan los residuos, con unas características también dependientes del tipo de residuo. Incluye estructuras, blindajes y materiales adsorbentes-absorbentes y de sellado concebidos para el mejor logro del objetivo propuesto, es decir, evitar el contacto del agua con los residuos y limitar al máximo posible la velocidad de dispersión de los residuos hacia el medio ambiente. Cuarta barrera: «barrera geológica», formada por el terreno o zona de la corteza terrestre en el que se sitúan finalmente los residuos. Estos emplazamientos se seleccionan por cumplir un mínimo de especificaciones que garantizan la estabilidad geológica del emplazamiento, la ausencia de agua en cantidades no soportables y, en ocasiones, proporcionan un mínimo de capacidad de intercambio iónico que frena la velocidad a la que pueden progresar los componentes radiactivos hacia el medio ambiente. La estrategia de las barreras se debe aplicar a todos los tipos de residuos, si bien la calidad puede ser diferente en función de la peligrosidad de cada tipo de material radiactivo. La seguridad global de los almacenamientos no se basa en una u otra barrera determinada, sino que es el conjunto de todas ellas el que la garantiza. Esto significa que, para un determinado almacenamiento, puede ser admisible una menor calidad en una barrera si esta deficiencia queda compensada por una mayor calidad en otra.
23.3.1. Fases en la gestión de residuos radiactivos de baja, media y alta actividad Todas las operaciones a realizar deben ser diseñadas con el fin de obtener un residuo inmovilizado y envasado para su almacenamiento definitivo, que cumpla las especificaciones mínimas requeridas en función del almacenamiento previsto. El residuo que cumple estas especificaciones se denomina «residuo acondicionado». Técnicamente, la gestión de los residuos radiactivos conlleva la realización de una serie de operaciones físicas, químicas y de ingeniería distribuidas en varias fases: • Segregación y recepción. • Almacenamiento previo. • Concentración. • Solidificación o inmovilización. • Envasado. • Almacenamiento temporal del residuo acondicionado. • Almacenamiento definitivo o evacuación. • Transporte.
1. Segregación y recepción La segregación de los residuos radiactivos debe realizarse en origen por las siguientes razones: • Las técnicas de manipulación pueden diferir sustancialmente al variar el tipo de residuo. • Ningún proceso físico-químico de transformación es igualmente eficaz con cualquier forma de residuo, por lo que para conseguir el máximo aprove-
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chamiento de cada proceso se deben introducir las formas de residuos más adecuadas. • Si la segregación en origen no ha sido la adecuada, se deben realizar separaciones posteriores, lo que supone un mayor coste de la gestión. • Cuando la segregación en origen no ha sido la adecuada, y no es factible una separación posterior, obtendremos un producto final de peor calidad y el coste del proceso se incrementará. • En algunos casos, la segregación en origen permite obtener fracciones de residuos con actividades tan bajas que caen dentro de los límites de exención o para las que es posible obtener autorización administrativa de evacuación. Siempre que sea posible se deberán segregar los residuos líquidos de los sólidos, y dentro de cada grupo, se separarán de acuerdo con las técnicas previstas de tratamiento. Los sólidos se suelen separar en: • Combustibles y/o compactables (papel, trapos, plásticos, etc.). • No combustibles pero compactables (vidrios, cables, etc.). • No combustibles ni compactables (hormigón, piezas metálicas de gran tamaño, etc.). Las segregaciones que suelen hacerse entre los residuos líquidos son: • Residuos acuosos de los residuos de aceites o disolventes orgánicos. • Residuos con un alto contenido en sólidos en suspensión de los de bajo contenido. • Residuos con un alto contenido en sustancias disueltas de los de bajo contenido. • Residuos según su contenido en determinados compuestos químicos (ácidos, álcalis, compuestos orgánicos de carácter complejante, etc.). Adicionalmente, se intentarán segregar los residuos que sólo contengan isótopos de vida muy corta de los que contengan radionucleidos de vida más larga y sobre todo, de los que contengan emisores a de vida larga en cantidades significativas.
2.
Almacenamiento previo
Los principales objetivos a conseguir en esta fase de la gestión son principalmente: • Posibilitar el decaimiento de los isótopos de vida corta para poder evacuar los residuos como no radiactivos, o para que disminuya su nivel de radiación. • Acumular cantidades suficientes de determinados tipos de residuos para racionalizar la realización de campañas de acondicionamiento. • Mantener de forma controlada determinados tipos de residuos, hasta que se defina la forma más adecuada de gestión o se disponga de las instalaciones necesarias. • Recoger separadamente las fracciones originadas en los tratamientos de los residuos, para proceder con cada fracción. Los residuos líquidos se suelen almacenar en tanques o depósitos construidos con materiales con suficiente resistencia mecánica y química como para soportar las condiciones previstas de almacenamiento. Estos tanques se dotan de sistemas © Ediciones Paraninfo
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de medida de nivel, densidad, toma de muestras, agitación y bombeo y se sitúan en recintos blindados diseñados para actuar como sistemas secundarios de confinamiento en caso de fugas. Si el nivel de radiación de los residuos sólidos es significativo, se recurre también a contenedores blindados.
3.
Concentración
El objetivo principal de esta fase es la división del residuo original en dos fracciones: una fracción descontaminada, con un volumen similar al del residuo original y con una actividad tan baja que permita su evacuación o reutilización, y una fracción concentrada, de volumen muy pequeño pero con un contenido radiactivo próximo al del residuo original. Como consecuencia de esta división, la fracción a gestionar es la concentrada. La reducción de volumen supone además un ahorro en las posteriores fases de gestión. La concentración de los residuos radiactivos se realiza mediante operaciones clásicas de ingeniería industrial, que varían según el estado de agregación en que se encuentren los residuos. Los principales procesos a los que se someten los residuos sólidos son: • Troceado. • Trituración. • Compactación. • Incineración. • Reacción química. • Fusión de metales. • Descontaminación química superficial. • Descontaminación superficial por métodos no químicos. En el caso de los residuos líquidos, las operaciones más habituales a las que se les somete son: • Precipitación. • Decantación. • Filtración. • Centrifugación. • Intercambio iónico. • Evaporación. • Calcinación. • Combustión. • Ósmosis. • Ósmosis inversa. Los principales tratamientos a los que se someten los residuos gaseosos son: • Filtración. • Absorción. • Adsorción. • Separación criogénica. • Separación por membranas. • Precipitación electrostática. • Compresión.
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Solidificación o inmovilización
Consiste en mezclar la fracción concentrada del residuo tratado en la fase anterior, o el residuo original si no ha sufrido ningún tipo de tratamiento, con agentes que originen un producto sólido en condiciones adecuadas. El producto obtenido debe cumplir las especificaciones mínimas establecidas por la autoridad competente, por lo que los responsables deben establecer un programa de garantía y control de calidad. Las principales especificaciones tienen por objeto garantizar la calidad requerida respecto a las siguientes características: • Capacidad para aceptar los componentes del residuo. • Estabilidad frente a las radiaciones. • Estabilidad frente a los microorganismos. • Estabilidad en las condiciones previstas de almacenamiento. • Estabilidad química. • Resistencia al fuego. • Resistencia mecánica. • Capacidad para transmitir el calor. • Permeabilidad al agua. • Resistencia a la solubilización por el agua. En función de la actividad del residuo radiactivo, el proceso de inmovilización presenta algunas diferencias.
Solidificación de Residuos de Baja y Media Actividad Para fabricar el producto sólido en el que se incorporan este tipo de residuos, se utilizan fundamentalmente cemento, asfalto y algunos polímeros. A partir de cemento se pueden obtener bloques de hormigón con residuos líquidos acuosos que sirven para realizar el amasado. Los residuos sólidos de pequeño tamaño pueden utilizarse como áridos del hormigón, o si son de mayor tamaño, se pueden colocar en el envase inyectándose mortero de cemento para rellenar los huecos. El asfalto caliente puede verterse sobre los envases que contienen residuos sólidos, rellenando los huecos existentes. Cuando se mezcla con residuos líquidos, se produce la evaporación del disolvente, quedando en el producto sólido las sales del residuo original. Los procesos de polimerización consisten en que dos componentes, en presencia de un catalizador, reaccionan para dar cadenas moleculares, que forman un sólido donde queda atrapado el residuo. Como polímeros se pueden utilizar resinas de urea-formaldehído, resinas de poliéster, polietileno y estireno-divinilbenceno. Se pueden utilizar también procesos mixtos en los que la matriz de inmovilización sea una mezcla de cemento y poliéster.
Solidificación de Residuos de Alta Actividad La mayor peligrosidad, el mayor nivel de radiación y el mayor tiempo requerido para el decaimiento de este tipo de residuos obligan a utilizar materiales de mejor calidad para su acondicionamiento. Para inmovilizar los residuos líquidos se evaporan a sequedad, se calcinan y se mezclan con los productos adecuados para fabricar vidrios (vitrificación), por calentamiento a elevadas temperaturas. Otras posibilidades para inmovilizar estos residuos líquidos son la fabricación de materiales cerámicos con los residuos ya calcinados y la obtención de especies mineralógicas de alta estabilidad, en las que los isótopos radiactivos formarían parte de las redes cristalinas de especies como fluorita, rutilo, corindón, etc. ©Ediciones Paraninfo
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El combustible gastado es el principal residuo sólido de alta actividad y por sus características, no necesita inmovilización. Para otros residuos sólidos, la inmovilización puede realizarse utilizando metales fundidos, como el plomo.
5.
Envasado
Los recipientes más utilizados para el envasado de los residuos de baja y media actividad son bidones de tapa desmontable construidos con chapa de acero al carbono, galvanizada o pintada. Cuando las necesidades de blindaje lo requieren, los bidones pueden ir revestidos interiormente de una capa de hormigón, alojando en el espacio libre otro bidón de menor tamaño, o los residuos directamente. También se pueden emplear recipientes cilíndricos de hormigón y recipientes prismáticos metálicos o de hormigón. Para envasar los residuos radiactivos de alta actividad, se suelen utilizar cápsulas herméticas construidas de acero inoxidable, cerradas mediante soldadura. Para facilitar que el calor generado por estos residuos se disipe, se suelen rellenar los espacios libres con un gas inerte y buen conductor del calor como el helio o con un metal fundido como el plomo. En ocasiones, para aumentar la resistencia mecánica de la cápsula, se recurre a sobreenvases ligeros de tipo metálico, y para aumentar el blindaje, a sobreenvases de pared gruesa.
6.
Almacenamiento temporal del residuo acondicionado
Esta fase se realiza para racionalizar los envíos de los residuos acondicionados hacia las instalaciones de almacenamiento definitivo y para mantenerlos en forma segura hasta que se haya realizado el diseño y construcción de las instalaciones para el almacenamiento definitivo. Estas instalaciones se proyectan en función de los tipos de residuos a almacenar e incluyen sistemas de blindaje radiobiológico, mecanismos de manipulación a distancia o automáticos y, en el caso de residuos de alta actividad, sistemas que satisfagan las necesidades de refrigeración.
7. Evacuación o almacenamiento definitivo En la actualidad, el aspecto a resolver más importante en la gestión de los residuos radiactivos es el almacenamiento definitivo, y es en este campo donde se están realizando los mayores esfuerzos en investigación y desarrollo. Se debe tener muy en cuenta en esta fase de la gestión la actividad del residuo a almacenar.
Almacenamiento definitivo de Residuos de Baja y Media Actividad Durante varios años, la opción preferente para almacenar estos residuos fue el vertido marino, actualmente en moratoria. Si este tipo de residuos tiene vida corta, pueden almacenarse en sistemas construidos en la superficie terrestre o a poca profundidad, pudiendo incluirse barreras adicionales de ingeniería. Estos residuos son los más importantes por su volumen, pero su peligrosidad no es muy alta y desaparecerá tras un periodo máximo de 300 años.
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Los sistemas de almacenamiento en superficie pueden consistir en una losa de hormigón sobre la que se apilan, de forma racional, los residuos envasados. Otra alternativa consiste en construir celdas de hormigón enterradas o semienterradas en las que se introducen los residuos. En ambos casos, al final se rellenan todos los huecos existentes y se recubre la zona con tierra, arcilla y capas impermeabilizantes sobre las que se coloca otra de tierra vegetal. Durante las obras se toman medidas para controlar las aguas de lluvia, las aguas subterráneas y las que puedan salir del propio sistema. Las barreras de ingenieria deben ser diseñadas para soportar los fenómenos físicos más desfavorables que puedan producirse en el lugar elegido, al menos durante el tiempo que dure la actividad de los residuos almacenados. Si los residuos son de vida larga, se deben almacenar en sistemas más seguros, recurriéndose a veces a espacios libres en los almacenamientos de residuos de alta actividad radiactiva. En España, los residuos de baja y media actividad se almacenan en la instalación de El Cabril, situada en Sierra Albarrana, Córdoba. Esta instalación utiliza el procedimiento de almacenamiento en superficie, con barreras de ingeniería, y tiene una capacidad de 50.000 m 3 , lo que supone todos los residuos de operación y mantenimiento de las centrales nucleares españolas hasta el fin de su vida útil. En esta instalación, los residuos son incorporados a una matriz de hormigón en bidones petroleros de 220 litros de capacidad. Estos bidones se introducen en contenedores de hormigón de 2 metros de lado, en los que caben 18 bidones colocados en dos alturas. Una vez introducidos los bidones en el contenedor, se coloca una tapa y se inyecta un mortero que inmoviliza todo el conjunto. Cuando el hormigón ha fraguado, los contenedores se introducen en una celda (con capacidad para 320) que se opera con un techado móvil para evitar la entrada de agua durante la operación. Cuando las celdas se van llenando, se cubren con una tapa de hormigón y se impermeabilizan superficialmente hasta que está completa una plataforma. Posteriormente, la plataforma se cubre con capas alternadas, drenantes e impermeabilizantes que impiden la permanencia de agua sobre la cobertura y su entrada a través de los residuos. La plataforma consiste en un grupo de celdas construidas sobre una capa de hormigón armado de diseño sísmico, capaz de soportar un grado más del sismo máximo previsible en la zona. Cada plataforma cuenta con una galería visitable para control de las infiltraciones, y destinada a comprobar si ha entrado agua a través de los residuos. Otros países que han optado por instalaciones superficiales análogas a las de El Cabril son EE UU, Reino Unido, Francia y Japón, mientras que Suecia y Finlandia, por ejemplo, han decidido construir instalaciones a poca profundidad, excavadas en granito. Las principales instalaciones de RBMA en el mundo se recogen en la Tabla 23.2. Ahnacenamiento de Residuos de Alta Actividad
El principal residuo de alta actividad lo constituye el combustible gastado de las centrales nucleares. Este tipo de residuo contiene más del 99% de la radiactividad generada en el ciclo del combustible nuclear, y es el que presenta la mayor dificultad para su disposición final. Dada su alta radiactividad y la presencia de emisores de radiación a de largo periodo, como son los actínidos, resulta necesario garantizar su aislamiento por un largo periodo de tiempo. © Ediciones Paraninfo
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Residuos radiactivos Tabla 23.2. Tecnologías utilizadas en varios países para el almacenamiento definitivo de residuos radiactivos de baja y media actividad
PAÍS ALEMAN IA
INSTALACIÓN Morsleben Konrad EE UU Barnwell Richland Beatty El Cabril ESPAÑA FINLAND IA VLJ Loviisa FRANCIA La Manche L'Aube Rokkasho-Mura JAPÓN REINO UNIDO Drigg Drigg SUECIA SFR
TECNOLOGÍA Y TIPO DE DEPÓSITO Subterránea (sal-500 m) Subterránea (hierro-1.000 m) Superficial Superficial Superficial Superficial con barreras de ingeniería Subterránea (granito-100 m) Subterránea (granito-11 Om) Superficial Superficial con barreras de ingeniería Superficial con barreras de ingeniería Trincheras Superficial con barreras de ingeniería Subterránea (granito-50 m)
CAPACIDAD (m 3) 54.500 650.000 700.000 360.000 130.000 50.000 8.500 7.800 517.425 1.000.000 40.000 800.000 800.000 60.000
Los residuos del combustible gastado, producidos tanto en sistemas de ciclo abierto como de ciclo cerrado, necesitan un almacenamiento temporal (hasta decenios) para que la radiactividad y la emisión de calor decaigan lo suficiente para un almacenamiento definitivo. Las técnicas utilizadas son: • Almacenamiento en piscinas con agua, que actúa como refrigerante y blindaje biológico (dentro o fuera de las centrales nucleares). • Almacenamiento en seco, utilizando un gas como refrigerante (aire o gas inerte), en cámaras, cofres de hormigón, pozos secos o contenedores metálicos. • Almacenamiento definitivo (en fase de investigación y decisión). Tras estudiar diferentes posibilidades como transmutación, envío al espacio exterior o enterramiento en el subsuelo marino o en casquetes polares, la única opción que aparece como válida en la actualidad es el almacenamiento en formaciones geológicas profundas y muy estables. Los medios geológicos estudiados son sales, granitos, arcillas, basaltos y tobas volcánicas. El almacenamiento en formaciones geológicas profundas cumple varios requisitos básicos desde la perspectiva de la protección del medio ambiente, como: • Las formaciones geológicas seleccionadas han demostrado ser estables durante cientos de miles a millones de años. • El enterramiento a grandes profundidades asegura que cualquier fenómeno físico sobre la superficie terrestre como inundaciones, caída de meteoritos, etc., tendría una baja probabilidad de afectar al aislamiento de los residuos. • Proporciona un aislamiento de los residuos por muy largos periodos de tiempo, lo que permite garantizar el cumplimiento de los límites deseados. • La corrosión de los contenedores sólo puede producirse por acción del agua, razón por la cual la formación geológica adecuada será aquella en la que el agua no exista o esté presente en cantidades mínimas. 626 © Ediciones Paraninfo
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La construcción de estas instalaciones para el almacenamiento definitivo de los residuos de alta actividad consiste en excavar una red de galerías a profundidades comprendidas e:p.tre los 500 y los 1.000 metros. Las galerías deben contener alvéolos horizontales o verticales donde se introducen los residuos debidamente envasados. Para que el calor liberado se disipe, es necesario separar adecuadamente unos alvéolos de otros y limitar la cantidad de residuos depositados en cada uno de ellos. A medida que se van almacenando los residuos, se sellan los alvéolos y las galerías con material especial, como bentonita molida y/o la propia roca extraída en la excavación. Actualmente, no existe ninguna instalación en funcionamiento para residuos civiles de alta actividad. Hasta ahora, sólo dos países han propuesto un emplazamiento donde ubicar las futuras instalaciones de residuos de alta actividad: Alemania, en el domo salino de Gorleben y EE UU, en las tobas volcánicas de Yucca Mountain. Los demás países están en la fase de selección del emplazamiento idóneo. Se especula que para el año 2020 la mayor parte de los países dispondrán de instalaciones para el almacenamiento de estos residuos. En Nuevo México (EE UU) funciona en formación salina una instalación para residuos militares. En España, la gestión de estos residuos de alta actividad es similar a la situación internacional y con las mismas soluciones adoptadas o previstas en otros países. Se pueden diferenciar dos fases: una primera, que abarcaría hasta el año 2010 y donde el problema principal es la central nuclear de Trillo, porque tras la recarga del año 2002 saturará su capacidad de almacenamiento del combustible gastado en las piscinas, y una segunda, después del 2010, a partir de la cual se empezarán a saturar las piscinas de las restantes centrales. También sobre esta fecha comenzará el desmantelamiento de las centrales más antiguas, por lo que habrá que tener en cuenta la necesidad de almacenamiento temporal del combustible gastado, que tendría como principales características las siguientes: • Tecnología de construcción modular. • Disponibilidad de una celda caliente para el manejo del combustible gastado y de los residuos de alta actividad. • Funcionamiento autónomo. • Simplificación del manejo y vigilancia del combustible gastado y de los residuos de alta actividad. • El terreno no requiere características específicas relevantes. Con respecto a la gestión final del combustible gastado y residuos de alta actividad, la estrategia desarrollada por ENRESA ha estado basada en disponer de los conocimientos y capacidades científicos y tecnológicos necesarios para su almacenamiento definitivo en formaciones geológicas profundas. Los trabajos realizados han conducido a lo siguiente: • Identificación de un amplio número de zonas de la geografía nacional que, desde el punto de vista geológico, podrían ser válidas. • Avance en los diseños genéricos y específicos del sistema de almacenamiento en cada medio geológico estudiado (granito, sales y arcillas), así como en el desarrollo y aplicación preliminar de las herramientas y metodologías para llevar a cabo la evaluación del comportamiento y seguridad a largo plazo. • Desarrollo parcial, mediante los planes de I+D, de las tecnologías básicas para la caracterización del emplazamiento y de la modelización de los pro© Ediciones Paraninfo
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cesos más relevantes de las diferentes barreras de confinamiento, para su aplicación en la evaluación de la seguridad. El almacenamiento definitivo incluye el desarrollo de proyectos de investigación y actividades técnicas necesarias para definir las caracteristicas y condiciones que deba reunir un potencial almacenamiento en una formación geológica profunda, para garantizar la seguridad de las personas y el medio ambiente durante el periodo en el cual la radiotoxicidad de los residuos de alta actividad y larga vida es significativa.
8.
Transporte
Las instalaciones donde se acondicionan definitivamente los residuos no suelen estar situadas en el mismo emplazamiento que los lugares de producción, ni de las instalaciones centralizadas de almacenamiento, por lo que es necesario realizar el transporte entre ambas. El transporte de los residuos entre las distintas instalaciones está regulado por una legislación específica de ámbito internacional, mientras que los movimientos dentro de una misma instalación se deben realizar de acuerdo con los procedimientos admitidos por la autoridad competente.
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ACCIDENTES NUCLEARES El accidente producido en abril de 1986 en la central nuclear de Chernobyl ha sido el más grave de los producidos desde que se viene empleando la energía nuclear para fines no militares. Se adjunta una somera descripción de este accidente yse reseñan así mismo, por orden cronológico, algunos de los accidentes nucleares de mayor gravedad que se han producido.
26 de abril de 1986 Accidente de Chernobyl (Ucrania} Gravedad del accidente: nivel l (sobre una escala de l}
Explosión en la central nuclear de Chernobyl (Ucrania) que provocó la diseminación de productos de fisión a varios kilómetros de distancia. Se considera el accidente nuclear de peores consecuencias ambientales ocurrido hasta el momento. Una avería en el reactor nº 4 de la central produce una incontrolada generación de vapor en el núcleo que hace estallar por sobrepresión los conductos de alimentación, la vasija del reactor ylas paredes de hormigón de la sala del reactor, lanzando fragmentos de grafito y combustible nuclear fuera de la central ydeclarándose un incendio que duró 9días. De acuerdo con la Agencia Internacional de la Energía Atómica fueron cuatro los factores de riesgo que aumentaron la probabilidad del siniestro: . 1. los reactores de Chernobyl eran del tipo RBMK (refrigerados por aguo y con moderador de grafito), y no disponían de sistema de contención que impidiera que el material radiactivo se dispersara en caso de accidente. 2. los reactores se diseñaron para producir energía y plutonio para fines militares. Para ello se requiere que las barras de combustible puedan extraerse frecuentemente, obligando a que el reactor sea excesivamente alto y dificultando así la existencia de una estructura completa de contención que albergue totalmente al reactor. 3. Si en algún lugar del reactor se produce una burbuja de vapor, el número de reacciones de fisión aumenta, provocando un calentamiento del agua en vez de una disminución, situación que se agrava debido a la presencio de grafito, utilizado como moderador. 4. Los reactores RBMK permiten continuar la operación de la planta con todos los sistemas de seguridad desactivados. Esta fue la causa principal del occidente, porque durante una prueba que se estaba realizando en la central, para prevenir la parada del reactor, los operadores extrajeron las barras de control; causando un aumento incontrolado de las reacciones nucleares de fisión. la potencia producida se incrementó bruscamente en pocos segundos, causando una violenta vaporización que generó una onda de choque que hizo volar la tapa del reactor. r• La cantidad de radiactividad emitida se estima que fue equivalente a unas 200 veces la que se liberó en los bombardeos sobre Hiroshima y Nagasaki. La nube radiactiva que se esparció por casi toda Europa contenítt isótopos muy peligrosos, entre los que se encontraban el yodo-131 (con un período de semidesintegra- ¡; ción de 8,04 días) y el cesio-137 (con un período de semidesintegración de unos 30 años). Como canse- 1, cuenda de este ,accidente murieron 31 personas por el impacto de la explosión ycientos de miles de personas estuvieron expuestos a dosis muy elevadas de radiación, porque las autoridades locales ocultaron los verdaderas dimensiones de lo catástrofe ylas consecuencias de lo mismo. La Organización Mundial de lo Salud calculo que se producirán más de 500.000 muertes en los próximos l 0-15 años en los territorios de lo antiguo Unión Soviética. El Ministerio de Salud de Ucrania declaró que, desde 1989, se han producido yo 125.000 víctimas mortales entre los afectados por la explosión de la central nuclear de Chernobyl. Aunque el 15 de diciembre de 2000 se cerró el último reactor de la central, actualmente unos cuatro millones de personas viven en una superficie que ha quedado contaminada irreversiblemente, por lo que no se conocen las consecuencias finales sobre la salud derivados de esta catástrofe, ya que hoy enfermedades que pueden tardar décadas en manifestarse. 1
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Residuos radiactivos
Otros accidentes nucleares de especial gravedad: reseña cronológica Septiembre de 1957: Accidente de nivel de gravedad 6 En el almacen de desechos radiactivos de Kytchym (URSS), se produjo una explosión que causó la muerte directa de más de l 00 personas y la evacuación de otras l 0.000. El científico ruso que comunicó el desastre estimó que murieron cientos de personas a consecuencia de enfermedades derivadas de su exposición a la radiación. 8 10 de octubre de 1957: Accidente de nivel de gravedad 5 Se produjo en una central nuclear de Sellafield (Reino Unido), dedicada a la fabricación de plutonio con fines militares. 28 de marzo de 1979: Accidente de nivel 5 Escape de gas radiactivo a la atmósfera por fusión parcial de uno de los reactores de la planta Three Mile lsland en Harrisburg (Pensylvania). Obligó a la evacuación de unas 140.000 personas.
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Septiembre de 1987 " Material radiactivo procedente de un residuo hospitalario causó la muerte de cuatro personas en Goiania (Brasil). 24 de marzo de 1992: Accidente de nivel de gravedad 4 La pérdida de presión en un reactor de la estación de Sosnovy Bor, cerca de San Petesburgo, fue la causa " de que se derramara a la atmósfera yodo radiactivo. 30 de septiembre de 1999 y 11 de marzo de 1997: Accidentes de nivel de gravedad 3 Explosión e incendio en una planta de almacenaje de Energia Nuclear y Cooperación y Desarrollo de Combustible Nuclear en Tokaimura (Japón). En el 2º accidente 37 personas sufrieron radiaciones.
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Capítulo
24
Contaminación del suelo o o o o o o
24.1.
24.1. 24.2. 24.3. 24.4. 24.5. 24.6.
Composición y estructura del suelo. Principales procesos físico-químicos en el suelo. Suelos contaminados. Principales contaminantes del suelo. Metodología para el estudio de suelos contaminados. Técnicas de tratamiento de suelos contaminados.
COMPOSICIÓN Y ESTRUCTURA DEL SUELO
El suelo, junto con el aire y el agua, son los soportes sobre los que se asientan todos los fenómenos vitales que se desarrollan en nuestro planeta. La formación del suelo es el resultado de una serie de procesos físicos, químicos y biológicos sobre el medio rocoso original. Es la parte más superficial de la litosfera y está constituido por una mezcla de partículas minerales, materia orgánica, aire y una disolución acuosa que rodea las partículas edáficas. La composición media del suelo, en porcentaje en volumen, es la siguiente: 50% de materia sólida, 20-30% de disolución acuosa y 20-30% de aire edáfico. La disolución acuosa del suelo actúa de intermediaria entre la litosfera y los organismos vivos, por lo que tiene una gran importancia para el equilibrio químico y biológico, debido a que contiene los solutos necesarios para el desarrollo de la vegetación existente en el mismo. Las principales causas por las que en la disolución acuosa del suelo se encuentran iones son: la lluvia, la descomposición de la materia orgánica, la meteorización mineral, y los procesos de intercambio iónico entre la disolución del suelo y las partículas coloidales. El tipo de iones presentes y su concentración depende, fundamentalmente, del tipo de suelo y de la época del año. Se encuentran mayoritariamente iones c1-, SO/- y Caz+, en menor cantidad Mgz+, H 3 Si04-, K+, Na+ y Mnz+, y como minoritarios pueden estar presentes Al3+, Fe3+, Znz+, Cuz+, HzP0 4-, etc. Como ya se ha indicado anteriormente, la fase sólida del suelo representa aproximadamente la mitad de la composición total del suelo y está constituida en un 45% por una fracción inorgánica y en un 5% por una fracción orgánica. En la fracción inorgánica se encuentran partículas minerales de distintos tamaños y que, de mayor a menor, se denominan: gravas (>2 mm), arenas (0,05-2 mm), limos (2-50 mm) y arcillas ( <2 mm). El tamaño de las partículas que forman un suelo determina la textura del mismo y aporta información sobre su porosidad o espacios huecos por unidad de volumen por los que puede circular el aire y el © Ediciones Paraninfo
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Contaminación del suelo
medio acuoso edáfico. También es importante el tamaño de los poros, porque determina la permeabilidad de un suelo, es decir, la velocidad con que el aire y el agua pueden moverse a través del mismo, desde las capas más superficiales a las más profundas. Todos estos factores definen la capacidad de un suelo para retener agua, para airearse y para poder ser cultivado. La fracción inorgánica del suelo está compuesta por minerales primarios y secundarios. Los primarios son los que se han formado a elevadas temperaturas y derivados de rocas ígneas y metamórficas como cuarzo, feldespatos, micas, etc. Los minerales secundarios son los que se forman por reacciones a bajas temperaturas y proceden de rocas sedimentarias o por meteorización de minerales primarios, como, por ejemplo, carbonatos, algunos óxidos, compuestos de azufre, etc. Aunque la composición química de las fracciones inorgánicas de los suelos es variable, mayoritariamente se encuentran en todas ellas silicatos minerales. La unidad estructural de estos compuestos es (Si0 4), con una disposición tetraédrica, en la que el átomo de silicio ocupa el centro del tetraedro y los cuatro átomos de oxígeno los vértices. Esta unidad estructural puede encontrarse aislada (Si0 4) 4- o unirse a otras unidades iguales, formando estructuras o redes tridimensionales, donde átomos de oxígeno están unidos a otros átomos de silicio, de forma sucesiva, y en las que se comparte uno o más de los átomos de oxígeno del tetraedro. El resultado de estas uniones es que se encuentran en el suelo silicatos con estructuras y propiedades muy distintas, como puede apreciarse en el siguiente esquema, en el que se representan algunas de las posibles estructuras.
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En ciertas redes, algunos de los lugares están ocupados por iones aluminio, dando lugar a los aluminosilicatos; la carga negativa de estas redes se neutraliza con la presencia de otros cationes metálicos, tales como Na+, K+, Mg 2+, Ca 2 +y Fe 2 +, incluso H +, dando lugar a los distintos minerales. Un grupo importante son los filosilicatos (Si 20s2-), que son los denominados silicatos laminares (por ejemplo, micas) que participan de forma muy activa en muchos procesos físico-químicos. La fracción orgánica del suelo, aunque sólo representa un porcentaje en peso muy pequeño de la composición global del mismo, es de vital importancia para determinar su fertilidad, porque es una fuente de alimentos para microorganismos, participa en diversos procesos químicos edáficos y afecta a sus propiedades físicas. La fracción orgánica presente en el suelo procede mayoritariamente de residuos vegetales en fase de descomposición, y en menor proporción, de organismos vivos
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y de la materia orgánica resistente a la degradación biológica y química. En lo que respecta a los residuos vegetales, la composición más habitual es la siguiente: celulosa (50%), hemicelulosa (20%), lignina (18%), proteínas (6%), aminoácidos y azúcares (5%) y componentes minoritarios como pectina, pigmentos, ceras, etc. Estos compuestos pueden ser degradados por microorganismos presentes en el suelo. La velocidad de descomposición dependerá de la estructura química del compuesto (por ejemplo, la lignina es muy resistente a la degradación) y de otros parámetros, como la temperatura, el pH, el contenido de agua del suelo y la aireación. a) ESTRUCTURA DE LOS ÁCIDOS HÚMICOS
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24.1. Algunas de las estructuras químicas para: a) Ácidos húmicos. b) Ácidos fúlvicos.
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Como resultado de otras vías de transformación de los residuos vegetales, en el suelo existe también materia orgánica muy difícilmente degradable, denominada fracción húmica. El humus está constituido mayoritariamente por ácidos húmicos y fúlvicos, que son una mezcla compleja de macromoléculas, con pesos moleculares altos, un elevado grado de aromaticidad y con distinta reactividad, derivada de la abundancia de grupos ácidos, fenólicos y carbonílicos. La fracción húmica está enriquecida en nitrógeno con respecto a la materia vegetal inicial y una parte importante de la misma es insoluble en agua, por lo que se acumula en las capas más superficiales del suelo. Se han propuesto diferentes estructuras para las macromoléculas constituyentes de dicha fracción, una muestra de las mismas es la recogida en la Figura 24.1. Los efectos beneficiosos de la materia orgánica del suelo podríamos resumirlos en los siguientes aspectos: - Contribuye al crecimiento vegetal, aportando bionutrientes esenciales en proporción importante: nitrógeno (casi en su totalidad), fósforo (entre el 50-60%) y azufre (del orden del 80%). - Regula la disponibilidad de muchos cationes metálicos, por absorción de los mismos, al dar especies complejadas (quelatos) tales como los de la Figura 24.2, y que actúan como micronutrientes o elementos tóxicos, según los casos.
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FIGURA 24.2. Especies complejadas formadas por materia orgánica del suelo y cationes metálicos.
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Ejercen una acción tamponante, manteniendo el pH del suelo edáfico, debido a la presencia de funciones ácidas en sus moléculas. Regulan la humedad del suelo, debido a su capacidad de retención del agua, interaccionando, en muchos casos, con los silicatos. Mejoran la estructura granular del suelo, beneficiando la permeabilidad y la aireación, por interacción con las partículas minerales, favoreciendo la agregación de partículas, como se indica en la Figura 24.3.
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FIGURA 24.3. Formación de partículas en el suelo por interrelación de materia orgánica
con materia mineral. 634 © Ediciones Paraninfo
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El suelo presenta una estructura secuencial, debido fundamentalmente a la infiltración del agua y a la actividad orgánica que se desarrolla en el mismo. Pueden observarse distintas capas u horizontes según la profundidad, que tienen distintas propiedades físicas y químicas en función del proceso de formación del mismo. Básicamente, pueden distinguirse tres capas: • La capa más superficial (Horizonte A}, en la que se produce una gran lixiviación de algunos de sus componentes, está constituida por partículas minerales (fundamentalmente materiales silícicos) y materia orgánica procedente de organismos vivos. • En la capa inmediatamente inferior (Horizonte B}, se acumulan los compuestos de lixiviación procedentes de la capa anterior. En esta zona tiene lugar la oxidación de la materia orgánica y se encuentran presentes óxidos de Fe (III) y silicatos laminares. • En la capa más profunda (Horizonte C), no existe apenas lixiviación y están presentes materiales poco particulados. A medida que aumenta la profundidad, se observa una disminución del oxígeno presente (debido al consumo del mismo en los procesos de oxidación de la materia orgánica y de la formación de óxidos) y un aumento paralelo de la cantidad de dióxido de carbono. En la formación de un suelo influyen los siguientes factores: Tiempo. Precipitación. Las lluvias regulan la humedad edáfica y el contenido de aire, por lo que determinan el grado de lixiviación. Temperatura. Influye en la velocidad de las reacciones químicas, en la actividad microbiológica y, por tanto, en la composición de la materia orgánica. Topografía del terreno. La existencia de desniveles o pendientes afecta a la retención y al drenaje del agua superficial, influyendo en la velocidad de formación del suelo. Vegetación. La vegetación retiene la humedad, por lo que se produce una disminución del grado de lixiviación. Además, favorece la disgregación de las rocas, porque acumula materiales orgánicos encima de ellas. Microorganismos. En los suelos naturales existe una biomasa formada por microorganismos, que se denomina edafón, y que está constituida por el conjunto de bacterias, virus, hongos, algas, líquenes, protozoos y otras especies superiores, y que en un suelo saludable suponen, como mínimo, 50 toneladas por hectárea (sin contar la materia o biomasa vegetal superior), y que puede llegar a alcanzar hasta 200 toneladas por hectárea. Estos microorganismos permiten el desarrollo de numerosos procesos bioquímicos, asociados a la fase acuosa del suelo, y que influyen en la estructura del mismo. Entre los aspectos más reseñables podríamos destacar: la degradación y mineralización de la materia orgánica biodegradable, en condiciones aerobias o anaerobias, y la humificación de restos orgánicos, además de su intervención en numerosos procesos físico-químicos, preferentemente por vía enzimática. Material original. La roca originaria del terreno es la que determina la composición química del suelo, porque es el material base a partir del cual se forma. Los tipos de rocas que pueden ser material original del suelo son: ígneas, sedimentarias y metamórficas. Las rocas ígneas están formadas por solidificación de un material fundido que fluye hacia la superficie. En función de la velocidad de enfriamiento de este material se formarán rocas de grano grueso (si se produce lentamente), o de grano fino © Ediciones Paraninfo
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cuando la solidificación sea rápida. Las rocas ígneas están constituidas en un 50% por óxido de silicio, pero también están presentes óxidos de aluminio, de hierro, de titanio, de magnesio, de sodio, etc. Las rocas sedimentarias se forman como resultado de la sedimentación de materiales depositados por el viento, el agua, el hielo, o por gravedad. Pueden estar constituidas por sales de hierro, aluminio o silicio, por carbonatos de calcio y magnesio o por combinaciones de estos compuestos. Las rocas metamórficas se forman por recristalización de los dos tipos de rocas anteriores cuando están sometidas a altas presiones y elevadas temperaturas. Las más conocidas son los mármoles y algunas pizarras. Cuando las rocas salen a la superficie pueden sufrir alteraciones químicas, físicas y biológicas (meteorización), que van a cambiar sus propiedades y composición. La meteorización puede ser mecánica o química. La primera tiene lugar cuando factores como el agua, el viento, el hielo, la temperatura o la vegetación producen la disgregación de las rocas en fragmentos más pequeños. Se habla de una meteorización química cuando estas partículas pequeñas de gran superficie específica sufren alguna reacción química que cambia la composición original de las rocas. La alteración química se produce fundamentalmente por agentes como el agua, el oxígeno y el dióxido de carbono, que pueden movilizar algunos elementos constituyentes de las rocas originales, obteniendo nuevos compuestos de distinta solubilidad en el medio acuoso. La meteorización química puede ser debida a procesos de disolución, hidratación e hidrólisis, carbonatación y oxidación. Un parámetro importante que acelera el proceso de meteorización es la acidez del medio acuoso. La disminución del pH se debe a la existencia de gases disueltos en la atmósfera (fundamentalmente óxidos de carbono, de azufre y de nitrógeno), a la formación de ácidos orgánicos durante la degradación de la biomasa y a la oxidación de restos vegetales que genera C0 2 •
24.2.
PRINCIPALES PROCESOS FÍSICO-QUÍMICOS EN EL SUELO
Procesos de adsorción Los fenómenos de adsorción e intercambio iónico son muy importantes, porque son los que determinan la capacidad de los distintos compuestos solubles del suelo de participar en distintas reacciones químicas. En estos procesos participan las partículas de tamaño coloidal (arcillas y sustancias húmicas) que, debido a sus pequeñas dimensiones, presentan una elevada superficie específica. Éste es el parámetro que más influye en los procesos de adsorción. El sistema coloidal más importante que se encuentra en el suelo está constituido por un medio dispersante líquido (disolución del suelo) y una fase dispersa sólida (partículas edáficas de tamaño coloidal de naturaleza orgánica e inorgánica). Las partículas coloidales adsorben iones del mismo signo en su superficie y, como consecuencia, se ejercen repulsiones electrostáticas entre ellas, pudiendo mantenerse en suspensión en la disolución del suelo. Para neutralizar la carga superficial de las partículas coloidales, en la disolución se establece una distribución de las cargas de signo opuesto en zonas próximas a las mismas, como puede apreciarse en la Figura 24.4. En función de la concentración de iones de la disolución, el sistema coloidal va a ser más o menos estable. Al aumentar la concentración de cargas, la suspen636 © Ediciones Paraninfo
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FIGURA 24.4. Partículas coloidales del suelo. a) Con carga negativa superficial y cationes (M"•) asociados. b) Con carga positiva superficial y aniones (A"·) asociados.
sión coloidal sufre una coagulación, formándose agregados de partículas que sedimentan. Este proceso se ve favorecido por la presencia en el suelo de iones polivalentes como Al3• y Fe3 +. Otro mecanismo de desestabilización del sistema coloidal consiste en obtener agregados de las partículas coloidales a través de una interacción con macromoléculas orgánicas que contengan varios grupos funcionales (polielectrolitos). A esta forma de conseguir la sedimentación de las p artículas coloidales se la conoce como floculación. La presencia de iones polivalentes y de compuestos orgánicos polielectrolitos (como los componentes solubles del humus), puede producir la sedimentación de los coloides favoreciendo la porosidad del suelo y, por tanto, una buena aireación y filtración para el crecimiento de las raíces. Por el contrario, si la concentración de estos compuestos es baja, las partículas coloidales se mantienen en suspensión, provocando que el suelo se mantenga anegado en ambientes húmedos y que se apelmace al secarse, reduciendo la porosidad e inhibiendo la aireación y la infiltración del agua. La materia orgánica del suelo ejerce una función importante en el mismo en relación con los procesos de sordón que puedan producirse. La naturaleza de las especies húmicas ya vistas en el apartado anterior indica que una parte de su estructura es de carácter hidrófobo (anillos aromáticos y cadenas hidrocarbonadas) , mientras que otras partes de la molécula poseen carácter hidrófilo (ácidos carboxílicos y fenoles, funciones nitrogenadas ... ). Este hecho permite que puedan originarse los siguientes fenómenos: Estructura hidrófila: posibilita los procesos de adsorción superficial de cationes de carácter no específico y procesos de adsorción química (formación de complejos y quelatos). Estructura hidrófoba: corresponde a las zonas interiores de las macromoléculas orgánicas, que se pliegan sobre sí mismas, y que pueden interaccionar con molécuias orgánicas no solubles en agua, originando procesos de absorción de las mismas en el seno de las partículas húmicas edáficas. © Ediciones Paraninfo
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D Contaminación del suelo En la Figura 24.5 se pueden apreciar, de forma esquemática, ambos tipos de procesos.
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MOLÉCULAS ORGÁNICAS ABSORBIDAS
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FIGURA
24.5. Representación esquemática de los procesos de sorción que puede originar la materia orgánica del suelo.
Procesos de intercambio catiónico La carga negativa de las partículas coloidales del suelo retiene cationes de la disolución acuosa que está sobre la superficie del coloide. Esta retención es de gran importancia para el suelo, porque reduce la pérdida de algunos iones por lixiviación, a la vez que los mantiene disponibles para que sean captados por la vegetación. Los cationes que suelen ser adsorbidos son fundamentalmente Ca2 +, Mg2 +, K+ y Na+, debido a que por su tamaño y baja carga no suelen precipitar. Otros cationes, como los de metales de transición y de aluminio, no se encuentran apenas en la fase acuosa del suelo, porque precipitan fundamentalmente como óxidos hidratados y aluminosilicatos. Los cationes adsorbidos por las partículas coloidales pueden intercambiarse por otros iones presentes en la disolución del suelo. El proceso en el que un catión es sustituido por otro se conoce con el nombre de intercambio catiónico. La distribución de los cationes principales intercambiables en los suelos agrícolas productivos es: Ca 2 +> Mg2+> K+ "' NH/"' Na+. En suelos ácidos se pueden encontrar otros cationes intercambiables. Si el pH es inferior a 5,5, se encuentra Al3 + y cuando es menor de 4 se puede observar la presencia de H+. La suma de la cantidad de todos los cationes intercambiables, expresada como milimoles o miliequivalentes presentes en 100 gramos de suelo, se conoce como capacidad de intercambio catiónico (CIC). En la Figura 24.6 se esquematiza un proceso de intercambio iónico a través de los iones adsorbidos en una partícula coloidal de carácter mineral, cuando llega un agua salina concentrada al suelo. El intercambio catiónico regula el consumo de nutrientes por parte de las plantas, por lo que es un proceso importante para mantener el equilibrio natural 638 © Ediciones Paraninfo
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del suelo. Forma parte también del mecanismo autodepurador del suelo al retener iones de metales tóxicos, impidiendo así su movilización.
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+ Na•et- (aq) AGUA SALINA SOBRE EL SUELO
Na•
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Na•
+ Ca2 + , Mg2+, K+ + H+ + c 1~1 IONES METÁLICOS LIBERADOS
Na+ -
Na• Na• IONES METÁLICOS ADSORBIDOS
ADSORCIÓN DE CATIÓN SODIO
FIGURA 24.6. Esquema de un proceso de intercambio catiónico en el suelo.
Procesos de intercambio aniónico Aunque la adsorción de cationes sea el proceso predominante en la mayoría de los suelos, porque las partículas coloidales suelen tener carga negativa, también se producen reacciones de intercambio aniónico en suelos muy meteorizados, con una alta proporción de óxidos hidratados de metales de transición (fundamentalmente de Al y Fe). En suelos con valores de pH relativamente bajos, puede ocurrir que estos óxidos adquieran carga positiva y, por tanto, sean capaces de retener aniones que existen en la disolución del suelo y que utilizan las plantas y los microorganismos como nutrientes (cloruros, hidrogenocarbonatos, nitratos, sulfatos, fosfatos, etc.). Además de los óxidos de los metales de transición, también pueden originar partículas coloidales con carga positiva, y por lo tanto, sufrir intercambio aniónico los grupos amino de la fracción húmica del suelo y los hidróxidos de aluminio y hierro de las capas octaédricas de las arcillas, a través de sus grupos hidroxilo. Un ejemplo importante de aniones adsorbidos de forma específica lo constituyen los iones fosfato que, al ser adsorbidos por las partículas edáficas, forman compuestos insolubles que son muy difíciles de asimilar por las plantas. Para disminuir la cantidad de fosfato retenido y hacerlo más asimilable para la vegetación, se pueden adicionar aniones que puedan ser adsorbidos en lugar de los fosfatos, como algunos silicatos. Al igual que ocurre con los cationes, se puede definir también una capacidad de intercambio aniónico (CIA) para el suelo que, debido a la composición del mismo, siempre será inferior al CIC.
Procesos ácido-base A medida que el suelo va transformándose mediante procesos de meteorización, va sufriendo cambios en su valor de pH. Este valor depende principalmente de la presencia de determinados cationes en el suelo, que pueden proceder de la atmósfera, de residuos vegetales, de fertilizantes, de reacciones químicas, del agua de percolación, etc. © Ediciones Paraninfo
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El pH óptimo para la mayoría de los cultivos está comprendido entre 6 y 7,5 pero hay una serie de fenómenos que pueden producir una acidificación excesiva del suelo, como: • Precipitaciones ácidas. • Adiciones de materia orgánica procedente de residuos vegetales que pueden liberar compuestos ácidos solubles. • Uso de fertilizantes amoniacales que pueden sufrir reacciones de nitrificación. • Disolución de C0 2 • • Adsorción de cationes por las plantas durante su crecimiento, que son intercambiados por H+. Partícula-Mn+ + C0 2 + H 20 __,,. Partícula-H+ + Mn+ + HCQ 3• • Oxidación de sulfuros de hierro en suelos pirolíticos. La acidificación de la disolución que penetra a través del suelo, cuando entra en contacto con las partículas edáficas, produce cambios en su composición, disolviendo algunos materiales relativamente insolubles. Un efecto secundario relacionado con la acidificación y aumento de la solubilidad de sales es la salinización, que se considera un importante problema de contaminación (ver apartado 9.4).
Procesos de oxidación-reducción En el suelo, debido a la presencia de especies aceptaras y donadoras de electrones, pueden producirse reacciones redox que originan cambios en los números de oxidación de elementos constituyentes de las especies orgánicas e inorgánicas que participan en las mismas. El pH del medio influye en estos procesos de oxidación-reducción. El principal aceptor de electrones es el oxígeno presente en el aire edáfico que, fundamentalmente, procede de la atmósfera y la especie donadora más abundante es la materia orgánica del suelo. La concentración de oxígeno en suelos bien aireados tiende hacia el valor atmosférico, mientras que en suelos con un alto contenido en humedad la difusión del oxígeno queda muy restringida, debido a que el coeficiente de difusión de este gas en el agua es muy bajo. Debido a la importancia del agua en el control de la difusión del oxígeno a través del suelo, es por lo que la porosidad del mismo determina la velocidad a la que este agente oxidante accede al suelo. Por ello, los suelos poco porosos, que pueden estar anegados, desarrollan ambientes anóxicos en los que no existe oxígeno o está en muy bajas concentraciones, siendo entonces otras especies las aceptaras de electrones. Los agentes oxidantes y los procesos de reducción más favorables cuando se agota el oxígeno son los siguientes: nitratos, que se reducen a nitritos; dióxido de manganeso, que se reduce a iones Mn2 +; óxidos o hidróxidos de Fe (III), que se reducen a iones Fe 2 +; iones sulfato, que se reducen hasta sulfuro de hidrógeno; dióxido de carbono, que se reduce a metano y, cuando estas especies están agotadas, la propia materia orgánica, que se reduce hasta metano, etanol u otros compuestos de reducción. En todas las reacciones redox que pueden transcurrir en un suelo, se produce un cambio en los valores de pH, porque en los procesos de reducción es habitual el consumo de protones (aumento de la basicidad), mientras que en los de oxidación de la materia orgánica, en condiciones aerobias, se produce un aumento de 640 © Ediciones Paraninfo
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la concentración de estas especies químicas y, por tanto, un aumento de la acidez del suelo. Es por ello que la creación de condiciones anaerobias, por compactación del suelo o por inundación prolongada, produce una reducción del oxígeno necesario para los procesos de respiración de las raíces y microorganismos y un aumento de la alcalinidad del medio edáfico. En estas condiciones, se pueden disolver minerales de Mn y Fe, liberándose iones Mn 2+ y Fe 2 +, que en altas concentraciones pueden resultar tóxicos. Se pueden generar también cantidades importantes de sulfuro de hidrógeno, que pueden resultar perjudiciales para el crecimiento de las plantas.
24.3.
SUELOS CONTAMINADOS
El impacto ambiental que sobre el suelo está ejerciendo el hombre ha originado que la contaminación del mismo sea uno de los problemas medioambientales que está recibiendo una creciente atención en los últimos años. Esto es debido a los riesgos directos que los suelos contaminados pueden ejercer sobre la salud humana y, a razones económicas derivadas de su limitación de uso y a la devaluación de los terrenos contaminados. Se denomina suelo contaminado a una porción de terreno, superficial o subterránea, cuya calidad ha sido alterada como consecuencia del vertido, directo o indirecto, de residuos o productos peligrosos. El origen de las alteraciones que se producen en el suelo no puede atribuirse a una sola causa. La contaminación puede aparecer como resultado de actividades industriales, agrícolas o de servicios (actuales o pasadas), aunque es el sector industrial el principal agente contaminante. La deposición de residuos sobre un terreno sin un control adecuado, las fugas de depósitos y tuberías enterradas y la práctica de algunas operaciones industriales sobre suelos mal protegidos (almacenamiento de productos, manipulación de materias primas, etc.), constituyen el origen de un elevado porcentaje de los suelos contaminados. Los contaminantes presentes en el suelo pueden producir los siguientes efectos perjudiciales: • Contaminación de las aguas subterráneas a través de lixiviados. • Contaminación de las aguas superficiales a través de la escorrentía. • Contaminación del aire por combustión, evaporación, sublimación o arrastre por el viento. • Envenenamiento por contacto directo. • Envenenamiento a través de la cadena alimentaria. • Fuego y explosión. La contaminación de los suelos se suele dividir en dos tipos: • Contaminación endógena: si se producen desequilibrios en los constituyentes del suelo, provocando variaciones de alguna/s especie/s a concentraciones nocivas para los seres vivos: - Movilización de metales a causa de procesos de acidificación. - Disminución de Mn2 + por presencia de especies metálicas que catalizan su oxidación. - Aumento del porcentaje de Na en el suelo, produciendo una salinización del mismo que influye en los cultivos. © Ediciones Paraninfo
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• Contaminación exógena: si es provocada por distintos tipos de vertidos o productos agrícolas en exceso (metales, hidrocarburos, pesticidas, fertilizantes, etc.), con componentes ajenos a la composición inicial del suelo. Los principales tipos de industrias que son responsables, en la mayoría de los casos, de la contaminación de suelos, así como los principales contaminantes que producen cada una de ellas son las que se recogen en la Tabla 24.1.
TABLA
24.1. Principales contaminantes presentes en el suelo en función del tipo de industrias que los generan
TIPO DE INDUSTRIA Estaciones de servicio Fábricas de gas 1nd ustria textil Industrias químicas Maquinaria Metalurgia/Galvánica Petróleo y aceite Pinturas, barnices, colas y pegamentos
24.4.
PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO Hidrocarburos y derivados del petróleo Alquitrán, benceno, fenoles, hidrocarburos aromáticos policíclicos, cianuros Hidrocarburos y metales pesados Gran diversidad de contaminantes Disolventes clorados Hidrocarburos aromáticos, metales pesados y cianuros Hidrocarburos aromáticos y alifáticos Disolventes y metales pesados.
PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO
Contaminantes metálicos Se refiere en especial al grupo de los metales pesados, que se encuentran en concentraciones entre 0,1 y 0,001 mg/litro en la disolución del suelo y se comportan como micronutrientes. Las principales fuentes de estos contaminantes son: vertidos industriales, actividades mineras, residuos, pesticidas, tráfico, etc. Los metales vertidos en mayor cantidad son: Mn, Zn, Cu, Cr, Pb, Ni, V, Mo, mientras que entre los minoritarios hay que destacar: Cd, Hg y Sb (semimetal), que son altamente tóxicos. La concentración de los metales en los suelos se verá influenciada por los procesos de adsorción, intercambio iónico, pH y por las distintas reacciones en las que puedan intervenir. Las tres vías principales de retención por el suelo de metales pesados son: • Procesos de adsorción en la superficie de partículas coloidales minerales u orgánicas. • Formación de complejos con las sustancias húmicas del suelo. • Reacción de precipitación en forma de sales insolubles. Cuando los contaminantes llegan al suelo, son adsorbidos por las partículas coloidales que existen en el mismo, o son arrastrados hacia las capas más profundas por efecto de la lluvia. Los contaminantes solubles se infiltrarán en la capa superficial del suelo, donde tendrá lugar la adsorción. Los compuestos insolubles se acumularán en la superficie de moléculas orgánicas hidrófobas, enlazándose a través de la materia orgánica presente en el suelo.
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En algunas ocasiones, puede producirse un fenómeno denominado «biometalación», que consiste en la movilización de metales pesados, al formarse un enlace entre un catión metálico (Hg, Pb, As y Cr) y el grupo metilo (como el CH3Hg+), dando lugar a compuestos liposolubles y su incorporación a la cadena trófica. Se puede producir también contaminación por metales en los acuíferos por el fenómeno de percolación.
Contaminantes orgánicos La contaminación del suelo por contaminantes orgánicos tiene como principal característica su gran complejidad, debido a la gran diversidad de compuestos orgánicos existentes y a su gran reactividad. Al hablar de contaminación por este tipo de compuestos, se refiere fundamentalmente a la producida por derivados del petróleo. La movilidad de este grupo de contaminantes depende del tipo de suelo (contenido en materia orgánica, capacidad de intercambio iónico, etc.) y de la composición química y propiedades de los compuestos (solubilidad en medio acuoso, presión de vapor, etc.). El desplazamiento de los contaminantes orgánicos se puede producir por tres mecanismos: difusión, dispersión mecánica y convección. Otros procesos a tener en cuenta son la degradación química y biológica que pueden sufrir estos compuestos, así como sus posibilidades de volatilización. Tienen también gran importancia en los fenómenos de adsorción-complejación de metales.
Fertilizantes Los principales problemas de contaminación de los fertilizantes se centran en el nitrógeno y su acumulación en forma de nitratos (NQ 3-). Los nitratos son, en general, muy poco retenidos en los suelos y lixivian hacia lugares más bajos, produciendo la contaminación de los acuíferos, o contaminan por escorrentía las aguas superficiales. El exceso de nitratos causa problemas de eutrofización y de toxicidad. El fósforo es otro de los elementos que forma parte de los fertilizantes. Suele ser retenido en forma de compuestos insolubles de Fe3 +y Al 3+ en suelos ácidos y de Ca 2 +en suelos alcalinos. El exceso de abonos orgánicos (estiércol) utilizados como fertilizantes en los suelos, puede agravar su contaminación, y en el caso del uso excesivo de residuos líquidos, conducir a problemas de salinización.
Pesticidas Los plaguicidas orgánicos sintéticos son peligrosos para los suelos en función de su persistencia y toxicidad, así como su posible bioacumulación. Son compuestos que pueden sufrir transformaciones químicas, degradaciones biológicas, retención en las partículas edáficas o lixiviación a los acuíferos en [·unción de su naturaleza química, la constitución del suelo y la concentración de microorganismos en el mismo. Los procesos de adsorción y, en menor medida, de intercambio iónico, se producen esencialmente sobre la materia orgánica del suelo (fracción húmica). La © Ediciones Paraninfo
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adsorción de un pesticida tiene diversos efectos sobre su acción plaguicida, degradación, toxicidad, etc.
Acidificación Puede ser causada por vertidos industriales, acumulación de residuos vegetales, lluvia ácida o fertilizantes amoniacales, entre otros. Los problemas más importantes a tener en cuenta son la disolución de materiales insolubles del suelo y la liberación de metales tóxicos por procesos de intercambio iónico. También se producen cambios del potencial de oxidación-reducción, con los consiguientes cambios en los procesos de degradación (condiciones aerobias-anaerobias).
Salinización Como ya se ha indicado al hablar de los procesos ácido-base, la salinización consiste en la acumulación de sales solubles o fáciles de solubilizar en el suelo, tales como NaCl, Na2S04 , CaC03 , MgC0 3, entre otras. Es un fenómeno muy común en regiones áridas, en las que las aguas subterráneas contienen altas concentraciones de estos tipos de sustancias y la tasa de evapotranspiración es alta. Cuando el nivel freático es alto, se establece un movimiento ascendente del agua salina, que al llegar a la superficie se evapora, dejando las sales en los horizontes superficiales del suelo. Además de la aridez del terreno, hay otras causas que producen la salinización de un suelo, como: • Meteorización química. • Existencia de sales fósiles. • Presencia de aguas superficiales en un terreno mal drenado. • Actividades antropogénicas puntuales (vertidos de residuos industriales, uso de fertilizantes, uso de aguas de riego con alto contenido en sales, vertidos procedentes de minas de sal, etc.). • Precipitación atmosférica. La salinización produce diversos problemas químicos y físicos en un suelo. Entre los primeros, hay que destacar la reducción en la disponibilidad de hierro, fósforo, potasio y de la mayoría de los micronutrientes, porque forman fases sóli-· das insolubles. Entre los problemas físicos se encuentra la formación de costras que bloquean los poros y, por tanto, disminuyen la permeabilidad del suelo. Este fenómeno se produce, además de por causas naturales, por vertidos industriales y mineros, por aguas de riego con exceso de sales o por el uso abusivo de fertilizantes. Por último, debemos señalar también la mayor dificultad de absorción del agua del suelo para las plantas.
24.5.
METODOLOGÍA PARA EL ESTUDIO DE SUELOS CONTAMINADOS
La caracterización del suelo se puede enfocar mediante una metodología de dos fases: l. Fase de planificación: donde se identifica el problema y se define el alcance del estudio. 644 © Ediciones Paraninfo
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2. Fase de ejecución: donde se realizan todas las actividades previamente establecidas.
1. Fase de planificación Está constituida por las siguientes etapas: Definición de objetivos. Es la base del éxito del programa de descontaminación y en él se fundamenta todo el estudio posterior.Recopilación de la información existente sobre la zona de estudio. Esta información puede ser general o específica de la zona. La primera puede conseguirse mediante: - Revisiones bibliográficas (sobre componentes, toxicidad, degradación, etc.). - Agencias medioambientales (en general de difícil acceso en las Comunidades Autónomas). - Confederaciones Hidrográficas. - Cámaras de comercio (disponen de información de los sistemas de producción). La información específica puede conseguirse mediante: - Cartografía. - Entrevistas con personal de la zona de trabajo (para conocer las ruinas industriales). - Fotografías aéreas. Determinación de los contaminantes. El estudio de los datos recopilados aportará información sobre los posibles contaminantes que pueden encontrarse presentes en el suelo y las potenciales vías de transporte de los mismos (aguas subterráneas, aguas superficiales o atmósfera). Este conocimiento previo suministrará una base sobre la evaluación de los posibles riesgos toxicológicos que, a su vez, permitirá establecer el número y tipo de muestra, la forma de llevar a cabo el muestreo y su análisis. Tipo de muestras. Se pueden elegir para su estudio muestras que sean fuente de contaminación (suelo), vías de transporte (aguas, por ejemplo), o receptores de la contaminación (flora, fauna, humanos). Localización y frecuencia del muestreo. La localización se basará en los estudios previos desarrollados y en la variabilidad de la carga contaminante, mientras que el número de muestras a analizar va a venir determinado por la precisión que se pretenda en el estudio. Procedimiento de muestreo y análisis. En esta etapa habrá que definir el tipo de muestra, la cantidad de muestra necesaria, el método de muestreo (al azar o sistemático) y los equipos de muestreo. La metodología de análisis químico queda definida en reglamentaciones o métodos normalizados como los de la EPA, Standard Methods o ASTM. Estimación de costes. En base a todas las etapas definidas anteriormente se debe establecer cuál es la inversión necesaria para llevar a cabo el proyecto.
2.
Fase de ejecución
Para llevar a cabo el plan fijado, se recomienda utilizar una metodología de etapas basada en trabajos progresivos, en la que cada etapa se optimiza técnica y económicamente teniendo en cuenta los resultados de las anteriores, y/o de forma simultánea. Las etapas a seguir son las siguientes: © Ediciones Paraninfo
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Reconocimiento superficial. Consiste en realizar un estudio topográfico y geofísico del terreno (distribución de los estratos, permeabilidad del terreno, nivel freático, etc.), así como del medio físico, que nos proporcione información de los contaminantes del subsuelo. Muestreo superficial. En esta etapa se toman las muestras a nivel superficial mediante palas excavadoras o con equipos manuales de sondeo (tubos o barrenas) que permiten la toma de muestras hasta una profundidad de cinco metros. Se incluye también en esta etapa la realización de algunos análisis in situ con equipos portátiles. Sondeos. Permiten tomar las muestras a mayores profundidades para conocer la geotectónica del terreno. Análisis de los contaminantes. Después de recoger las muestras en las etapas anteriores, se deben realizar los análisis químicos de las mismas mediante la metodología definida en la fase de planificación, en función de los contaminantes presentes. Plan de seguridad e higiene. Debe implantarse para que el personal que va a realizar el estudio de la contaminación del suelo esté debidamente protegido frente a posibles exposiciones de sustancias tóxicas, explosiones, etc. Plan de garantía de calidad. Se realiza para asegurar la validez de los resultados obtenidos en todas las actividades diseñadas e incluye todos los aspectos referentes a: - Trazabilidad de las muestras. - Cadena de custodia. - Controles de calidad del muestreo. - Controles de calidad en el laboratorio.
24.&.
TÉCNICAS DE TRATAMIENTO DE SUELOS CONTAMINADOS
La recuperación de suelos contaminados está regulada por la Ley 10/1998 (Título V). Se indica que las Comunidades Autónomas deben realizar un inventario de suelos contaminados, el cual consta de las siguientes fases principales: • Identificación de los emplazamientos que pudieran estar contaminados. • Jerarquización de los espacios contaminados, en base a los riesgos existentes en el propio emplazamiento (on-site) y a la afección que genera en su entorno (off-site), considerando también criterios hidrogeológicos, el uso de los terrenos y la toxicidad y movilidad de los contaminantes. • Caracterización de los suelos contaminados: dimensiones concretas del área afectada y magnitud de la contaminación. Normalmente se contempla la cuantificación de siete grandes grupos de contaminantes: metales, compuestos inorgánicos, compuestos aromáticos, hidrocarburos aromáticos policíclicos, hidrocarburos dorados, plaguicidas y otros compuestos. • Tratamiento del suelo contaminado: recuperación y descontaminación del espacio contaminado. Según la Ley de Residuos, estarán obligados a realizar las operaciones de limpieza y recuperación del suelo los causantes de la contaminación, y subsidiariamente, por este orden, los poseedores de suelos contaminados y los propietarios no poseedores. 646 © Ediciones Paraninfo
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El resultado de la identificación de suelos contaminados en España ha dado como resultado la determinación de 4.532 emplazamientos presuntamente contaminados. En la Tabla 24.2. se indican el número de emplazamientos inventariados en las distintas Comunidades Autónomas. En esta determinación se han considerado distintos criterios, como: espacios con vertidos incontrolados de residuos peligrosos, espacios destinados a otro tipo de residuos (residuos urbanos, inertes) en los que se constató la presencia de residuos peligrosos y aquellos donde se conocía la presencia de actividades industriales de alta potencialidad de contaminación de suelos y aguas. TABLA 24.2.
Número de emplazamientos inventariados presuntamente contaminados en las distintas Comunidades Autónomas
COMUNIDAD AUTÓNOMA Andalucía Aragón Asturias Baleares Canarias Cantabria Castilla y León Castilla-La Mancha Cataluña Extremadura Galicia La Rioja Madrid Murcia Navarra País Vasco Valencia Ceuta y Melilla TOTAL
ACTIVIDADES INDUSTRIALES INVENTARIADAS
EMPLAZAMIENTOS INVENTARIADOS
1.396 717 394 303 395 238 811 445 4.913 183 860 153 2.119 469 334 2.059 2.330 22
618 321 153 112 222 77 399 397 577 29 524 34 222 733 23 539 307 5
18.142
4.532
Para elegir el tratamiento más adecuado del suelo contaminado, éste debe estar perfectamente caracterizado. Por ello, es importante disponer de una amplia información sobre los contaminantes presentes en el suelo. Independientemente de que estos contaminantes sean de carácter orgánico o inorgánico, la metodología de trabajo consistirá en la extracción del compuesto del suelo y su posterior determinación por métodos analíticos. Las técnicas que pueden utilizarse para la extracción de los compuestos orgánicos del suelo son: extracción Soxhlet, extracción asistida por microondas, extracción mediante sonicación (rotura de moléculas mediante ultrasonidos), © Ed ic io nes Para ninfo
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extracción mediante fluidos supercríticos o extracción por la técnica de espacio de cabeza (Headspace). Una vez separado el compuesto orgánico, se realiza la determinación del mismo mediante técnicas cromatográficas de espectrometría de masas con detectores específicos (ionización de llama, captura electrónica, emisión atómica, etc.). Para la determinación de metales en el suelo, se procede en primer lugar a la disolución de los mismos por medio de una digestión con ácidos fuertes o mediante una disgregación con fundentes alcalinos. Una vez disueltos los metales se analizan por espectrofotometría de absorción atómica o de emisión de plasma. Después de caracterizar el suelo contaminado, se procede a su recuperación. Para ello, existen diferentes sistemas, que se pueden clasificar en dos categorías principales: • Técnicas «in situ»: no precisan la excavación ni la retirada del terreno para sanearlo. El tratamiento se realiza en el mismo lugar. • Técnicas «off-site»: precisan la retirada del suelo contaminado y su transporte hasta la instalación de tratamiento. Las principales técnicas de tratamiento existentes en la actualidad son: tecnologías térmicas, físico-químicas y biológicas, como se describen a continuación.
1. Tecnologías térmicas Las tecnologías térmicas que se utilizan son off-site, y consisten en la destrucción de contaminantes mediante altas temperaturas. Las principales son: Incineración: se suele realizar en hornos rotatorios. Consiste en una combustión controlada del suelo en condiciones de exceso de oxígeno y a temperaturas en torno a 870-l.200ºC, para producir la combustión de los contaminantes y su transformación en productos volátiles de carácter inocuo. Se aplica a contaminantes orgánicos (aceites, petróleos, disolventes, hidrocarburos aromáticos policíclicos, etc.) y a algunos inorgánicos. Presenta una gran eficiencia (eliminaciones superiores al 99,99%). Las altas temperaturas destruyen también la materia orgánica natural del suelo, por lo que éste queda biológicamente inerte. Desorción térmica: es similar a la incineración, salvo que las temperaturas no son tan elevadas (150-600ºC), evitando la combustión del contaminante (los contaminantes se desorben del suelo mediante un flujo de aire caliente). Se aplica para la eliminación de contaminantes orgánicos volátiles y semi-volátiles (disolventes dorados o no), pero no es apropiada para contaminantes inorgánicos. Tratamiento térmico con rayos infrarrojos: es similar al horno rotatorio de la incineración, salvo que el calentamiento se produce en una unidad calentada por radiación infrarroja.
2.
Tecnologías físico-químicas
Extracción fisico-química: se utiliza en el caso de contaminantes muy tóxicos o cuando el nivel de concentración es tan alto que se pueden reciclar los residuos recuperados. Los métodos principales son: - Lavado de suelos: consiste en la extracción de los contaminantes del suelo mediante el empleo de un medio líquido acuoso (ácidos, bases, agentes complejantes: EDTA, etc.). La inyección del disolvente acuoso aumenta la solubi648 ©Ediciones Paraninfo
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lidad de los contaminantes, los cuales son extraídos mediante pozos de extracción. Esta técnica puede emplearse tanto in situ como off-site y puede aplicarse a un amplio espectro de contaminantes, tanto orgánicos como inorgánicos, pero es poco efectiva en suelos con altas concentraciones en arcillas. - Extracción química: es similar al anterior, salvo que el medio líquido de extracción es un disolvente orgánico. Se usa para la eliminación de compuestos orgánicos (aceites, petróleos, disolventes, plaguicidas, etc.), aunque estén en grandes concentraciones. Es una técnica poco efectiva para compuestos de alto peso molecular y/o muy hidrofílicos. - Extracción in situ mediante vacío y aire: es una técnica in situ para eliminar los componentes orgánicos volátiles del suelo. Se crea un vacío en el suelo mediante bombas, produciendo la migración de los componentes volátiles del suelo hacia los pozos de recogida e introduciendo aire limpio de la superficie del suelo. Se aplica fundamentalmente para eliminar compuestos orgánicos volátiles, por lo que es muy utilizada en estaciones de servicio. Es una técnica poco eficaz en suelos no permeables y poco homogéneos y puede generar contaminación atmosférica. Un sistema similar es el de ventilación, en el que se introduce aire limpio en los pozos de inyección mediante compresores y el aire contaminado se recoge en pozos de extracción y es depurado en una unidad de adsorción con carbón activo. Solidificación/estabilización: puede aplicarse tanto in situ como off-site. Consiste en la aplicación de un medio de fijación que reduce la movilidad de los contaminantes contenidos en el suelo, convirtiendo a los residuos en una masa estabilizada mucho más manejable; como medios de fijación se suelen usar: cemento, asfaltos, silicatos, puzolanas (rocas volcánicas de composición basáltica), polímeros orgánicos, etc. Los principales contaminantes aptos para este tratamiento son: aceites, compuestos orgánicos no volátiles (PCBs), cenizas de metales pesados. Vitrificación: puede realizarse in situ y off-site. Se puede considerar como un sistema mixto de tratamiento térmico y de inmovilización, porque el suelo y los contaminantes presentes se funden (1.600-2.000ºC) en una matriz silícea vítrea de muy alta durabilidad. Es una técnica que minimiza el movimiento de los contaminantes y además, algunos tipos de contaminantes, como los orgánicos, son destruidos por las altas temperaturas. Sin embargo, la vitrificación es muy poco eficaz en suelos muy húmedos y no es muy útil para suelos con grandes concentraciones de contaminantes orgánicos. Electromigración: es una técnica utilizada para eliminar metales pesados del suelo, mediante fenómenos electrocinéticos. Puede ser un método tanto in situ como off-site que se basa en aplicar un campo eléctrico al suelo.
3.
Tecnologías biológicas
Se basan en técnicas de biodegradación mediante microorganismos, aplicables a compuestos orgánicos (pesticidas, gasóleo, gasolina, aceites, etc.). Las principales técnicas disponibles son: Landfarming: es una técnica off-site, basada en la extracción del suelo contaminado y su extensión en espacios abiertos para que sea aireado mediante volteo. Se pueden generar lixiviados que deben gestionarse correctamente. ©Ediciones Paraninfo
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Compostaje: el suelo contaminado se mezcla con material altamente biodegradable (paja, astillas de madera, etc.) y se procede a su degradación biológica aerobia en condiciones controladas. El compostaje puede realizarse de tres maneras: en pilas de volteo, en pilas con sistema automático de aireación y en reactor. Biorrestauración o biorremediación in situ: consiste en promover la biodegradación de los contaminantes orgánicos del suelo mediante la estimulación de las poblaciones microbianas presentes en el suelo (autóctonas) o externas (alóctonas). Dicha estimulación se consigue mediante la inyección de nutrientes (nitrógeno y fósforo) y oxígeno (el oxígeno necesario se puede suministrar mediante ventilación con aire o mediante la aplicación de reactivos químicos, como el peróxido de hidrógeno). Cuando la limpieza del suelo contaminado es inviable o innecesaria, la actuación se puede limitar a prevenir o reducir los riesgos planteados por el mismo; normalmente, las medidas correctoras se basan en prevenir la migración de los contaminantes y el contacto directo con éstos en el lugar afectado. Una manera habitual de conseguir dicho objetivo es la utilización de distintos tipos de recubrimientos de la superficie del sitio (asfaltos, arcillas, plásticos), generalmente en forma de barreras; así se consigue el confinamiento de los contaminantes en la zona recubierta.
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Anexo: Actualización de la Legislación La continua actualización de la legislación en materia de medio ambiente implica que los apartados referentes a la misma de este libro se presenten desajustados en las sucesivas reimpresiones, por ello, se incluye este pequeño ANEXO en el que se actualizan las modificaciones legislativas de mayor importancia que se han producido desde la fecha de edición del mismo.
AGUAS Real Decreto 140/2003, de 7 de febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano. Este Decreto transpone la Directiva 98/83/CE, de 3 de noviembre, y actualiza la Reglamentación técnicosanitaria para el abastecimiento y control de calidad de las aguas potables de consumo público, aprobada en el Real Decreto 1138/1990, de 14 de septiembre. Real Decreto 606/2003, de 23 de mayo, por el que se modifica el Real Decreto 849/1986, de 11 de abril, por el que se aprueba el Reglamento del Dominio Público Hidráulico, que desarrolla los Títulos preliminar, I, IV, V, VI y VIII de la Ley 29/1985, de 2 de agosto, de Aguas. Observaciones: Este decreto se ha visto afectado por la Orden MAM/1873/2004, de 2 de junio, que desarrolla determinados aspectos relativos a la autorización de vertido y liquidación del canon de control de vertidos. Ley 62/2003, de 30 de diciembre, de medidas fiscales, administrativas y del orden social, que transpone la llamada Directiva Marco del Agua, Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas (DOCE n.º L 327, de 22.12.00) y modificada por la Decisión 2455/2001/CE (DOCE n.º L 331, de 15.12.01), por la que se aprueba la lista de sustancias prioritarias en el ámbito de la política de aguas. Modifica algunos aspectos del Real Decreto Legislativo 112001, de 20 de julio. Ley 11/2005, de 22 de junio y el Real Decreto Ley 2/2004, de 18 de junio del Plan Hidrológico Nacional que modifican la Ley 10/2001, de 5 de julio.
ATMÓSFERA INMISIÓN Dióxido de azufre (S0 2 ), Dióxido de nitrógeno (N0 2 ), Óxidos de nitrógeno (NOx), Partículas, Plomo, Benceno (C 6H 6 ) y Monóxido de carbono (CO): Real Decreto 1073/2002, de 18 de octubre. ©Ediciones Paraninfo
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Anexo: Actualización de la Legislación
Se traspone la Directiva 1999/30/CE del Consejo, de 22 de abril de 1999, relativa a los valores límite de dióxido de azufre, dióxido de nitrógeno y óxidos de nitrógeno, partículas y plomo en el aire ambiente (modificada por la Decisión de la Comisión 2001/744/CE, de 17 de octubre), así como la Directiva 2000/69/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 16 de noviembre de 2000, sobre los valores límite para el benceno y el monóxido de carbono en el aire ambiente. Ozono (03 ): Real Decreto 1796/2003, de 26 de diciembre, relativo al ozono en el aire ambiente. Establece para volúmenes de gas medidos a 293 K y 101,3 kPa, valores objetivo de concentraciones de ozono para proteger tanto la salud de las personas como la vegetación, que deberán alcanzarse, respectivamente, en el trienio o el quinquenio que comienzan en el año 2010, así como objetivos más estrictos que habrán de conseguirse a largo plazo. -
Valor objetivo para la protección de la salud humana: Máximo de las medias octohorarias del día, 120 µg/m 3 que no deberá superarse más de 25 días por cada año civil de promedio en un período de 3 años. Valor objetivo para la protección de la vegetación: AOT40, calculada a partir de valores horarios de mayo a julio, 18.000 µg/m 3 ·h de promedio en un período de 5 años. Umbral de información a la población: promedio horario 180 µg/m 3 • Umbral de alerta a la población: promedio horario 240 µg/m 3 •
Ruido: Ley 37/2003, de 17 de noviembre. El ruido en su vertiente ambiental, no circunscrita a ámbitos específicos como el laboral, sino en tanto que inmisión sonora presente en el hábitat humano o en la naturaleza, no ha sido tradicionalmente objeto de atención preferente en la normativa protectora del medio ambiente. En esta Ley se trata tanto del ruido propiamente dicho, perceptible en forma de sonido, como de las vibraciones: tanto uno como otras se incluyen en el concepto de contaminación acústica. El objeto de esta Ley es prevenir, vigilar y reducir la contaminación acústica, para evitar y reducir los daños que de ésta pueden derivarse para la salud humana, los bienes o el medio ambiente.
EMISIÓN Real Decreto 117/2003, de 31 de enero, sobre limitación de emisiones de compuestos orgánicos volátiles debidas al uso de disolventes en determinadas actividades. Tiene por objeto prevenir o reducir los efectos nocivos que para las personas y el medio ambiente pueden derivarse de algunas actividades que utilizan en sus procedimientos de fabricación o de trabajo disolventes orgánicos en cantidades importantes. RESOLUCIÓN de 11 de septiembre de 2003, de la Secretaría General de Medio Ambiente. Publica el Acuerdo de 25 de julio de 2003, del Consejo de Ministros, por el que se aprueba el Programa nacional de reducción progresiva de emisiones nacionales de dióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, compuestos orgánicos volátiles y amoniaco.
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El objetivo de este programa es establecer medidas conducentes a que se cumplan los valores de techos nacionales de emisiones de contaminantes establecidos para nuestro país, que expresados en kilotoneladas año (kt) son los siguientes: -
S02 746 NOX847 COV662 NH3 353
Real Decreto 430/2004, de 12 de marzo. Se establecen nuevas normas sobre limitación de emisiones a la atmósfera de dióxido de azufre, de óxidos de nitrógeno y de partículas procedentes de grandes instalaciones de combustión, y se fijan ciertas condiciones para el control de las emisiones a la atmósfera de las refinerías de petróleo. PROTOCOLO DE KYOTO: El día 16 de febrero de 2005, tras la ratificación por Rusia el 19 de noviembre de 2004 entró en vigor el Protocolo de Kyoto en el que se establecen límites a la emisión de gases, o familias de gases, de efecto invernadero: C0 2, CH4 , N20, CFCs, HCFCs y SF6• El 20 de Junio de 2005 entró oficialmente en funcionamiento el Registro Nacional de Derechos de Emisión (RENADE). Este registro es un elemento esencial para el seguimiento del cumplimiento de las obligaciones del Protocolo de Kyoto, así como para el establecimiento y funcionamiento del sistema comunitario de comercio de derechos de emisión que ha comenzado en este año 2005.
RESIDUOS Y SUELO Orden MAM/304/2002, de 8 de febrero, por la que se publican las operaciones de valorización y eliminación de residuos y la lista europea de residuos. Esta Orden deriva de la Decisión 2000/532/CE, de la Comisión, de 3 de mayo (posteriormente modificada por las Decisiones de la Comisión, 2001/118/CE, de 16 de enero, 2001/119/CE, de 22 de enero y 2001/573/CE, de 23 de julio) mediante la que se aprueba la Lista Europea de Residuos y establece los mecanismos de identificación de los residuos peligrosos. Deroga la resolución de 17 de noviembre de 1998, por la que se publica el Catálogo europeo de Residuos (CER). Real Decreto 1383/2002, de 20 de diciembre, sobre gestión de vehículos al final de su vida útil, que incorpora al derecho interno la Directiva 2000/53/CE del Parlamento Europeo y del Consejo. En este Real Decreto se establecen medidas preventivas desde la fase de concepción del vehículo, tendentes a disminuir y limitar la utilización de sustancias peligrosas en su fabricación, así como a facilitar la reutilización, el reciclado y la valorización de sus distintos elementos. Real Decreto 99/2003, de 24 de enero, por el que se modifica el Reglamento sobre notificación de sustancias nuevas y clasificación, envasado y etiquetado de sustancias peligrosas, aprobado por el Real Decreto 363/1995, de 10 de marzo (BOE n.º 30, de 04.02.03). Corrección de errores (BOE n.º 73, de 26.03.03). Incorpora parcialmente la Directiva 2001/58, en lo referente a las sustancias peligrosas. Real Decreto 653/2003, de 30 de mayo, sobre incineración de residuos que incorpora al ordenamiento interno la Directiva 2000176/CE, con la finalidad de © Ediciones Paraninfo
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Anexo: Actualización de la Legislación
limitar al máximo los efectos ambientales de las actividades de incineración y coincineración de residuos. Deroga el Real Decreto 1088/1992, de 11 de septiembre, el Real Decreto 1217/1997, de 18 de julio, sobre incineración de residuos peligrosos y el apartado décimo y ANEXO I I de la Orden ministerial de 28 de febrero de 1989, modificada por la de 13 de junio de 1990, mediante la que se regula la gestión de los aceites usados. Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, por el que se establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados. Con este Real Decreto se da cumplimiento a lo previsto en la Ley 10/1998, de 21 de abril, de Residuos, una vez consultadas las comunidades autónomas. Real Decreto 208/2005, de 25 de febrero, sobre aparatos eléctricos y electrónicos y la gestión de sus residuos, que deriva de la Directiva 2002/96/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 27 de enero de 2003, modificada en su artículo 9 por la Directiva 2003/108/CE. Con este Real Decreto se pretende reducir la cantidad de estos residuos y la peligrosidad de los componentes así como fomentar la reutilización y la valorización de este tipo de residuos.
GESTIÓN MEDIOAMBIENTAL Ley 16/2002, de 1 de julio, de prevención y control integrado de la contaminación (Ley IPPC). Esta ley incorpora al ordenamiento jurídico español la Directiva 96/61/CE, del Consejo, de 24 de septiembre, relativa a la prevención y al control integrado de la contaminación (Directiva IPPC), mediante la que. se establecen medidas para evitar, o al menos reducir; las emisiones de las actividades industriales a la atmósfera, el agua y el suelo, incluidos los residuos, para alcanzar un nivel elevado de protección del medio ambiente considerado en su conjunto. La Directiva IPPC (y por consiguiente la Ley IPPC española) supedita la puesta en marcha de las instalaciones incluidas en su ámbito de aplicación a la obtención de un permiso escrito (en España se ha denominado autorización ambiental integrada), que deberá concederse de forma coordinada cuando en el procedimiento intervengan varias autoridades competentes; en este permiso se fijarán las condiciones ambientales que se exigirán para la explotación de las instalaciones y, entre otros aspectos, se especificarán los valores límite de emisión de sustancias contaminantes, que se basarán en las mejores técnicas disponibles y tomando en consideración las características técnicas de la instalación, su implantación geográfica y las condiciones locales del medio ambiente. Modificada por la Ley 1/2005, por la que se regula el régimen del comercio de derechos de emisión de gases de efecto invernadero. Nonna UNE-EN ISO 19011:2002, sobre Directrices para la auditoría de los sistemas de gestión de la calidad y/o ambiental. Esta Norma anula y sustituye a las Normas UNE-EN ISO 14010:1997, UNE-EN ISO 14011:1997 y UNE-EN ISO 14012:1997 y está enfocada a unificar la sistemática de las auditorías de los sistemas de gestión de la calidad y de los sistemas de gestión medioambiental. Nonna UNE-EN ISO 14001:2004, sobre Sistemas de Gestión Medioambiental: Requisitos con orientación para su uso. Esta nueva edición de la Norma anula y sustituye a la anterior versión UNE-EN ISO 14001: 1996 y está enfocada a proporcionar claridad sobre la primera edición, teniendo en cuenta las disposiciones de la Norma ISO 9001 con el fin de mejorar la compatibilidad de an1bas Normas.
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Bibliografía Este libro ha sido concebido como un manual básico para una primera toma de contacto con los problemas medioambientales. Creemos que el contenido de un solo libro nunca es suficiente para abordar una materia con el rigor y la profundidad que exige el trabajo universitario, por ello, el alumno deberá realizar una labor propia de consulta y estudio en otros manuales y acudir a monografías o textos más especializados cuando trate de profundizar en un tema determinado o en aspectos concretos que en el presente libro sólo han sido esbozados. Para ayudarle en su búsqueda incluimos una serie de referencias que consideramos útiles por su contenido y nivel.
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Indice alfabético
A
Ablandamiento de aguas, 140, 174, 185. Con aluminato sódico, 178. Con fosfatos, 178. Intercambio iónico, 176. Método de la cal y de la sosa, 175. Acidez Parámetro de calidad del agua, 73. Acidificación del suelo Causas, 640, 644. Efectos, 640, 644. Ácidos húmicos y fúlvicos En aguas naturales, 43, 61, 73. Estructuras químicas, 633. Formación de complejos, 56. Actividad específica Definición, 612. Adsorción con carbón activo, 140, 178 Aplicaciones, 180. Capacidad de adsorción, 179. En tratamiento terciario, 223, 269. Naturaleza, 179. Aerobios Procesos en aguas naturales, 60, 76, 66. Tratamientos en aguas residuales, 271. Aerobiosis Zonas de, 52, 53, 54. Agente naranja, 111. Agente quelante, 57. Agente solidificante Métodos de aplicación, 579. Tipos, 578. Agresividad del agua, 72. Agua Abundancia, 32. Atmosférica, 43. Calores latentes, 38, 39. Capacidad calorífica, 38, 39. Capacidad disolvente, 40. Ciclo del, 32, 35. Consumo de, 36. Contaminación, 33, 34, 63. Conductividad eléctrica, 39. Conductividad térmica, 39. Constante dieléctrica, 39, 40. Contaminantes del, 63. © Ediciones Paraninfo
Demandas de, 36, 37, 38. Densidad, 39. Desionizada, 167. Desmineralizada, 167, 168. Fotodescomposición del, 31. Legislación del, 289. Momento dipolar, 39, 40. Potencial redox del, 51, 53, 54. Propiedades, 39. Recursos de, 33, 34, 37. Recursos per per, 343. Temperaturas de fusión y ebullición, 39, 40. Tensión superficial, 39, 40. Usos del, 34, 38. Uso agrario, 35, 36. Uso doméstico, 35, 36. Uso industrial, 35, 36, 37. Usos consuntivos, 35. Aguas blancas, 195. Aguas de baño Calidad de, 292, 293. Aguas de calderas, 183. Tratamiento, 187. Aguas de consumo Potabilización de: 139. Aguas de proceso industrial, 190. Aguas de refrigeración, 183. Tratamientos, 188. Aguas de uso agrícola Índices de calidad, 286, 293. Aguas de uso industrial, 182 Calidad, 293. Tratamiento, 182. Aguas edáficas Características, 44. Aguas fluviales Composición y Características 44. Iones principales, 45. Aguas lacustres Características y Estratificación, 44. Iones principales, 45. Aguas marinas Características, 44. Composición e Iones principales, 45. Aguas naturales Calidad en diferentes, 47. Composición, 41, 43.
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D
Índice alfabético
Diagramas pE-pH, 53. Especies mayoritarias, 46. Procesos físico-químicos, 47, 48. Aguas negras, 195, 196. Aguas potables (ver aguas de consumo). Legislación, 291. Aguas residuales Agrarias (agropecuarias), 199, 200. Agrícolas, 78, 199. Composición, 194. Depuración, 193. Efectos, 200. Ganaderas, 199. Industriales, 78, 196, 261. Legislación, 293, 294, 297. Reutilización, 277, 279. Urbanas, 78, 195, 197. Aguas residuales industriales Composición, 194, 198, 264. Contaminantes en, 198. Minimización, 276. Tratamientos de, 261. Biológicos o secundarios, 262, 270. Físico-químicos, 262, 263, 264. Pretratamientos, 262, 263. Primarios, 262, 263, 266. ...Terciarios, 262, 266. Aguas residuales urbanas Composición, 194, 197. Depuración, 204. Pretratamiento, 204, 205. Tratamiento primario, 204, 210, 222. Tratamiento biológico (secundario), 204, 211, 222. Tratamiento terciario, 204, 223. Planta depuradora, 206. Tratamiento físico-químico, 243. Métodos, 245, 246. Aguas subterráneas Características, 44. Aguas superficiales destinadas a potables Calidad de, 289, 290. Legislación, 293. Aireación En aguas industriales, 185. En aguas naturales, 141, 139. Albita, disolución, 50. Alcalinidad En depuración anaerobia, 220. Parámetro de calidad del agua, 71. Aldrin, 110, 112. Algas, 81, 82. Almacenamiento de residuos Definición, 461.
Alquilbencenosulfonatos, 102. Amonificación, 212. Amonio, ión Concentración en lagos, 101. Anabólicas, reacciones, 213. Anaerobios Procesos en aguas naturales, 60, 76, 77. Tratamientos en aguas residuales, 271. Anaerobiosis Zonas de, 52, 53, 54. Análisis del ciclo de vida, 593. Análisis elemental De residuos, 470. Anoxia Desnitrificación por, 226. Zonas de, 52, 53, 54. Antagonismo, 83, 90. Arrastre con aire, 266. Arrastre con vapor, 266. Arsénico, 86, 91. Pesticidas de, 109. Toxicidad, 83, 84. Atmósfera planetas sistema solar; 305. Atmósfera terrestre Aerosoles en la, 307. Capa de ozono estratosférica, 315 . Composición, 306. Espectro absorción especies oxigenadas, 310. Estabilidad atmosférica, 406. Estructura y propiedades, 301. Fotodisociación, 314. Fotoionización, 314. Gases en la, 306. Génesis de la, 304. Iones y radicales libres, 312. Moléculas excitadas, 312. Procesos fotoquímicos, 312. Radiación solar: absorción, 309. Radiación solar: dispersión, 310. Radiación solar: espectro, 309. Radiación solar: reflexión, 310. Radiación terrestre: espectro, 309. Radiaciones en la, 308. Radical hidroxilo, 313. Regiones, 301. Regiones altas, 314. Tiempo de permanencia gases, 306. Auditoría medioambiental, 276. Autoclave Desinfección por, 61 O. Autodepuración, 77, 78. Autótrofos, microorganismos, 211, 212.
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Índice alfabético Azufre Reducción en los combustibles, 384.
B Bacterias, 81, 83 Acetogénicas, 220. Acidogénicas, 220. Eliminadoras de fósforo (PolyP), 226, 227. Hidrolíticas, 220. Metanogénicas, 220. Bajo coste Tratamientos o depuración de, 246. Aplicación sobre el terreno, 251. Clasificación, 24 7. Contactares biológicos rotativos, 256. Decantación-digestión, 257. Filtración artificial, 255. Lagunaje, 248. Balance hídrico(hidráulico), 33, 37. Bauxita, 495. Baygon, 114. Benceno Legislación atmosférica de niveles de inmisión, 443. Becquerelio, 611. Bioacumulación, 78, 82 Coeficiente (factor) de, 117, 118, 136. De HAPs, 135, 136. De plaguicidas, 117. Biocidas, 161, 186. Biofiltro, 483. Biogás, 219, 220. Aprovechamiento, 222. Composición del gas procedente de una fermentación anaerobia, 221, 521. Fases en la formación del gas en un vertedero, 519. Gestión en un vertedero de residuos peligrosos, 585. Biogasificación (biometanización) Definición, 521. Biológicos, fenómenos En aguas naturales, 47, 60. Biomasa, 211. Definición, 597. En suspensión, 213, 247, 258, 272. Estacionaria o adherida, 213, 247, 248, 272. Valorización agraria de la biomasa vegetal, 603. Valorización energética, 600. © Ediciones Paraninfo
D
Biometalación, 643. Biometanización (metanización), 521, 603. Bionutrientes, 97, 98, 101, 224, 280 En depuración biológica, 221. Biorremediación, 650. Blanqueadores, 106, 107. Bolsas de residuos, 592. Break-point (ver punto de ruptura) Bulking, 214.
e Cadmio, 89, 91. Calcio Eliminación de en aguas naturales, 175. Calendario ecológico, 27. Caliza Deterioro por lluvia ácida, 363. Disolución congruente, 50. Solubilidad, 46. Cámara secundaria de combustión, 500. Capacidad de intercambio aniónico, 639. Capacidad de intercambio catiónico, 638. Características microbiológicas de las aguas, 81. Características organolépticas, 64, 65. Carbamatos, 109, 113, 118. Carbaril, 113. Carbón activado (activo) Adsorción con, 140, 178. Aplicaciones, 180. Capacidad de absorción, 179. Enpolvo, 179, 180. Granular, 178, 180. Naturaleza, 179. Carbonato Como coadyuvante, 106, 107. Carbono fijo, 470. Carbono orgánico total, 80 Valor en el lixiviado, 516, 517. Carboxihemoglobina, 344. Carcinógeno, 83. Catabólicas, reacciones, 212. Catálogo europeo de residuos, 453, 457. Cenizas Procedentes de incineración de residuos 498, 503, 567. Centrifugación Deshidratación por, 239. CFCsyHCFCs Acción sobre el ozono estratosférico, 429. Características, 429, 439.
663
D
Índice alfabético
Influencia en el efecto invernadero, 419, 421. Nomenclatura y nombres comerciales, 431. Sustitutos de CFCs, 439. Chick, ley de, 156. Cianuro, ión Agente complejante, 56. Eliminación, 160. Oxidación, 275. Toxicidad, 84. Ciclo fotolítico de los NOx 347 Intervención de hidrocarburos, 352. Ciclo hidrológico, 33, 35. Ciclodienos dorados, 110. Ciclos biogeoquímicos, 316 Ciclo del azufre, 323. Ciclo del carbono, 318. Ciclo del nitrógeno, 320. Ciclo del oxígeno, 324. Clarificación, 211. Citrato de sodio, 105, 107. Cloración Curva de, 154. Inconvenientes de la, 156. Subproductos de la, 156. Ventajas de la, 157. Cloraminas Desinfección con, 158. Clorinidad, 69. Cloro Demanda de, 154. Desinfección con, 153. Dosis de, 141, 154. Combinado residual, 154, 155. Libre residual, 154, 155. Reacciones en agua, 153, 154. Clorobencenos, 11 O. Clorofenoxiácidos, 109, 111, 118. Clostridium sulfitorreductores, 82. Coadyuvantes (ver secuestrantes) Como agentes complejantes, 56. Contaminación por, 103. En detergentes, 102, 107. Coagulación De residuos peligrosos, 579. Definición, 143. Mecanismos de, 144. Tratamiento terciario de, 223. Coagulación-floculación, 139, 142, 243, 265, 266. Coagulantes, 144. Coeficiente de reparto octanol-agua, 135. Coliformes fecales, 82.
Coliformes totales, 82. Color del agua, 65 Color aparente, 65. Color verdadero, 65. Combustible nuclear Ciclo, 613, 614. Combustible gastado, 617, 618. Obtención, 614. Productos de fisión, 614, 615. Reprocesamiento, 615. Combustibles alternativos, 377. Complejos( Compuestos de coordinación), 55 Constantes de inestabilidad de, 55. Variación de la solubilidad por formación de, 59. Compost Control biológico de plagas, 487. Definición, 480. Efectos negativos en los suelos, 486. Elementos presentes, 486. Mejoras producidas en los suelos, 486. Microorganismos patógenos, 487. Producción en España, 481. Compostaje Aireación, 485. Compostaje de residuos ganaderos, 603. Compostaje de suelos contaminados, 650. Control de microorganismos patógenos, 486. Definición, 480. Degradación de la fracción orgánica, 481. Grado de estabilización, 486. Humedad durante el proceso, 484. Instalaciones de una planta de compostaje, 481, 482. Objetivos, 480. Operaciones a realizar, 481. Parámetros a controlar, 483. pH, 485. Población microbiana, 485. Programa nacional de compostaje, 529. Relación C/N, 484. Tamaño de partículas, 485. Temperatura del proceso, 483. Compuestos inorgánicos Contaminantes naturales en la atmósfera, 327. Compuestos orgánicos Contaminantes naturales de la atmósfera, 326. Compuestos orgánicos persistentes, 78, 115.
664 ©Ediciones Paraninfo
Índice alfabético Compuestos Orgánicos Volátiles (COVs) Control de emisiones. 379. Efectos de HC atmosféricos. 354. En el gas de vertedero, 518. En la atmósfera. 350. Evolución en la atmósfera a oxidantes fotoquímicos. 351. Fuentes de emisión a la atmósfera. 350. Influencia en el smog fotoquímico. 352. Origen natural. 351. Procedentes de la incineración de residuos urbanos, 500. Concentración contaminantes Concepto ppb en aire. 330. Concepto ppm en aire. 330. Unidades masa/volumen en aire. 330. Concentración efectiva, 82 De pesticidas, 118. Concentración letal, 83. Conductividad, 68 Parámetro de calidad, 64. Congelación Obtención de agua potable por, 162. Contactores biológicos rotativos, 248, 256 Esquema de tratamiento por, 258. Contaminación atmosférica Concepto de emisión, 331. Concepto de inmisión, 331. Contaminación acústica, 333. Contaminación de naturaleza física, 333. Contaminación de naturaleza química, 335. Contaminación por radiación electromagnética, 334. Contaminación radiactiva, 335. Contaminantes primarios, 335. Contaminantes secundarios, 335. Control de la, 373. Datos Inventario Corine-aire, 337, 338. Definición, 325. Disminución del ozono estratosférico, 425. Dispersión de contaminantes, 401. Distribución de emisiones por CCAA, 340. Factor efecto, 338. Fuentes fijas, 328. Fuentes antropogénicas, 328. Fuentes Inventario Corine-aire, 328, 337, 338. Fuentes móviles, 328. Fuentes naturales, 326. Legislación de Emisión, 445. © Ediciones Paraninfo
O
Legislación Inmisión, 441. Redes de vigilancia, 44 7. Unidad Dobson de medida de ozono, 426. Unidades de concentración, 330. Contaminación del agua Definición, 63. Parámetros indicadores de, 64. Contaminación radiactiva En la atmósfera, 335. Control de la contaminación atmosférica, 373 Focos fijos, 378. Métodos de absorción, 378. Métodos de adsorción, 378. Focos móviles, 376. Empleo de combustibles alternativos, 377. Mejora de la combustión, 376. Reactores térmicos o catalíticos, 376. Métodos de Absorción, 378. Métodos de Adsorción, 378. Monóxido de carbono e hidrocarburos, 379. Métodos de combustión auxiliar, 379. Otros métodos, 381. Óxidos de Azufre, 384. Métodos de desulfuración por vía seca, 388. Métodos de desulfuración por vía húmeda, 385. Reducción del contenido de azufre de combustibles, 384. Óxidos de Nitrógeno, 381. Control de la combustión, 382. Métodos de desnitrificación por vía seca, 383. Métodos de desnitrificación por vía húmeda, 384. Partículas, 388. Colectores secos, 389. Colectores húmedos, 391. Filtros, 395. Precipitadores electrostáticos, 396. Control de problemas ambientales, 24. Corrosión Causada por el agua, 74. Control de la, 184. Electroquímica, 181. Influencia de la lluvia ácida, 361. Inhibidores de la, 182, 186. Prevención de la, 140, 181. Cosechas Daños en, 69, 70, 74.
665
O
Índice alfabético
Costes de la contaminación, 25. Cribado (ver Desbaste), 139, 263, 266. Crisis ambiental, 21 Desequilibrios derivados 22. Curio, 611.
D Dafnias, ensayo de, 82, 118. DDT, 109, 112, 113, 117, 118, 119, 121. Decantación En aguas residuales urbanas, 210. En potabilización de aguas, 139, 147. Lamelar, 14 7. Primaria, 206, 210. Secundaria, 206. Decantador Accelator, 148, 149. Dinámico o contacto de fangos, 147, 211. Estático, 147, 211. Primario, 210. Pulsator, 148, 147. Degradación biológica Aerobia, 77, 212. Anaerobia, 77, 212. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO) Definición y valores, 79. Eliminación de, 213, 222. EnARI, 198, 199. EnARU, 195, 197. Relación con DQO, 80. Valor en el lixiviado, 516, 517. Demanda química de oxígeno (DQO) Definición, 80. Eliminación de, 222. EnARI, 198. EnARU, 195, 197. Relación con DBO, 80. Valor en el lixiviado, 516, 517. Densidad de carga, 233. Deposición Seca de partículas, 368. Húmeda de partículas, 368. Depósito de seguridad, 553, 580. Depuración aerobia, 212 Ventajas e inconvenientes, 221. Depuración anaerobia, 219 Ventajas e inconvenientes, 221. Depuración de gases de incineración, 502, 564. Desaceitado, 265.
Desalación de aguas, 140, 161 Procesos de, 163. Desarenado, 206, 207. Desarenadores Aerados, 208, 209. De flujo horizontal, 208. Desarrollo sostenible, 26. Desbaste De aguas naturales, 139, 140. De aguas residuales urbanas, 205. Desengrase, 209. Desgasificación, 185. Desinfección Con biocidas, 161. Con cloraminas, 158. Con cloro, 153. Con dióxido de cloro, 157. Con ozono, 158. De residuos sanitarios, 610. En potabilización de aguas, 140, 150. En tratamiento terciario, 228. Métodos físicos, 153. Métodos químicos, 153. Desnatado (ver desengrase) Desnitrificación, 226. Desnitrificación, 54. Desorción térmica, 648. Destilación Características de la, 162. En tratamiento terciario, 228. Instantánea de efecto múltiple, 162, 164. Obtención de agua potable por, 162. Detergencia, 1O1. Detergentes Agentes complejantes en, 56. Composición, 102, 107. Ecológicos, 106. Detoxificación, 577. Digestores anaerobios, 271, 273 De contacto, 271, 273. De doble etapa, 274. De filtro anaerobio, 272, 273. De flujo pistón, 272. De lecho expandido o fluidizado, 272, 273. De lecho fijo, 272. De lecho suspendido UASB, 272. De mezcla completa, 272. Dióxido de azufre Límites de emisión en incineración de RP, 566. Procedente de incineración de RU, 504. Dióxido de carbono Emisiones distintos países, 421, 422.
666 ©Ediciones Paraninfo
Índice alfabético En composición de la atmósfera natural, 306. En equilibrio en el agua, 72. Incremento de emisiones, 417. Influencia en efecto invernadero, 416. Libre, en agua, 72. Solubilidad en agua, 49. Dióxido de cloro Desinfección con, 157. Dioxinas, 121 Accidente de Seveso, 596. Factores de equivalencia tóxica, 566. Fuentes de, 122, 506. Límites de emisión en incineración de RP, 566. Límites de emisión para vertidos de incineración, 567. Problemas ambientales, 123. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 505. Disminución de la capa de ozono estratosférica, 425 Acción de CFCs, 429. Acción de los NOx, 428. Unidad Dobson, 426. Variación de la concentración atmosférica, 427. Disolución Congruente, 50. De gases en agua, 48. De sales minerales en agua, 49. Incongruente, 50. Disolución acuosa del suelo, 631. Dispersantes En control de incrustaciones, 184. Dispersión de contaminantes en la atmósfera, 401 Influencia de factores topográficos, 408. Influencia del gradiente vertical de temperaturas, 405. Influencia del viento, 403. Dosis equivalente, 83. Dosis letal, 83 De pesticidas, 115, 118. Dureza, 70 Dureza permanente, 70, 175. Dureza temporal, 70, 174. Dureza total, 70.
E
Edafodepuración, 251. Edafón, 635. © Ediciones Paraninfo
O
EDTA (etilendiaminotetracético), 105, 107, 184. Complejos de, 55, 56. Efecto del ión común, 58, 62. Efecto invernadero, 413 Antropogénico, 415. Causas, 416. Emisiones de sustancias ajenas a la composición natural de la atmósfera, 419. Incremento de emisiones de gases ilnvernadero, 4l6, 417, 418, 420. Medidas a tomar para su disminución, 420. Natural, 413. Variaciones anómalas anuales de temperatura, 415. Efecto salino, 58, 62. Efluentes (ver aguas residuales) Electrodiálisis Celdas de, 172, 173. Membranas de, 172. Obtención de agua potable por, 162, 163, 171. Tratamiento de aguas residuales, 268. Electromigración, 649. Elementos traza, 94. Eliminación de residuos Definición, 461. Elutriación, 242. Emisario submarino, 205. Emisión Atmósfera: concepto de, 331, 441. En la atmósfera, legislación, 445. Límites legales a la atmósfera para industrias, 446. Límites legales a la atmósfera de maquinarias y equipos, 447. Factores de, 445. Envases y residuos de envases Ley 11/1997 sobre tratamiento y gestión, 458. Objetivos de gestión, 458. Programa Nacional de Residuos de Envases y Envases Usados, 527. Real Decreto 782/1998, 459. Sistemas de depósito, devolución y retorno, 458. Sistemas integrados de gestión (SIG), 458. Uso generalizado, 454. Enzimas, 106. Epilimnion, 44, 101. Equilibrio ecológico, 19. Eras de secado, 236.
667
O
Índice alfabético
Escorias Procedentes de incineración de residuos 498, 503, 567. Escorrentía, 71 Subterránea, 33. Superficial, 33. Espectro electromagnético, 308. Estabilización De residuos peligrosos, 576. De residuos urbanos, 522. Etapas, 523. Grado de estabilización del compost, 486. Propiedades del producto obtenido, 523. Estabilización/solidificación De residuos peligrosos, 576. Para suelos contaminados, 649. Estación de transferencia Definición, 461. Tipos, 474. Estafilococos, 82. Estiércol Definición, 598. Estratosfera, 302. Estreptococos fecales, 82. Eutrofia Nivel de, 100. Eutrofización, 97 De embalses, 100. Zonas sensibles a la, 99. Evaluación de impacto ambiental, 594. Evapotranspiración, 33, 35. Evolución comportamiento humano, 20. Exosfera, 303. Extensión problemas ambientales, 23.
F
Factor de equivalencia tóxica, 123, 124. Factores de emisión de contaminantes atmosféricos, 445. Fangos (ver lodos). Fase sólida del suelo Composición de la fracción inorgánica, 631. Composición de la fracción orgánica, 632. Efectos de la fracción orgánica en el suelo, 634. Estructura de los silicatos 632. Fracción húmica, 634. Feldespatos En aguas naturales, 46.
Fermentación, 54 Aerobia en un vertedero, 514. Anaerobia en un vertedero, 514. Anaerobia: proceso de biogasificación, 521. Fertilizantes Contaminación del suelo, 643. Producción a partir de la biomasa vegetal residual, 603. Filosilicatos, 632. Filtración A presión, 149. En potabilización de aguas, 139, 149. En profundidad o lecho filtrante, 149. En superficie, 149. Por gravedad, 149. Tratamiento terciario de, 223. Filtración artificial, sistemas de, 255. Filtros A vacío, 238. Banda, 237. De arena, 150, 247, 255. Multicapa o mixtos, 149. Prensa, 236. Filtros biológicos (bacterianos o percoladores), 216, 248 Esquema de, 217, 218. Filtros verdes, 247, 251. Fisión Subproductos de la fisión de uranio, 615. Floculación, 145 Definición, 143. Mecanismo de, 147. De residuos peligrosos, 579. Floculantes, 145. Flujo superficial, sistema de, 252. Flujo libre, 253, 254. Flujo subsuperficial, 253, 254. Forsterita Hidrólisis de la, 49. Fosa séptica, 248, 258. Fósforo Eliminación de, 224, 226. Fósforo total, 99, 100. Concentración en lagos, 101. Fotodegradación Directa en agua, 60. Indirecta en agua, 60. Fotosíntesis, 32, 48. Fracción húmica del suelo, 634, 637. Freundlich, isoterma de, 180. Funguicidas, 109, 110.
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Índice alfabético Furanos(benzofuranos), 121 Factores de equivalencia tóxica, 566. Fuentes de, 122, 506. Límites de emisión en incineración de RP, 566. Límites de emisión para vertidos de incineración, 567. Problemas ambientales, 123. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 505. G
Galvanotecnia Industria de, 56. Tratamiento de aguas residuales, 275. Gases En aguas naturales, 41, 47. En el agua atmosférica, 43. Solubilidad en agua, 48. Gases ácidos Límites de emisión en incineración de RP, 566. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 505. Gas de vertedero Composición, 518. Fases en la formación, 519. Tratamiento, 520. Gasificación De residuos agrícolas y forestales, 601. De residuos urbanos, 522. Gestión de residuos Definición, 461. Estrategia Comunitaria, 457. Gestión de residuos peligrosos, 551. Gestión de residuos radiactivos, 617. Gestión de residuos sanitarios, 607. Gestión de residuos urbanos, 4 72. Normas españolas sobre gestión de residuos, 458. Opciones de gestión, 457. Gestor de residuos Definición, 460. Glicólisis, 213. H
Habitante equivalente, 199. Halita, 49. Haloformos (ver trihalometanos) HCFCs (Hidroclorofluorocarbonos} Acción sobre el ozono estratosférico, 439. © Ediciones Paraninfo
O
Características, 439. Influencia en el efecto invernadero, 419. Henry, ley de, 48, 75. Herbicidas, 108, 109, 111. Heterosfera, 304. Heterótrofos, microorganismos, 211. Hexaclorociclohexano, 110. Hidráulico Balance, 37. Déficit, 33, 37, 38. Superávit, 37, 38. Hidrocarburos Biodegradación de, 131. Control de emisiones atmosféricas, 376, 379. Efectos de HC atmosféricos, 354. Efectos en el medio marino, 128. En aguas, 124. En la atmósfera, 350. Evolución en la atmósfera a oxidantes fotoquímicos, 351. Fotooxidación de, 131. Fuentes de contaminación por, 125. Fuentes en la atmósfera, 350. Influencia en el smog fotoquímico, 352. Origen natural en la atmósfera, 326. Solubilidad en agua, 129. Vertido de, 129, 130. Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), 132. Bioacumulación de los, 135, 136. Estructura, 133, 134. Fuentes de, 133. Persistencia de los, 135, 136. Propiedades de los, 133. Solubilidad en agua, 133. Toxicidad, 133, 136. Hidrocarburos dorados, 109, 113, 118. Hidrólisis y fermentación De residuos agrícolas y forestales, 602. Hidroxilo Radical, en agua, 60. Radical, en atmósfera terrestre, 313. Hipolimnion, 44, 101. Homogeneización, 263, 266. Homosfera, 304. Hongos, 83. Horizontes del suelo, 635. Horno de incineración De hogar fijo, 562. De inyección líquida, 560. De lecho fluidizado, 560. De parrilla móvil, 563. De pisos, 563.
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D
Índice alfabético
Rotatorio, 500, 558. Tipos, 558. Humedales, sistema de, 247, 253.
1
Imhoff, tanque, 248, 259. Incineración Cantidad de oxígeno necesario, 499. Caracterización del residuo a incinerar, 555. Catalítica del CO, 380. Contaminantes atmosféricos procedentes de la incineración de RU, 504. Definición de instalación de incineración, 554. Definición, 498, 553. Directiva 2000176/CE, 463, 554. Incineración de residuos peligrosos, 553. Incineración de residuos sanitarios, 610. Incineración de residuos urbanos, 498. Incineración de suelos contaminados, 648. Llama directa del CO, 379. Parámetros a controlar, 498, 556. Plantas incineradoras de residuos urbanos en España, 498. Reacciones de combustión de residuos, 499. Real Decreto 1217/1997, 458, 463, 556. Residuos incinerables, 557. Temperaturas de incineración de residuos peligrosos, 556. Térmica del CO, 379. Ventajas e inconvenientes, 498, 568. Incinerador pirolítico, 562. Incineradora de residuos peligrosos Componentes de la planta, 557. Condiciones de funcionamiento, 556. Límites de emisión en los gases de combustión, 565. Límites de emisión para vertidos de incineración 566. Recuperación térmica de los gases, 564. Subproductos de incineración, 554. Tipos de hornos de incineración, 558. Tratamiento de aguas residuales de la planta, 566. Tratamiento de gases, 564. Tratamiento de residuos sólidos de incineración, 567. Incineradora de residuos urbanos Componentes de la planta, 500.
Control de la contaminación atmosférica, 500. Descripción de los procesos en la planta, 500, 502. Economía, 503. Emisiones atmosféricas, 503. Emisiones líquidas, 503. Esquema de funcionamiento, 501, 502. Evacuación de rechazos, 503. Localización, 503. Plantas incineradoras en España, 498, 499. Incrustación Agentes de, 183. Control de la, 183. Tendencia a, 72. índice volumétrico de fangos, 214. índices de calidad de agua, 281 Automático, 286. Biológicos, 281, 287. Bióticos, 287. BMWP, 288. Chandler, 288. Trent, 288. Tuffery y Vemaux, 288. De saprobios, 288. Físico-químico, 282. General, 282. Otros, 284. De diversidad (Margalef), 289. De estado ambiental, 289. De relación, 289. Gabriel, 289. Para riego, 286. Criterio de salinidad, 286. Criterio de sodicidad, 286. Criterio de toxicidad ,287. Relación adsorción sodio, 286. Simplificado, 284. Índices de estabilidad de aguas, 189. Infiltración rápida, sistema de, 252, 253. Inhibidores De corrosión, 182,186. De tratamientos biológicos, 203, 204, 201. Inmisión Atmósfera: concepto de, 331, 441. En la atmósfera, legislación, 441. Insecticidas, 108, 109 Aceites, 114. Persistencia, 112. Toxicidad, 113. Interacción aditiva, 83, 90. Intercambio iónico En ablandamiento de aguas, 176.
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Índice alfabético En aguas naturales, 61. En tratamiento terciario, 228, 269. Obtención de agua potable por, 162, 163, 165. Rangos de aplicación, 268. Resinas de, 165, 176. Inversión térmica en la atmósfera, 407. Iones En aguas naturales, 41, 43, 45. Ionosfera, 303. Isótopo radiactivo, 611.
L
Lagunaje, 247, 248. Lagunas Aerobias o de maduración, 248. Aireadas, 247, 249. Anaerobias, 249. Continuas, 250. De afino, 223. De retención total, 250. Facultativas, 249. Semicontinuas, 250. Landfarming, 649. Langelier, índice de, 189. Le Chatelier Principio de, 59, 68. Lechos biológicos (ver Filtros) Lechos de turba, 247, 255. Legislación De Aguas, 289 Aguas continentales aptas para la vida de peces, 293. Aguas de baño, 291, 292, 293. Aguas de uso agrícola, 293. Aguas de uso industrial, 293. Aguas destinadas a la cría de moluscos, 293. Aguas superficiales destinadas a potables, 289, 290, 293. Autonómica, 294. Canon de vertido de aguas, 293. Cálculo importe, 294. Comunitaria, 293. Estatal, 294. Método disuasorio, 293. Método limitativo, 293. Vertido a cauce fluvial, 294. Vertido a colectores municipales, 297. Vertido de aguas residuales urbanas tratadas, 297. Límites específicos de calidad de aguas según usos, 291. © Ediciones Paraninfo
O
Normas generales, 291. Potables o de consumo público, 291. Legislación de aire, 441 Concepto de margen de tolerancia, 443. Disposiciones vigentes referentes a niveles de emisión, 445. Disposiciones vigentes referentes a niveles de inmisión, 441. Valores de alerta de contaminantes atmosféricos, 443. Valores guía de contaminantes atmosféricos, 442. Valores límite de contaminantes atmosféricos, 442. Legislación de residuos, 457. Normativa de envases y residuos de envases, 458. Normativa española, 458, 459. Normativa europea, 457. Licuefacción De residuos agrícolas y forestales, 602. Ligando, 55. Límite medio de tolerancia, 83 En metales, 95. Lindano, 110, 113. Línea de fangos (lodos), 229, 230, 206. Lisier, 598. Lista gris de contaminantes, 201. Lista negra de contaminantes, 201. Lixiviado Biodegradabilidad, 516. Composición, 516. Definición, 515. Gestión, 516. Parámetros a analizar, 516, 585. Tratamiento, 517, 585. Tratamientos biológicos, 517. Tratamientos físico-químicos, 517. Variación de la composición con la edad delvertedero,516,517. Lluvia ácida, 358. Efectos sobre ecosistemas, 360. Efectos sobre materiales, 361. Formación, 358. Intervención de HCl, 358. Intervención de NOx, 358. Intervención de SOx, 358. Mapa de isolineas de pH, 359. Lluvia alcalina, 359 Concepto, 359. Mapa, 360. Lodos (Fangos) Acondicionamiento de, 242. Biológicos (secundarios), 230, 234.
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D
Índice alfabético
Compresibilidad, 236. Concentración (espesamiento) de, 230. Deshidratación de, 231, 235, 236. Digestión aerobia de, 234. Digestión anaerobia de, 232. Estabilización de, 230, 231, 235. Evacuación de, 241. Incineración de, 241. Mixtos, 230, 234. Oxidación de, 242. Pirólisis, 242. Primarios, 230, 234. Secado de, 235, 240. Vertedero de, 241. Lodos (fangos) activos, 213, 248. Esquema del proceso de, 214. Problemas de funcionamiento en, 214. Variantes en los sistemas de, 215. Lodos de Depuradora Plan Nacional, 535. M
Macroencapsulación De residuos peligrosos, 577. Macrofitodepuración, 251. Magnesio Eliminación de, 175. Magnetosfera, 303. Margen de tolerancia, 443. Materia en suspensión (Ver Sólidos en suspensión) Materia orgánica Biodegradable, 76, 223, 280. En aguas naturales, 43. No biodegradable, 76, 78, 223, 280. Parámetro de calidad, 75, 76. Parámetros indicadores, 79. Materia volátil combustible De residuos urbanos, 470. Materiales absorbentes Para estabilización de residuos, 578. Mercurio, 88, 92, 95, 96. Mesosfera, 303. Metahemoglobinemia, 84. Metales Contaminación del agua por, 88. Efectos, 91. Evolución en el agua, 93. Fuentes, 90, 91. Funciones vitales, 94. Límites de emisión en incineración de RP, 566.
Límites de emisión para vertidos de incineración, 566. Persistencia, 92. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 504. Reciclaje, 496. Traza, 88, 94, 98. Metales pesados Complejos de, 56. Contaminación, 88. Efectos, 280. Funciones vitales, 94. Toxicidad, 83. Valor en el lixiviado, 516. Metano Concentración en la atmósfera, 418. Emisiones distintos países, 421. En composición de la atmósfera natural, 306. Formación en un vertedero, 518. Influencia en efecto invernadero, 417. Metanogénesis, 514. Meteorización Mecánica, 636. Química, 636. Método de la cal y de la sosa, 175 Modificaciones del, 176. Metoxiclor, 110. Microcontaminantes, 88. Eliminación, 160. Orgánicos, 78,83. Microencapsulación De residuos peligrosos, 577. Microfiltración, 267. Microorganismos patógenos Control en el compost, 486. Minamata (Japón), 92, 96. Mineralización De materia orgánica, 212. Minimización de residuos, 455 Implantación de un plan en empresas, 590. Mejoras en las empresas, 592. Opciones a realizar, 589. Monóxido de carbono Contaminante atmosférico, 340. Control de emisiones a la atmósfera, 379. Efectos del CO atmosférico, 344. Emisiones Corine-aire, 337, 338. Evolución en la atmósfera, 343. Formación en la atmósfera, 342. Fuentes en la atmósfera, 340. Intervención en el ciclo biogeoquímico del carbono, 320.
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Índice alfabético Legislación atmosférica, 444. Límites de emisión en incineración de RP, 565. Procedente de incineración de residuos urbanos, 504. Montmorillonita, 50, 61. Mutágeno, 83.
N Nanofi!tración, 267. Nernst, ecuación de, 50. Neumáticos Fuera de Uso Plan Nacional, 533. Reciclaje de neumáticos usados, 497. Neutralización, 263, 266. De residuos peligrosos, 571. Niigata (Japón), 92, 97. Nitrato, ión, 84. Como bionutriente, 97, 101. Concentración en lagos, 101. Oxidante en agua, 52. Nitratos de peroxiacilo en la atmósfera, 352 Formación, 353. Efectos, 355. Nitratos de peroxibenzoilo en la atmósfera, 352 Formación, 353. Efectos, 355. Nitrificación, 212. Nitrificación-desnitrificación, 225, 226. Nitrito, ión Toxicidad, 83, 84. Nitrobacter, 212, 225. Nitrofenoles, 114. Nitrógeno Eliminación de, 224, 225. Solubilidad en agua, 48. Nitrógeno total, 99, 246. Nitrosaminas, 84. Nitrosomas, 212, 225. NTA (nitrilotriacetatos) Como agentes complejantes, 56, 184. Como coadyuvantes, 105. Nubes estratosféricas polares 434. Nutrientes (ver bionutrientes)
o Oligoelementos, 76, 95, 98. Olor del agua, 65 Tipos de, 66. © Ediciones Paraninfo
O
Organoclorados, pesticidas, 112, 113, 118. Organofosforados, pesticidas, 109, 112, 113, 118. Organomercúricos, compuestos, 96. Ósmosis inversa Características de la, 171. Obtención de agua potable por, 162, 163, 168, 169, 170. Rangos de aplicación, 268. Tratamiento de aguas residuales, 267. Oxidabilidad al permanganato, 80. Oxidación Avanzada, 269. De Cianuros, 160, 574. En tratamiento terciario, 224, 269. En un vertedero de RU, 513. Oxidantes fotoquímicso en la atmósfera, 351 Efectos, 354. Formación, 351, 353. Óxidos de azufre Contaminantes atmosféricos, 356. Efectos de SOx atmosféricos, 358. Emisiones Corinne, 337, 338. Episodio de smog húmedo, 362. Evolución en la atmósfera, 357. Formación en la atmósfera, 356. Fuentes de emisión a la atmósfera, 356. Intervención en lluvia ácida, 358. Intervención en smog húmedo, 357. Legislación atmosférica niveles de inmisión, 444. Oxidación heterogénea, 357. Oxidación homogénea, 357. Procedimientos húmedos de eliminación, 385. Procedimientos secos de eliminación, 388. Reducción de azufre en los combustibles, 384. Óxidos de nitrógeno Acción sobre el ozono estratosférico, 428. Ciclo fotolítico, 347. Control de emisiones a la atmósfera, 381. Control de la combustión, 376, 382. Desnitrificación de gases por vía húmeda, 384. Desnitrificación de gases por vía seca, 383. Efectos de NOx atmosféricos, 349. En la atmósfera, 345. Evolución en la atmósfera, 348.
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D
Índice alfabético
Formación en la atmósfera, 346. Fuentes en la atmósfera, 345. Influencia en efecto invernadero, 416. Intervención en lluvia ácida, 358. Legislación atmosférica niveles de inmisión, 444. N 2 0 datos Inventario Corine-aire, 337, 338,. NO datos Inventario Corine-aire, 337, 338. N0 2 datos Inventario Corine-aire, 337, 338,. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 504. Química diurna, 348. Química nocturna, 349. Oxígeno disuelto En depuración biológica, 220. Parámetro de calidad, 75, 76. Potencial redox, 51. Solubilidad en agua, 48, 49, 75. Ozonización Desventajas de la, 160. Eliminación de contaminantes por, 160. Parámetros de la, 159. Puntos de tratamiento, 160. Ozono Acción de los contaminantes sobre el ozono estratosférico, 428. Desinfección con, 158. Disminuciones anuales de concentración en la estratosfera, 427. En agua, 159. Estratosférico, 315. Incremento de la superficie agujero, 427. Legislación atmosférica niveles de inmisión, 444. Mecanismo de destrucción del ozono estratosférico, 433. Protocolo de Montreal, 437. Troposférico, 347, 352,. Unidad Dobson de medida, 426.
p Parámetros De calidad o contaminación del agua, 64. Sustitutos, 65. Paraoxón, 116. Paratión, 112, 113, 116.
Partículas Límites de emisión en incineración de RP, 565. Procedentes de incineración de residuos urbanos, 504. Partículas coloidales en el suelo Coagulación, 637. Floculación, 637. Importancia en los procesos de adsorción, 636. Importancia en los procesos de intercambio aniónico, 639. Importancia en los procesos de intercambio catiónico, 638. Partículas en la atmósfera, 363. Aitken o finas, 366. Colectores húmedos, 391. Colectores secos, 389. Composición química, 365. Control de emisiones, 388. Deposición húmeda, 368. Deposición seca, 368. Distribución de tamaños según procedencia, 369. Distribución por tamaños y fuentes en Reino Unido, 367. Efectos de las partículas atmosféricas, 370. Evolución en la atmósfera, 368. Filtros, 395. Fuentes de emisión, 364. Legislación atmosférica niveles de inmisión, 445. Medias, 367. Naturales en la atmósfera, 328. Precipitadores electrostáticos, 396. Sedimentables o gruesas, 367. Tamaño, 366. Patógenos,81,83, 150, 152,280. Peletización De residuos agrícolas y forestales, 601. Percentil 98. Concepto de, 443. Periodo de semidesintegración Definición, 611. Permanganato de potasio Como oxidante en aguas, 80, 142. Permeabilidad En vertederos, 510, 583. Permeado, 168, 170. Permutitas, 61. Pesticidas (ver Plaguicidas), 108 Accidentes por emisión a la atmósfera, 411.
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Índice alfabético Bioacumulación, 117. Eliminación, 160. Formulación, 108. Inorgánicos, 109,. Orgánicos, 109. Persistencia, 116, 118. Resistencia a los, 119. Solubilidad, 118. Toxicidad, 115, 118. Petróleo Composición de tipos de, 126. Derivados de, 125. Derrames de, 125, 129. Fracciones del, 127. pH En agua de lluvia, 358. En depuración anaerobia, 220. Influencia en el potencial redox, 51, 53. Influencia en la solubilidad, 58. Influencia en velocidad de corrosión, 71. Parámetro de calidad del agua, 71. Valor en el lixiviado, 514, 517. Phoredox, proceso, 227. Piezómetro, 585. Pirólisis De residuos agrícolas y forestales, 601. De residuos urbanos, 521. Plaguicidas (ver Pesticidas) Plan Nacional de Residuos Especiales, 532 De lodos de depuradora, 535. De neumáticos fuera de uso, 533. De residuos de construcción y demolición, 536. De residuos de matadero, decomisos, subproductos cárnicos y animales muertos, 534. De residuos voluminosos, 535. De vehículos fuera de uso, 532. Plan Nacional de Residuos Urbanos 20002006, 524. Conclusiones, 531. Objetivos, 525. Obligaciones derivadas de este Plan, 531. Programa Nacional de Compostaje, 529. Programa Nacional de Concienciación Ciudadana y Formación, 530. Programa Nacional de Prevención, 525. Programa Nacional de Recuperación y Reciclaje, 526. Programa Nacional de Residuos de Envases y Envases Usados, 527. Programa Nacional de Valorización Energética, 529. © Ediciones Paraninfo
O
Programa Nacional sobre Eliminación y Vertido, 530. Plantas acuáticas Sistema de, 253, 254. Plásticos Reciclaje, 492. Plomo, 89, 91, 95, 97. Legislación atmosférica, 445. Poder calorífico De un residuo, 471. Poder calorífico inferior De gas de vertedero, 520. Del residuo a incinerar, 557. Policlorobifenilos, 120. Problemas ambientales de, 121. Policloruro de vinilo, 493. Poliestireno, 493. Polietileno de alta densidad, 493. Polietileno de baja densidad, 493. Polietileno tereftálico, 493. Polifosfatos, 103, 105, 107. Como agentes complejantes, 56, 184. Polipropileno, 493. Poseedor de residuos Definición, 460. Potabilización De aguas de consumo, 139. Potencial de electrodo Estándar, 50. De reducción, 50. Potencial redox Del agua, 51, 54, 71. Diagramas pE-pH, 53. Potencial Z (de coloides), 143, 146. Pozos negros, 248, 261. Precipitación De residuos peligrosos, 572. Tratamiento de aguas por, 224, 262, 270. Pervaporación, 267. Preoxidación, 139, 141. Pretratamientos En aguas residuales industriales, 262. En aguas residuales urbanas, 204, 205, 206. Prevención Definición, 461. Programa Nacional de, 525. Procesos de membrana En tratamiento de aguas, 168, 228, 266. Rangos de aplicación, 268. Procesos fotoquímicos En el agua, 47, 59. En la atmósfera, 312. Producto de solubilidad, 57.
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O Índice alfabético Productor de residuos Definición, 461. Propiedades biológicas De residuos urbanos, 470. Propiedades físicas De residuos urbanos, 469. Propiedades químicas De residuos urbanos, 471. Protozoos, 83. Punto crítico o punto de ruptura, 141, 155, 156. Punto limpio Definición, 468. Objetivos, 469. Residuos a depositar, 468. Purín Definición, 598. Q
Quelantes, agentes En control de incrustaciones, 184. Quelato, 55, 634.
R Radiaciones En la atmósfera, 308. Radiación solar, 309. Radiación terrestre, 310. Radiación a, 611. Radiación~. 611. Radiación y, 611. Radiactividad, 611. Parámetro de calidad del agua, 81. Radical hidroxilo En la atmósfera terrestre, 313. Radicales libres En la atmósfera, 312. En el ciclo fotolítico de los NOx, 348, 351. Radionucleido, 611. Radiotoxicidad, 612. Reacciones ácido-base, 47, 48, 50. Reacciones de complejación, 47, 48, 55, 62. Reacciones de hidrólisis, 47, 48, 49. Reacciones de oxidación-reducción, 47, 48, 50. Reacciones de solubilización-precipitación, 47, 48, 57, 62. Reactores de escape Catalíticos, 377. Térmicos, 376. Rechazo, en ósmosis inversa, 168, 170.
Rechazos de incineración, 498, 503, 567. Reciclaje Ahorro energético, 488, 489. Definición, 461. Objetivos de reciélaje para el 2006, 528, 529. Objetivos, 479. Programa Nacional de Recuperación y Reciclaje, 526. De aluminio, 495. De la materia orgánica, 480. De madera, 497. De metales distintos de hierro y aluminio, 496. De metales férreos, 495. De neumáticos usados, 497. De papel y cartón, 491. De plásticos, 492. De residuos de construcción y demolición, 497. De residuos de jardín, 497. De residuos urbanos, 479. De vidrio, 490. Técnicas de reciclaje externo en un proceso de minimización, 590. Técnicas de reciclaje interno, 590. Reciclaje de aluminio Objetivos del PNRU para el año 2006, 529. Procesos a realizar, 495. Reciclaje de metales férreos Envases de acero, 496. Envases de hojalata, 495. Objetivos del PNRU para el año 2006, 529. Reciclaje de metales no férreos Constituyentes de baterías, 497. Constituyentes de pilas, 497. Reciclaje de papel y cartón Descripción del proceso, 491. En España, 491. Objetivos del PNRU para el año 2006, 528. Ventajas, 491. Reciclaje de plásticos En España, 494. Objetivos del PNRU para el año 2006, 529. Procesos a realizar, 493. Reciclaje de vidrio En España, 490. Etapas, 490. Objetivos del PNRU para el año 2006, 528. Usos del vidrio reciclado, 490.
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Índice alfabético Ventajas, 490. Recogida de residuos Definición, 461. Pre-recogida, 473. Hermética, 474. Neumática, 474. Selectiva, 461, 489. Tradicional, 473. Recursos hídricos, 32 Distribución mundial, 33. En España, 34, 37. Redes de vigilancia de contaminación atmosférica, 147 Red BAPMON, 448. Red EMEP, 450. Redes nacionales, 450. Redes regionales, 450. Reducción, procesos de De Cromo (VI), 275, 574. En un vertedero de RU, 513. Tratamiento terciario, 270. Refractaria, materia orgánica (ver no biodegradable) Rejas, 139, 140, 205, 207. Relación C/N En el compost, 484. Residuo carcinógeno, 547. Residuo cero, 455. Residuo comburente, 547. Residuo corrosivo, 547. Residuo explosivo, 547. Residuo fijo, 68. Residuo infeccioso, 548, 606. Residuo inflamable, 547. Residuo irritante, 547. Residuo mutagénico, 548. Residuo nocivo, 547. Residuo peligroso para el medio ambiente, 548. Residuo seco, 67, 68. Residuo tóxico para la reproducción, 54 7. Residuo tóxico, 547. Residuos Agrarios, 597. Asimilables a urbanos, 541. Categorías de residuos, 459, 542. Clasificación basada en las actividades que los generan, 455, 456. Consecuencias negativas en el medio ambiente, 454. Definiciones, 453. Directiva Marco 911156/CEE, 457. Factores que incrementan su generación, 453. © Ediciones Paraninfo
O
Industriales, 539. Inertes, 541. Ley 10/1998, 453, 459, 462. Normativa, 457. Peligrosos, 541. Radiactivos, 611. Sanitarios, 605. Urbanos, 465. Residuos agrarios Características principales, 597. Clasificación, 597. Definición, 507. Producción anual en España, 599. Valorización agraria, 603. Valorización energética, 600. Valorización, 599. Residuos agrícolas Combustión directa, 601. Componentes principales, 456. Composición y características, 598. Gasificación, 60 l. Hidrólisis y fermentación, 602. Licuefacción, 602. Peletización o compactado, 601. Pirólisis, 60 l. Producción de fertilizantes, 603. Valorización energética, 600. Residuos asimilables a urbanos Definición, 541. Residuos de construcción y demolición Plan Nacional, 536. Reciclaje, 497. Residuos de industrias agroalimentarias Definición, 597. Producción de fertilizantes, 603. Valorización energética, 602. Residuos de matadero, decomisos, subproductos cárnicos y animales muertos Plan Nacional, 534. Residuos forestales Características, 598. Combustión directa, 601. Componentes principales, 456. Gasificación, 601. Hidrólisis y fermentación, 602. Licuefacción, 602. Peletización o compactado, 601. Pirólisis, 60 l. Producción de fertilizantes, 603. Valorización energética, 600. Residuos ganaderos Características, 598. Composición, 598.
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O
Índice alfabético
Tipos de residuos ganaderos según Real Decreto 109/1998, S98. Valorización agraria, 603. Valorización energética, 602. Residuos industriales Causas por las que se generan, S9 l. Componentes principales, 4S6. Grupos, S4 l. Operaciones donde se generan, S91. Tipos y composición en función de su origen, S39. Residuos inertes Componentes principales, 4S6. Definición, S41. Gestión según la Directiva 1999/31/CE y Real Decreto 1481/2001, S41. Residuos peligrosos Actividades industriales que los generan, S40. Actuaciones en una planta de tratamiento, SS2. Análisis del ciclo de vida, S93. Bolsas de residuos, S92. Características, S47. Categorías según su naturaleza o actividad que los genera, S44. Condiciones para que un residuo se clasifique como peligroso, S42. Constituyentes de los residuos para ser peligrosos, S4S. Definición, S41. Eliminación en vertedero, S80. Fuentes, S48. Gestión, SSl. Incineración, SS3. Lista aprobada por instituciones comunitarias, S41. Minimización, S89. Obligaciones de los productores, SSO. Operaciones de tratamiento, S43. Producción en España, S48, SSO. Tecnologías limpias, S89. Tratamiento físico-químico, S68. Residuos radiactivos Accidentes nucleares, 629. Almacenamiento definitivo, 624. Almacenamiento en función de sus características, 612. Almacenamiento previo al tratamiento, 621. Almacenamiento temporal del residuo acondicionado, 624. Barreras entre el residuo y el medio ambiente, 619.
Ciclo del combustible nuclear, 613. Clasificación, 611. Componentes principales, 4S6. Concentración, 622. Definición, 611. Envasado, 624. Evacuación, 624. Fuentes, 613. Generación en investigación, 617. Generación en la industria, 617. Generación en medicina nuclear, 607, 616. Gestión en España por Enresa, 618. Gestión, 61 7. Inmovilización y aislamiento, 618. Ley 2S/l 964 de Energía Nuclear, 460. Producción anual en España, 617. Radiaciones ionizantes, 611. Residuo radiactivo acondicionado, 620. Segregación y recepción, 620. Solidificación o inmovilización, 623. Transporte, 628. Residuos radiactivos de alta actividad Almacenamiento definitivo en España, 627. Almacenamiento definitivo, 62S. Cantidades a gestionar en España según su procedencia, 618. Definición, 612. Envasado, 624. Generación en las centrales nucleares, 61S. Principales radionucleidos que contienen, 612. Solidificación, 623. Residuos radiactivos de baja y media actividad Almacenamiento definitivo en España, 62S. Almacenamiento definitivo, 624, 626. Cantidades a gestionar en España según su procedencia, 618. Definición, 612. Envasado, 624. Generación en las centrales nucleares, 61S. Principales radionucleidos que contienen, 612. Solidificación, 623. Residuos sanitarios (hospitalarios) Clasificación según la Agencia de Protección Ambiental, 60S. Clasificación según la Organización Mundial de la Salud, 60S.
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Índice alfabético Clasificaciones según legislación española, 606. Componentes principales, 456. Definición, 605. Desinfección, 610. Gestión extracentro, 608. Gestión intracentro, 608. Incineración, 610. Producción en España, 607. Recogida, 609. Residuos infecciosos, 606. Residuos peligrosos sanitarios, 607. Residuos químicos y citostáticos, 607. Residuos sanitarios asimilables a urbanos, 606. Residuos sanitarios especiales, 606. Tratamiento, 607. Residuos urbanos Análisis elemental, 470. Biodegradabilidad, 476. Biogasificación, 521. Carbono fijo, 470. Cenizas, 470. Clasificación en función de sus orígenes, 466. Composición media en España, 468. Composición, 467. Compostaje, 480. Definición, 465. Densidad, 470. Eliminación y tratamiento en España, 475. Estabilización, 522. Factores que influyen en su producción, 465. Gasificación, 522. Gestión, 4 72. Humedad, 470, 484. Incineración, 498. Materia volátil combustible, 470. Pirólisis, 521. Plan Nacional, 524. Poder calorífico, 471. Pre-recogida, 473. Producción en España, 465, 466. Propiedades físicas, químicas y biológicas, 469. Reciclaje, 472, 479. Recogida, 473. Residuos asimilables a urbanos, 541, 606. Residuos especiales urbanos, 468. Tamaño de partícula, 470, 485. Temperatura de fusión de cenizas, 470. © Ediciones Paraninfo
O
Transporte, 474. Tratamiento, 474, 479. Vertido, 506. Residuos voluminosos En el hogar, 468. Plan Nacional, 535. Resinas intercambiadoras, 165 En ablandamiento de aguas, 17 6, 177. Propiedades, 165. Tipos, 165. Resistencia específica Filtración, 236. Respiración endógena, 226. Reutilización Definición, 461. Rocas ígneas, 632. Rocas metamórficas, 632. Rocas sedimentarias, 632. Ruptura de emulsiones De residuos peligrosos, 575. Ryznar, índice de, 189.
s Sabor del agua, 65 Medida del, 66. Sales disueltas Efectos en reutilización de aguas residuales, 280. Eliminación en aguas, 162, 228. Sales insolubles Producto de solubilidad, 57. Solubilidad, 58. Salinidad Efecto en la biodegradabilidad, 76. Parámetro de calidad del agua, 64, 69, 70. Salinización del suelo, 644. Secchi, disco, 67, 100. Secuestrantes (ver coadyuvantes) En control de incrustaciones, 184. Sedimentación (ver decantación). Selenio Toxicidad, 83, 84. Semimetales En aguas, 91, 95. Separación de fases, 265, 266. Sequedad límite En filtración, 236. Siemen (unidad), 68. Silicatos, 632 Como coadyuvantes, 106. Sinergia, 83, 90, 116.
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D
Índice alfabético
Sistemas integrados de gestión de residuos (SIG), 458. Smog fotoquímico Componentes, 352. Episodios en Los Ángeles, 362. Variación horaria de la composición, 354. Smoghúmedo Componentes, 357. Episodios en Londres, 362. Solidificación De residuos peligrosos, 576. De residuos radiactivos, 623. Sólidos decantables, 67. Sólidos en suspensión, 67 Efectos en reutilización de aguas residuales, 280. Tratamiento terciario de, 223. Solubilidad De sales insolubles, 58. Factores que afectan a la, 58. Sordón De residuos peligrosos, 577. Stripping, 185,224,266. Subproductos de la desinfección, 152, 156. Suelo Composición, 631. Contaminación del suelo, 641. Disolución acuosa del suelo, 631. Estructura en capas u horizontes, 635. Estudio de suelos contaminados, 644. Factores que influyen en su formación, 635. Fase sólida del suelo, 631. Principales contaminantes del suelo, 642. Procesos ácido-base, 639. Procesos de adsorción, 636. Procesos de intercambio aniónico, 639. Procesos de intercambio catiónico, 638. Procesos de oxidación-reducción, 640. Tratamiento de suelos contaminados, 646. Suelo contaminado Acidificación, 644. Biorrestauración o biorremediación insitu, 650. Compostaje, 650. Contaminación endógena, 641. Contaminación exógena, 642. Contaminación por fertilizantes, 643. Contaminación por pesticidas, 643. Contaminación por salinización, 644. Contaminantes metálicos, 642. Contaminantes orgánicos, 643.
Definición, 462, 641. Desorción térmica, 648. Efectos de los contaminantes, 641. Electromigración, 649. Emplazamientos contaminados en España, 64 7. Extracción físico-química, 648. Extracción in-situ mediante vacío y aire, 649. Extracción química, 649. Incineración, 648. Industrias responsables, 642. Landfarming, 649. Lavado de suelos, 648. Metodología para su estudio, 644. Origen de la contaminación del suelo, 641. Solidificación-estabilización, 649. Técnicas de tratamiento, 646. Tratamiento térmico con rayos infrarrojos, 648. Vitrificación, 649. Sulfuros En aguas naturales, 47. Surfactantes, 102 Biodegradación, 104. Problemas de contaminación, 103. Sustancias extraíbles al cloroformo, 80. Sustancias filtrables, 67. Sustancias húmicas y fúlvicas En aguas naturales, 43, 55, 56, 65.
T Taladrinas, 557 Tratamiento físico-químico, 576. Tamaño de partícula De residuos, 470, 485. En la atmósfera, 366. Tamices, 140, 205, 207, 208. Tamizado, 140. Tecnologías limpias, 589. Temperatura En depuración anaerobia, 220. Gradiente vertical en la atmósfera, 405. Inversión térmica en la atmósfera, 406. Parámetro de calidad del agua, 68. Variaciones anómalas anuales en la atmósfera, 415. Tensoactivos, agentes (ver Surfactantes), 102, 107 Problemas de contaminación, 103. Toxicidad, 104. Teratógeno, 83.
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Índice alfabético Termoclina, 44, 101. Termoestable, 492. Termoplástico, 492. Termosfera, 303. Terpenos Como pesticidas, 111. Tiempo de retención de sólidos, 233. Tiempo de sedimentación, 143. Tiempo hidráulico de retención, 233. Topografía del terreno Influencia en la dispersión de contaminantes atmosféricos, 408. Total de sólidos disueltos, 67, 69, 70. Toxicidad Aditiva, 83, 90. Parámetro de calidad del agua, 82. Toxóforo, 111, 113, 114. Transmutación De residuos radiactivos, 626. Transparencia del agua, 67, 100. Tratamiento biológico (secundario) Eficacia del, 222. En aguas residuales urbanas, 204, 211. Tratamiento de fangos En potabilización de aguas, 140, 161. En aguas residuales urbanas, 204, 229. En aguas residuales industriales, 274. Tratamiento físico-químico de residuos Coagulación-floculación, 579. Definición y objetivo, 568. Esquema general de una planta, 570, 571. Estabilización-solidificación, 57 6. Neutralización, 571. Precipitación, 572. Procesos físicos, 569. Procesos químicos, 569. Reducción-Oxidación, 574. Ruptura de emulsiones, 575. Tratamientos más habituales, 568. Tratamiento primario Eficacia del, 222. En aguas residuales industriales, 262, 263, 266. En aguas residuales urbanas, 204, 210. Tratamiento terciario En aguas residuales industriales, 262, 266. En aguas residuales urbanas, 204, 223. Tratamientos biológicos (ver tratamientos secundarios) Inhibidores de, 203, 204. Tratamientos externos En aguas industriales, 182, 184, 185. © Ediciones Paraninfo
O
Tratamientos internos En aguas industriales, 183, 184, 185. Tributilestaño, 85. Trihalometanos, 141, 152, 156. Troposfera, 301. Turbidez del agua, 66.
u Ultrafiltración, 267, 268. Unidad nefelométrica, 66. Unidades Pt-Co, 65. Uranio-235, 615.
V
Valorización Definición, 461. Programa Nacional de Valorización Energética, 529. Valorización agraria de la biomasa vegetal, 603. Valorización agraria de residuos ganaderos, 603. Valorización de residuos agrarios, 599. Valorizadón energética de residuos agrícolas y forestales, 600. Valorización energética de residuos ganaderos e industriales, 602. Vehículos Fuera de Uso Centros Autorizados de Recepción y Descontaminación (CARDs), 532. Plan Nacional, 532. Vertederos Clasificación, 507. Definición, 462. Real Decreto 1481/2001, 458, 463, 581. Vertedero de residuos inertes, 507. Vertedero de residuos peligrosos Caracterización de los residuos a depositar, 588. Control de admisión de residuos peligrosos, 586. Criterios para la colocación de los residuos, 583. Definición, 580. Directiva 1999/31/CE, 580, 587. Gestión del biogás, 585. Gestión después del cierre, 589. Impermeabilización, 582. Instalaciones, 584.
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O
Índice alfabético
Planificación y Explotación, 581. Programa Nacional sobre Eliminación y Vertido, 530. Real Decreto 1481/2001, 581. Requisitos de impermeabilización, 582. Residuos a depositar, 587. Residuos no admisibles, 587. Sellado, 583. Tratamiento de lixiviados, 585. Vertedero de residuos urbanos Composición del gas de vertedero, 518. Composición del lixiviado, 515. Compuestos químicos presentes, 512. Etapas a acometer en su construcción, 510. Evolución del vertedero, 513. Fase ácida inicial, 514. Fase aerobia inicial, 514. Fase metanogénica, 514. Fase post-metanogénica, 514. Fases en la formación del gas, 519. Impermeabilización, 51 O. Importancia del pH en la evolución del vertedero, 514. Operaciones y procesos, 511. Programa Nacional sobre Eliminación y Vertido, 530. Tipos de reacciones, 513. Ventajas e inconvenientes, 508. Vertedero de alta densidad, 509. Vertedero de baja densidad, 509. Vertedero de media densidad, 509. Vertido con compactación, 508. Vertido con trituración, 508.
Vertido en área o zona, 509. Vertido en zanja o celda, 509. Vertido mixto, 509. Vertidos (ver aguas residuales) Vida media De pesticidas, 116, 118. Viento Influencia en dispersión de contaminantes atmosféricos, 403. Rosa de los vientos, 404. Virus, 81, 83. Enterovirus, 82. Visibilidad Influencia de las partículas atmosféricas, 371. Vitrificación De residuos peligrosos, 578. De residuos radiactivos de alta actividad, 623. De suelos, 649. Vórtice polar, 433. y
Yesos En aguas naturales, 46. Solubilidad en a,gua, 49.
z Zeolitas, 102, 105, 107. Zonas sensibles a la eutrofización, 98, 224.
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Contenido: 1. Naturaleza de la química analítica Parte l. Herram ientas de la química analítica 2. Sustancias químicas, aparatos y operaciones unitarias en química analítica 3. Utilización de hojas de cálculo en quím ica analítica 4. Cálculos utilizados en química analítica 5. Errores en los análisis químicos 6. Errores aleatorios en el análisis químico 7. Tratamiento y evaluación de datos estadísticos 8. Muestreo, estandarización y calibración Parte 11. Equilibrios químicos 9. Disoluciones acuosas y equilibrio químico 10. Efecto de los electrolitos en los equilibrios químicos 11 . Resolución de problemas de equilibrio en sistemas complejos Parte 111. Métodos clásicos de análisis 12. Métodos gravimétricos de análisis 13. Valoraciones: Valoración por precipitación 14. Principios de las valoraciones ácido-base 15. Curvas de valoración en sistemas ácidobase complejos 16. Aplicaciones de las valoraciones ácidobase 17. Reacciones y valoraciones de formación de complejos Parte IV. Métodos electroquímicos 18. Introducción a la electroquímica 19. Aplicación de los potenciales de electrodos
SKOOG • WEST • HOLLER • CROUCH
20. Aplicaciones de las valoraciones oxidación/reducción 21. Potenciometría 22. Electrólisis: electrogravimetría y culombimetría 23. Voltametría Parte V. Spectrochemical Analysis 24. Introducción a los métodos espectroquímicos 25. Instrumentos de espectrometría óptica 26. Espectrometría de absorción molecular 27. Espectrometría de fluorescencia molecular 28. Espectrometría atómica Parte VI. Cinética y separaciones 29. Métodos cinéticos de análisis 30. Introducción a las separaciones analíticas 31. Cromatografía de gases 32. Cromatografía líquida 33. Métodos de separación diversos Parte VII. Aspectos prácticos del análisis químico 34. Análisis de muestras reales 35. Preparación de muestras para análisis 36. Descomposición y disolución de muestras
CONTA INACIÓN AMBIE TAL Una visión desde la química CONTAMINACIÓN AMBIENTAL: Una visión desde la Química, está pensado para su utilización en el estudio de asignaturas de temática ambiental en cursos de titulaciones de carácter técnico y científico. Se recogen en un único volumen, con profundidad y rigor aunque sin ánimo de ser exhaustivos, los conocimientos referentes a los distintos campos que abarca la contaminación ambiental, abordándolos desde un punto de vista fundamentalmente químico. El estudio de los problemas ambientales se desglosa en tres partes:
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